Papirindustri ÃstersÃ¸en - Centre for Environmental Studies - Aarhus ...

Papirindustri 

& 

Østersøen 

-En giftig sag 

Steffen Møller-Larsen, stud. scient 

Jane Hjelm Nielsen, stud. jur 

Winnie Liza Nielsen, stud. scient 

Anders Runge Pedersen, ingeniør 

Vejleder: Jens Carl Hansen, cand. med

MILJØLÆRE 

AARHUS UNIVERSITET 

Finlandsgade 12-14 

8200 Århus N 

Phone: +45 8942 4424 

Fax: +45 8942 4426 

ENVIRONMENTAL COURSE 

AARHUS UNIVERSITY 

Finlandsgade 12-14 

DK-8200 Aarhus N 

Denmark 

e-mail: miljolare@au.dk 

Web site: www.miljolare.au.dk 

18. april 2000 

Udgiver: Miljølære, februar 2000 

Tryk: 

Fysisk institut, Aarhus Universitet 

Antal: 60 

ISBN: 87-7785-113-7

PAPIRINDUSTRI OG ØSTERSØEN MILJØLÆRE EFTERÅR 1999 

1. INDLEDNING ............................................................................................................................................... 3 

2. ØSTERSØEN................................................................................................................................................. 4 

2.1. ØSTERSØENS HISTORIE................................................................................................................................4 

2.2. OMRÅDETS GEOGRAFI................................................................................................................................. 5 

2.3. OMRÅDETS HYDROLOGI.............................................................................................................................. 7 

2.4. LAGDELING.................................................................................................................................................. 9 

2.5. SEDIMENTET .............................................................................................................................................. 10 

2.6. LIVET I ØSTERSØEN................................................................................................................................... 11 

2.6.1. Phytoplankton..................................................................................................................................... 12 

2.6.2. Zooplankton ........................................................................................................................................ 12 

2.6.3. Vertebrater .......................................................................................................................................... 13 

3. PAPIRINDUSTRIEN.................................................................................................................................. 15 

3.1. VIRKSOMHEDERNES PLACERING OMKRING ØSTERSØEN......................................................................... 16 

3.2. PRODUKTION.............................................................................................................................................. 17 

3.2.1. Papirmassen........................................................................................................................................ 17 

3.2.2. Massefremstilling................................................................................................................................18 

3.2.3 Kemisk papirmasse .............................................................................................................................. 20 

3.3. BLEGNING AF SULFAT- OG SULFITMASSE ................................................................................................. 23 

3.4. UDLEDNING................................................................................................................................................ 25 

4. STOFFER FRA PAPIRINDUSTRIEN I EN ØKOTOKSIKOLOGISK BELYSNING ....................... 26 

4.1. HØJMOLEKYLÆRE FORBINDELSER........................................................................................................... 27 

4.2. LAVMOLEKYLÆRE FORBINDELSER........................................................................................................... 28 

4.2.1. Klorerede phenoler ............................................................................................................................. 30 

4.2.2. Dioxiner og furaner............................................................................................................................ 34 

5. STOFFERNES SPREDNING I MILJØET............................................................................................... 38 

5.1. SEDIMENTTRANSPORT............................................................................................................................... 38 

5.2. VANDTRANSPORT....................................................................................................................................... 41 

5.3. OPHOLDSTID I ØSTERSØEN ....................................................................................................................... 43 

5.4. VURDERING AF FORURENINGSUDBREDELSEN........................................................................................... 44 

6. BIOMARKØRER........................................................................................................................................ 47 

6.1. CYTOCHROM P-450 ................................................................................................................................... 48 

6.2. ANDRE EKSEMPLER PÅ BIOMARKØRER .................................................................................................... 48 

6.2.1. Lever funktion/detoksifikationssystem............................................................................................... 49 

6.2.2. Vækst af kønskirtler............................................................................................................................ 49 

6.2.3. Kulhydratmetabolisme........................................................................................................................ 49 

6.2.4. Osmotisk og ionisk regulation............................................................................................................ 50 

6.2.5. Status for røde og hvide blodlegemer................................................................................................. 50 

6.2.6. Vertebradeformiteter........................................................................................................................... 50 

6.3. INDIKATIONER FOR KLORATUDSLIP.......................................................................................................... 51 

7. LØSNINGSMODELLER. .......................................................................................................................... 54 

7.1. RETLIGE LØSNINGSMODELLER ................................................................................................................. 54 

7.1.1. HELCOM-samarbejdet....................................................................................................................... 54 

7.1.1.1. Baggrunden for samarbejdet og generelt om konventionen............................................................................54 

7.1.1.2. Nogle grundlæggende principper ...................................................................................................................55 

7.1.1.3. De for papirindustrien relevante bestemmelser ..............................................................................................56 

7.1.1.4. Helsinki kommissionens oprettelse, opbygning og bemyndigelser..................................................................56 

7.1.1.5. De for papirindustrien relevante anbefalinger ...............................................................................................58 

7.1.1.6. Deklarationer og handlingsprogrammer ........................................................................................................59 

7.1.2. Regulering inden for EU .................................................................................................................... 60 

7.1.2.1. Generelt om EU’s miljøregulering .................................................................................................................60 

7.1.2.2. Konkrete regler af betydning for papirindustrien ...........................................................................................62 

7.1.3. Andre internationale og europæiske regelsæt ................................................................................... 63 

1


7.1.3.1. Regionale konventioner ..................................................................................................................................63 

7.1.3.2. Internationale konventioner............................................................................................................................64 

7.1.4. Svensk ret ............................................................................................................................................ 65 

7.1.4.1. Miljøhovedloven (miljöbalken) .......................................................................................................................65 

7.1.4.2. Anden svensk regulering.................................................................................................................................67 

7.2. BAT............................................................................................................................................................ 67 

7.2.1. BAT ved sulfat-papirmassefremstilling.............................................................................................. 68 

7.2.2. BAT for sulfit-papirmassefremstilling ............................................................................................... 70 

7.3. ØKONOMISKE STYRINGSMIDLER .............................................................................................................. 71 

8. DISKUSSION .............................................................................................................................................. 75 

9. KONKLUSION............................................................................................................................................ 77 

10. ORDLISTE .............................................................................................................................................. 79 

11. LITTERATURLISTE............................................................................................................................. 81 

Bilag 1 (kort over industrierne omkring Østersøen) 

2


1. Indledning 

Følgende opgave omhandler papirindustriens udledninger til Østersøen. I oplandet til 

Østersøen er der meget industri, og papirindustrien er en af de industrier, der har været i fokus 

p.g.a. forureningsproblemer. 

Vi har valgt at begrænse os til den svenske papirproduktion, da Sverige er en af de største 

papirproducenter omkring Østersøen. Endvidere er der, som følge af dette, udarbejdet mange 

undersøgelser på svenske papirfabrikker. Man skal være opmærksom på, at når der vurderes 

på stoffer, der findes i Østersøen, og deres toksiske egenskaber, er der benyttet artikler om 

stoffer, der lige så vel kan stamme fra papirmøller i andre Østersølande. 

Der er flere forskellige typer vandforureningsproblemer forbundet med papirproduktion. For 

det første udledes store mængder organiske stoffer, som under nedbrydning forbruger ilt i 

vandet, hvilket medfører en øget risiko for iltsvind. Papirindustrien i Sverige står for mere end 

halvdelen af den totale udledning af organisk materiale fra Sverige. (Nordisk Ministerråd, 

1999). Derudover udleder papirindustrien suspenderet materiale, som i lokale områder ændrer 

havbundens struktur. Endelig er der en stor udledning af klorerede forbindelser, som kan gøre 

skade på økosystemerne i Østersøen. Nærværende opgave lægger hovedvægten på den 

sidstnævnte forureningstype, de klorerede organiske forbindelser. Forbindelserne betegnes 

indenfor papirindustrien bredt som AOX*, adsorberbare organisk bundne halogener. EOCl*, 

ekstraherbare organisk bundne klorforbindelser er en delmængde af AOX’erne og betegner 

et smallere spekter af klorerede stoffer, som betragtes som skadelige for økosystemet. 

En fuldstændig forståelse af miljøproblemerne i Østersøen kræver en tværfaglig 

indgangsvinkel. Følgende opgave vil behandle nogle relevante dicipliner til vurdering af 

papirindustriens miljøpåvirkninger. I opgaven klarlægges de processer i papirproduktionen, 

hvor udledningen finder sted, og det undersøges endvidere hvilke stoffer det drejer sig om. 

Herefter udvælges nogle stofgrupper, som behandles nærmere, og deres toksiske effekt bliver 

herved belyst. 

Efter således at have klarlagt forureningens omfang og effekter vil vi behandle forskellige 

mulige løsninger. Her vil vi særligt beskæftige os med de retlige løsningstiltag, der foreligger 

i form af internationale konventioner og mere konkret i den svenske miljøregulering. 

Ord markeret med stjerne (*) er forklaret i ordlisten. 

3


2. Østersøen 

For at vurdere påvirkningen af forureningen i Østersøen er det nødvendigt at have et 

grundlæggende kendskab til mange af de hydrologiske forhold og biologiske sammenhænge i 

området. Der er tale om et sammenhængende hav, og man kan derfor ikke debattere 

miljøproblemer uden at tage højde for disse sammenhænge. En viden omkring disse forhold 

vil muliggøre en modellering af vandtransporten og dermed give indblik i en vigtig parameter, 

nemlig stofstransporten rundt i Østersøen. Alt dette vil skabe en forståelse for, hvorfor 

områdets økosystem er så følsomt. 

2.1. Østersøens historie 

Geologisk er Østersøen et meget ungt hav, idet den først for 3000 år siden blev dannet som 

det, vi ser i dag. 

Allerede i Kvartær perioden var de generelle topografiske træk af Østersøen tilstede, men 

området var dengang fastland karakteriseret af elve og søer. Strukturen i Østersøbækkenet 

blev dannet under den sidste istid, hvor der skete enorme ændringer i området, og den 

karakteristiske topografi i området blev formet (Pedersen, J.D., 1994:15). 

Under Weischel istiden for ca.10.000 år siden var det meste af Skandinavien dækket af is. 

Ved isens tilbagetrækning lettedes landområdet for en betydelig tyngde, og dette fremkaldte 

landhævninger i det sydlige af havområdet. Havet blev dermed afskåret fra Nordsøen, og den 

Baltiske issø opstod. (Voipio, A. 1981: 59). En fortsat smeltning af isen medførte en drastisk 

sænkning i sø-niveauet, der bevirkede, at det salte havvand fra Kattegat strømmede ind over 

de lave landområder i syd-Sverige og opblandedes med det ferske vand i den Baltiske issø. 

Forøgelsen af saliniteten gav indvandringsmuligheder for marine organismer til det nye hav, 

som blev døbt Yoldia efter en indvandret muslingeart. Yoldia havet eksisterede i ca.1000 år, 

hvorefter de stadige landhævninger bevirkede, at havet igen blev afskåret fra Nordsøen og 

Ancylussøen blev dannet. Mens området nu var ferskt fortsatte landhævningerne, men 

kraftigst nordpå. Ancylussøens bund begyndte at hælde mod syd, og efter 500 år 

oversvømmede Ancylussøens vande de danske stræder og skabte kontakten til Kattegat. 

Forbindelsen var så dyb, at saltholdigt vand fra Kattegat kunne strømme gennem stræderne, 

ind i det der efterfølgende blev kaldt Littorina Havet. For 3000 år siden udviklede dette hav 

sig til Østersøen, som den ser ud i dag. 

De gennemgribende forandringer, hvor området har skiftet mellem fersk- og saltvand til det 

den er i dag, et brakvands hav, har haft stor betydning for diversiteten af fauna og flora i 

4


havet. Meget få arter er adapteret til de foranderlige forhold, som et brakvandsområde byder 

på. Østersøen er under konstant indflydelse af geologiske faktorer, som medfører forandring. 

Havbunden i området vipper mod syd, hvilket tydeliggøres af de stadige landhævninger 

omkring Botniske Bugt på ca. 10 mm årligt. Dette kan få betydelig indflydelse på 

strømningerne af saltvand fra Nordsøen i fremtiden. 

2.2. Områdets geografi 

Østersøen er et meget komplekst system, der strækker sig over 1500 km fra syd til nord, og 

har en bredde på 650 km (se figur 2). Overfladearealet er ca. 400.000 km 2 , og vandvolumen er 

20.000 km 3 (Voipio, A., 1984: 7). Generelt er Østersøen meget lavvandet med en 

gennemsnitsdybde på 60 m, men da havbundens topografi er meget vekslende, består den i 

virkeligheden af en række tærskler og bassiner. Derfor varierer dybden væsentligt. Landsort 

dybet og Gotlandsdybet udskiller sig mest, med en dybde på henholdsvis 459 m og 249 m (se 

figur 1). Dybdevariationen har stor indflydelse på vandudvekslingen i havet. 

Figur 1. Illustration af havbundens topografi i hele Østersøregionen. 

Nederst ses angivelser af salinitetsgradienten fra syd til nord (Harris, H. J. et al, 1988). 

5


Den store geografiske udstrækning af Østesøregionen bevirker, at der er klimatiske forskelle 

mellem nord og syd, og at dette hav, der er omsluttet af fastland, får et stort opland. Østersøen 

er recipient for et opland, der er 4,3 gange større end selve overfladearealet, med en 

population på 77 millioner mennesker (Internetartikel: Marine and Coastal Areas). 

Figur 2. Geografisk oversigt over Østersøen med dens opland. Riga Bugten ligger 

umiddelbart under Finske Bugt. Landsort-, Gotlands- og Bornholmsdybet tilhører Baltiske 

Hav. (Lund-Hansen, L.C. et al., 1994). 

6


Østersøen er inddelt i 7 regioner; Botniske Bugt, Botniske Hav, Finske Bugt, Riga Bugten, 

Baltiske Hav, Sundet og Bælterne (se figur 2). Variationen i kemiske og biologiske faktorer i 

området fra syd til nord er stor som følge af ferskvandsindstrømningen fra oplandet og 

saltvands indstrømningen fra Nordsøen (se figur 3). Ferskvandsmængden er relativ stor, 

hvilket er årsagen til, at Østersøen kaldes verdens største brakvands bassin, et område med 

relativt lave saliniteter. Østersøen klassificerers også under betegnelsen et estuarie: ”En 

halvlukket afsnøring fra havet, hvori der forekommer målelig blandning af ferskvand og 

saltvand.” (Lund-Hansen, L.C., et.al., 1994: 147) 

2.3. Områdets hydrologi 

Det mest karakteristiske ved Østersøens hydrologi er indstrømningen af saltholdigt vand fra - 

og udstrømingen af ferskt vand til Kattegat. Flere faktorer spiller ind i fremkaldelsen af disse 

strømninger. Det er vandstandsforskellene mellem Østersøen og Nordsøen, der skyldes 

meteorologiske forhold over området, samt topografien i havbunden (se figur 1). Østersøen 

har i modsætning til oceaner ikke noget mærkbart tidevand, derfor skyldes de eneste 

variationer i vandstanden de ovenfor nævnte meteorologiske forhold. 

Østersøen har et positivt ferskvandsregnskab. 480 km 3 ferskvand løber årligt hertil, specielt 

floderne Neva, Vistula og elven Luleälven bidrager med run-off ferskvand. Nedbør og 

fordampningen fra hele Østersøen er næsten lige store (180 km 3 /år), så tilstrømningen fra 

Figur 3. Figuren illustrerer vandregnskabet i Østersøen. E: mængden af indstrømmende vand 

med salinitet S E 

. A: mængden af udstrømmende vand med salinitet S A 

.Q: angiver størrelsen af 

det positive ferskvandsregnskab som strømmer ud af Østersøen (Sikkerhedspolitisk 

studiegruppe. 1979). 

7


floderne udgør den nettomængde ferskvand, som transporteres ud gennem de danske stræder 

årligt (Voipio, A., 1984: 25). Se figur 3 for illustration. 

Mod syd trænger tungt saltholdigt vand gennem Bælterne og over Darr´s tærskel og ind i 

Østersøen. Fornyelsen af saltvand gennem disse snævre passager kræver en 1000 km lang 

transport, højtryk over Nordsøen og vestenvind, før saltvandet som en tung bundstrøm kan 

falde ned i Arkonadybet og videre til Bornholm bassinet (se figur 1). På trods af den 

begrænsede adgang, der skyldes de lave vanddybder over Darrs tærskel, er tilførslen af nyt 

vand over tærskelen konstant. Oftest er indstrømningsvandet dog overfladevand fra Kattegat, 

og saliniteten i dette vand er ikke særlig højt (15-25 ‰, se figur 2) i forhold til Nordsøen 

p.g.a.. den opblanding, der forgår i Sundet og Kattegat, og det er ikke tungt nok til at erstatte 

det dybestliggende bundvand. Under normale vejrforhold sker der altså ingen udskiftning af 

det nederste bundvand med den højeste densitet. Der skal mere sjældne og ekstreme 

meteorologiske forhold til, før det højsaline bundvand fra Kattegat presses over Darrstærsklen. 

Bundvandet fra Kattegat har tilstrækkelig høj densitet til at trænge ned og erstatte 

det efterhånden gamle og brugte bundvand i Arkonadybet. Den nye tilførsel af tungt højsalint 

bundvand muliggøres, idet der sker en kontinuerlig fortynding af det gamle salte bundvand 

vha. diffusion af salt til de ovenliggende vandlag. 

Gennemstrømningen af vand gør, at saliniteten i Østersøen varierer fra nord til syd med 

overfladevands salinitet i juni fra 3 – 8 ‰ (se figur 2) og dybhavsvandets salinitet variere 

mellem 3 – 13 ‰ (Lund-Hansen, L.C., 1994: 156). De topografiske forhold vanskeliggør 

som før omtalt vandudskiftningen i specielt de dybe dele af Østersøen, og den gennemsnitlige 

vand-udskiftningsperiode er her 25 år. Der er dog store variationer med en meget kort 

udskiftningstid i det omrørte Kattegat på kun få måneder, og ca. 3 år i den Botniske Bugt 

(Pedersen, J.D.,1994: 19). Men det mest foruroligende område mht. udskiftningstiden er det 

Baltiske Hav (Landsort-, Gotlands- og Bornholmsdybet), hvor det kan tage årtier før 

vandmassen er skiftet ud. Man ser også gentagne længerevarende iltsvindsperioder i disse 

dybe havområder. Denne lange opholdstid er et vigtigt udgangspunkt i debatten om 

forurening i Østersøen, fordi opholdstiden for de forskellige stoffer, som cirkulerer rundt i 

miljøet, i vid udstrækning afhænger af vandets opholdstid i et område. Dette gælder både 

naturlige stoffer som næringssalte og ioner, men også de toksiske og forurenende stoffer. 

8


2.4. Lagdeling 

En meget dominerende karakter i Østersøen er den permanente lagdeling i saliniteten, hvor 

det salte indstrømningsvand fra Kattegat befinder sig i det nederste lag, og udstrømningen af 

brakvand danner det øverste lag (se figur 3 og 4). Den horisontale lagdeling er resultatet af et 

forholdsvis lavt tilløb af saltvand og et stort tilløb af ferskvand. Sådan et fænomen, der typisk 

ses i estuarier kaldes en saltkile (Lund-Hansen, L.C., 1994: 148). Se figur 4. 

Figur 4. Her ses en saltkile, med det ferske vand øverst, 

det salte vand nederst den intermediærefase er haloklinen. 

(Lund-Hansen, L.C., 1994: 149). 

Opdelingen i to adskilte lag (haloklinen) begrænser effektiv udveksling af stoffer mellem de 

to lag p.g.a. forskellen i densitet. Hverken bølger eller vind kan blande vandmasserne i hele 

vandsøjlen (Miljøministeriet, 1990: 15). Af samme årsag har haloklinen meget stor 

indflydelse på materiale-balancen. Det dybe bundvand kan kun udskiftes, og dermed få tilført 

nye forsyninger af f.eks. O 2, 

horisontalt. Dybden af haloklinen varierer afhængig af 

tærsklernes højde, idet klinen nødvendigvis må ligge så højt, at det tunge bundvand har 

mulighed for passage nedenom. 

Styrken af en haloklin varierer med tilstrømningen af ferskvand, man ser derfor til tider en 

meget svag eller helt manglende haloklin i Botniske Bugt, der er recipient for stor mængder 

ferskvand fra floderne. I de resterende dele af Østersøen findes en konstant haloklin. Under de 

9


samme meteorologiske omstændigheder, som giver en stor saltvandsindstrømning fra 

Kattegat, kan der nogle steder dannes en sekundær haloklin i 110-130 meters dybde (Voipio, 

A., 1981: 139). 

Om sommeren dannes der en thermoklin i 15-20 meters dybde. Solens stråler varmer 

overfladevandet op til mellem 15-18 grader C, mens den lavere temperatur i dybden er 

upåvirket og konstant (4 – 10 grader C). Thermoklinen opstår i de perioder, hvor forskellen 

mellem det kolde og varme vand bliver tilstrækkelig stor, og det varme vand med lavere 

densitet vil trænge opad i vandsøjlen. 

Thermoklinen fungerer ligesom haloklinen som en barriere i vandsøjlen for både plankton, 

suspenderet- og opløst materiale. Barrieren er netop grunden til, at klinerne er vigtige i 

forureningsdebatten. Klinerne er en medvirkende faktor, til at iltsvind kan forekomme i de 

dybere bundområder. Nedbrydningen af organisk materiale forbruger ilten i bundvandet, og 

problemet med iltforbruget er, at diffussion* af O 2 

fra ovenliggende lag ikke er mulig, på 

grund af klinernes ringe udveksling af stoffer som næringssalte og gasser. 

2.5. Sedimentet 

Et sediment er en samlebetegnelse for materialer der er eroderet bort og aflejret andetsteds. 

Faktisk stammer hele 80 % af sedimentet i Østersøen fra de tilstødende landområder, som er 

blevet transporteret ud i havet via floderne (Lund-Hansen, L.C., 1994: 108). 

Interaktion i det øverste sedimentlag er påvirket af bl.a. bakteriel aktivitet, bølger, 

strømerosion og mekanisk opblanding ved bunddyrenes bevægelse (bioturbation). 

Næringssalte, ioner, tungmetaller og toksiske substanser adsorberes i sedimentet, idet de 

bindes til partikler, og det har vist sig, at O 2 

forstærker bindingsgraden (Voipio, A., 1981: 

208). Oplagringen af disse stoffer reguleres derfor af O 2 

- indholdet, og f.eks. tungmetallerne 

er mindre opløselige under iltrige forhold end under iltfattige. 

En anden måde de bundne stoffer i sedimentet kan frigives på, er når sedimentet 

genophvirvles i vandsøjlen. Denne aktivitet er dog mest udbredt i kystzonerne. I de kohæsive 

sedimenter (består af finkornede partikler som silt og ler), som findes på dybere vand, hvor 

bølgeaktivitet ikke mærkes, kræves der relativt høje strømhastigheder, før denne kan eroderer 

i bundmaterialet. Derfor ses det ofte, at transporten af partikler på bunden ophører, og de 

suspenderede/resuspenderede partikler sedimenterer. 

I øvrigt kan klimatiske faktorer påvirke transporten af forurening fra de tempererede områder 

til de koldere nordlige områder, hvor de også akkumuleres. Samtidig mener man, at stærk 

10


eutrofiering i et havområde rent faktisk forstærker bindingen af toksiske forbindelser 

(internetartikel: Gulf of Bothnia – still healthier). 

2.6. Livet i Østersøen 

Mange af de specielle træk, man finder hos organismerne i Østersøen, er et resultat af den 

foranderlige historie, der ligger bag havet. Organismerne er en unik blanding af marine-, 

anadrome-(vandrer fra havet op i floderne for at gyde), katadrome- (vandrer fra floderne ned i 

havet for at gyde) og ferskvandsarter (HELCOM nr. 64 B :160). 

Den begrænsede forbindelse til Nordsøen, Østersøens udstrækning bevirkende en bred 

klimatisk spændvidde, den kraftige saltgradient fra syd til nord (se figur 2) og den 

karakteristiske lagdeling, som danner både vertikale og horisontale gradienter, påvirker 

økosystemets struktur. 

De arter, som er i stand til at overleve i Østersøens miljø, er marine og ferskvandsarter med en 

vis tolerance over for osmotisk stres. De brakvandstolerante marine arter lever i et hypoosmotisk* 

miljø ved deres laveste tolerancegrænse, mens ferskvandsarterne lever i et hyperosmotisk* 

miljø ved maksimal tolerancegrænse. Arterne, som lever her, er enten 

osmoregulerende (regulerer det osmotiske tryk i kropsvæskerne ved at kontrollere mængden 

af salt og/eller vand i kroppen) eller osmokonforme (regulerer ikke det osmotiske tryk i 

kropsvæskerne og lever derfor med varierende osmotisk tryk afhængig af de ydre forhold), 

hvilket er en af grundene til at artsdiversiteten i Østersøen er meget lille sammenlignet med 

andre oceaner (Voipio, A. 1981: 147). 

Et område med mange individer fordelt på få arter, vil sædvanligvis betegnes som et 

forureningspåvirket område, men Østersøens hydrologiske og biologiske forhold medfører 

naturligt, at sammensætningen af arter tegner sig således. Konsekvensen af at leve under disse 

strenge forhold er nødvendigvis visse tilpasningstræk. Prisen bliver betalt på energibudgettet. 

Den ekstra omkostning for at overleve er en af årsagerne til, at økosystemet er så sårbart. Der 

er ikke plads til yderligere overlevelsesomkostninger. Generelt er fiskenes vækstrate 

langsommere, de forbliver mindre i voksenstadiet end deres slægtninge i andre områder, de 

bliver frugtbare i en yngre alder og er endda mere fertile end slægtninge. For phytoplanktonet 

i Østersøen gælder også en reduktion i størrelse, samtidig med at de mister deres evne til 

seksuel reproduktion og udviser stressymptomer, jo lavere saliniteten bliver. En anden grund 

til sårbarheden i økosystemet er de korte fødekæder, der følger med artsfattigdommen og gør 

11


dyrenes fødegrundlag ensidig. Uddør én enkelt art, eller sker der et fald i en bestand, kan det 

have kolossale konsekvenser for hele fødekæden. 

2.6.1. Phytoplankton 

Østersøens udstrækning er som tidligere nævnt ret omfangsrig, den strækker sig over 10 

breddegrader fra nord til syd. Dette giver markante forskelle i de tilgængelige lysmængder og 

dermed store variationer i vækstsæsonerne for phytoplanktonet, som jo lever af de 

fotosyntetiske processer. Primærproduktionen er derfor også lavest i Botniske Bugt, fordi 

vækstsæsonen er begrænset til 4-5 måneder (Voipio, A. 1981: 223). 

I foråret forårsager de flere lystimer opstarten af en ny cyklus af primærproduktionen, idet der 

sker en opblomstring af phytoplankton. Den højeste biomasse opnås som regel på det 

tidspunkt, hvor en svag thermoklin dannes. Opblomstringen, der jo netop er reguleret af 

tilgængeligheden af lys, afhænger af udviklingen af denne thermoklin, idet den forhindrer 

phytoplanktonet i at cirkulere ned under den kritiske dybde. Udtømning af næringssalte 

medfører at phytoplanktonet dør, så store mængder ubehandlet organisk materiale falder ud af 

det produktive øvre lag, og forsyner det bentiske system med et stort energi-input. Senere på 

sæsonen græsser zooplankton af phytoplanktonet, hvorfor mængden af phytoplankton 

mindskes. 

2.6.2. Zooplankton 

Samfundet af zooplankton i Østersøen er, som andre samfund i området, karakteriseret ved 

meget lav artsdiversitet. Tilpasningen til de kritiske saliniteter mellem 6-8‰, dvs. udviklingen 

af euryhaline arter (marine organismer adapteret til et vidt spektre af saliniteter), har været 

yderst begrænset. Diversiteten i Østersøen strækker sig hovedsageligt til 6 arter af vandloppe 

og 2 arter af hjuldyr samt nogle få larver, og disse arter udgør 90-95% af zooplanktonbiomassen 

(voipio, A., 1981: 242). 

12


2.6.3. Vertebrater 

Kigger man på de marine fiskearter i Østersøen, falder artstallet drastisk, når man bevæger sig 

nordpå, fra 1500 arter i Skagerrak til kun 6 stationære arter i Botniske Bugt (jvf. figur 5). 

Denne artsnedgang skyldes ikke kun saltgradienten, men også faldet i temperaturen. De 

marine arter kræver en vis minimum salinitet og temperatur, før de kan reproducere. 

Figur 5. Fordelingen af arter afhængig af saliniteten i vandet. 

(Nord 1993:14:23) 

Man ser, hos størstedelen af de marine arter i syd, en udbredt tendens til at vandre mellem 

gydepladser nær kysten og fødeområder på det åbne hav, mens de ferskvandsarter, som 

dominerer samfundet nordpå, udviser mere stationær adfærd. 

Østersøen er levested for både havlevende og bundlevende dyr samt kyst-fiskesamfund, og 

mange af disse er arter, der udnyttes kommercielt såsom aborre, flynder, torsk, brisling, sild, 

laks og ål. De arter, der lever nær kysten, påvirkes mest af forureningen udledt fra land, og her 

ses ofte en meget kraftig respons i fiskesamfundenes struktur (HELCOM 1996:168). Men 

mange fisk både marine og ferskvands behøver beskyttede, varme og hydrografisk stabile 

forhold (skabes af bundvegetationen) for at gyde og til udvikling af ynglen. De kystnære 

zoner, specielt øhavene og kystlagunerne, er derfor en nødvendighed for vedligeholdelse af 

produktionen af fisk i Østersøen. Gyde- og plejepladser er dog ofte af meget begrænset 

13


arealomfang, og selv ringe menneskelig påvirkning kan få betydelige konsekvenser for 

fiskeproduktionen i hele området. 

Fiskebestandene har i de sidste årtier udvist meget forskellige udviklinger, men hos specielt 

torsk og den vilde laksebestand ses en meget markant nedgang. 

14


3. Papirindustrien 

Østersøens specielle struktur giver egenskaber i form af ringe vandudskiftning, varierende 

saliniteter, temperaturer og lav artsdiversitet. 

De hydrologiske, geologiske og biologiske forhold i Østersøen skaber grundlag for at forstå 

dynamikken og dens spredning af stoffer i miljøet. Egenskaberne giver forståelse af, at 

enkelte fremmedstoffer kan have stor indflydelse på det sårbare økosystem. 

Da Østersøens miljø er så sårbart, vil stoffer udledt fra menneskelig aktivitet i dette område 

potentielt være farligere end stoffer, udledt fra samme aktivitet i andre havområder. 

Blandt de industrier, der er placeret langs Østersøens kyst og udleder skadelige stoffer, er 

papirindustrien 

I det følgende vil vi kortlægge processerne i papirfremstillingen, hvilket har til formål at give 

et overblik over de forureningskomponenter, der kan belaste Østersøen. Ved indsigt i 

produktionsmetoderne i industrien opnås mulighed for at finde ud af, hvor i produktionen, der 

kan gribes ind med BAT (Best Available Technology) og anden regulering for at reducerer 

forureningen. 

Forurening i Østersøen stammer fra mange diffuse kilder samt en stor mængde punktkilder, 

og skyldes primært menneskelig aktivitet i alle de omkringliggende lande. Det er vigtigt at 

fastslå, at en stor del af forureningen stammer fra luften, og dermed ikke kun fra oplandet til 

Østersøen. Dette ligger dog udenfor rammerne af denne opgave. 

Sverige er efter Finland, den næststørste producent af papirmasse til papirfremstilling, med en 

kapacitet på 11,13 mio. tons årligt. Hoveddelen er kemisk papirmasse som udgør 70% af den 

samlede produktion, mens mekanisk papirmasse udgør 28% (EU kommission 1996 I/46), de 

forskellige produktionsmetoder beskrives i afsnit 3.2.2. 

Sverige er også bruger af genbrugspapir til papirmassefremstilling, omend i forholdsmæssigt 

ringe omfang. På grund af Sveriges store skovområder og træproduktion, og fordi der 

produceres langt mere papir i forhold til den nationale efterspørgsel, er det ikke attraktivt at 

producere papirmasse af genbrugsfibre. 

15


3.1. Virksomhedernes placering omkring Østersøen 

Blandt de industrier der ligger i Østersøens umiddelbare opland kan, som de vigtigste, i 

hovedtræk nævnes stålværker, kemiske fabrikker og papir -/papirmassefabrikker. 

I Sverige er hoveddelen af papirfabrikkerne placeret omkring den Botniske bugt, men 

strækker sig ned langs hele kysten. Indlands er papirfabrikkerne placeret omkring det sydlige 

søområde. 

De største fabrikker (100.000 tons/år) er placeret ved kysten tæt på flodmundinger. 

Papirmøllerne ligger relativt spredte, og er enten integrerede masse - og papirmøller eller 

separate møller, som enten producere papirmasse eller forarbejder massen til papir. 

70-75 % af Sveriges papirfabrikker udleder direkte eller indirekte til Østersøen, og der findes 

80 Papir-/papirmassefabrikker i Sverige pr. 1991. 

Af de fabrikker der er placeret ved kysten er pr. 1993 

• 22 Sulfat-møller (heraf producere 7 ubleget papirmasse). 

• 10 er Sulfit- møller. 

• 7 CTMP-møller. 

• 5 mekaniske møller. 

I oplandet til den Botniske bugt var papirmasseproduktionen pr. 1991 

• Sulfat (Kraft): 4,1 mio. t/år 

• Sulfit: 0,9 mio. t/år 

• TMP: 1,3 mio. t/år (termo mekanisk papirmasse) 

• CTMP: 0,15 mio. t/år (kemi-termo mekanisk papirmasse) 

Ovenstående er forskellige produktionsmetoder, som beskrives i tabel 2. 

Tallene for produktionen omkring den Botniske Bugt er væsentlige, fordi vurderingen på 

udbredelsen omfatter klorforbindelser i bugten. 

Da der er uoverensstemmelse mellem tallene hentet i forskellige opslag fra forskellige årstal, 

vises en oversigt i bilag 1, over lokaliseringen af fabrikker pr. 1980. Ovenstående tal er fra 

1991-96 (Lagergren, S., et al., 1991) 

Det præcise antal pr. 1999 er ukendt, men bilaget viser, at placeringen af papirfabrikkerne er 

tæt på kysten, og det giver et overblik over situationen for en potentiel forureningsudbredelse. 

16


Vi antager, at nye fabrikker i høj grad er bygget med den bedst tilgængelig teknologi, og 

derfor ikke bidrager med samme slags forurening som de eksisterende industrier, dvs. 

industrier med data hentet fra 1980-1996. 

3.2. Produktion 

Fremstilling af papirmasse er den essentielle del i papirfabrikationen. 

Massen, der skal blive til papir, og den proces der hører til, vil efterfølgende blive benævnt 

massefremstilling, papirmasse eller blot masse. 

Under produktionen kan massen videreforarbejdes til papir, som enten bleget eller ubleget. 

Bleget papirmasse medføre et ekstra produktionstrin, som konventionelt kræver klor. 

Det er under massefremstillingen og blegning, at der bruges de kemikalier, der er årsag til 

produktionen af miljøgifte, som udledes til Østersøen. 

3.2.1. Papirmassen 

Til papirmassen bruges forskellige træsorter, og der skelnes specielt mellem bløde og hårde 

træsorter (se tabel 1). Der er forskel på, hvilke produktionsmetoder de forskellige træsorter 

egner sig til (se tabel 2). Når træet er forbehandlet ved at blive afbarket, skyllet og snittet er 

det klar til at blive kogt eller knust til papirmasse. 

Papirmassen består af lignin* og cellulose*, der er blevet nedbrudt ved brug af kemikalier, 

eller mekanisk ved fysisk at blive revet fra hinanden i en maskine. Afsondrede fibre frigøres 

og bliver vandopløselige, så de kan gendannes i et net, der udgør papiret. 

Hårdt træ Blødt træ 

Cellulose* 40-50% 45-50% 

Lignin* 18-25% 25-35% 

Andet 

(hemicellulose) 

- - 

Tabel 1 Typisk indhold og fordeling af organisk materiale i almindelige træsorter 

(Biermann, C.J., 1993) 

17


3.2.2. Massefremstilling 

I denne fase af papirfabrikationen bestemmes papirets kvalitet, alt efter hvilken metode der 

bruges til massefremstillingen. Det er dermed også nævnt, at der findes flere metoder, som 

følgende beskrives på baggrund af de 4 kategorier: 

• Kemisk 

• Semi-kemisk 

• Kemisk-mekanisk 

• Mekanisk 

Kategorierne er placeret i tabel 2, og der anvendes følgende betegnelser: 

Kemikalier: Betegner hvilke kemikalier, der bruges i processen til nedbrydning af fibrenes 

struktur og delignificering. 

Trætyper: Betegner hvilke træsorter, der er egnet til brug ved fremstilling af papirmasse i 

denne kategori. 

Egenskaber/kvalitet: Betegner papirmassens udseende, egenskaber, kvaliteter, i forhold til de 

andre kategorier 

Kommercielt brug: Betegner det brug, som det færdige papir er egnet til. 

Udbytte: Betegner hvor meget af den oprindelige træmasse, som er tilført fra flisbunken (jvf. 

Figur 6), der er tilbage i forhold til den proces, der er gennemgået. Her er det udtrykt ved den 

ovntørre masse efter massefremstillingsprocessen. 

Egenskaber/ 

Kommercielt 

Kategori Proces Kemikalier Trætyper 

Kvalitet 

brug 

Udbytte[%] 

TMP, Termo- 

Ingen; 

Hårdt træ 

Høj blødhed, 

Avispapir, 

Mekanisk 

mechanical pulping 

Slibesten for 

som 

volumen. 

Bøger, 

92-96% 

CTMP, Chemi-TMP 

kævler 

poppel 

Lav styrke 

Ugeblade 

SGW, Stone 

Skiverensere 

eller lyst, 

groundwood 

for flis 

blødt træ 

Mørk tonet 

PGW, Pressure 

som gran, 

groundwood 

balsam 

RMP, Refiner 

mechanical pulping 

18


Kemisk 

Damp eksplosion/ 

Asplund 

Kold Soda 

Sulfat (pH 13-14) 

(kaldes også 

kraftmetoden) 

Sulfit, syre eller 

Bisulfit (pH 1,5-5) 

Soda 

Semi-kemisk NSSC (pH 7-10) 

Neutral sulfid 

semichemical (masse) 

CTMP;mild 

behandling: 

NaOH eller 

NaHSO 3 

NaOH + Na 2 

S 

(15-25% på 

træ) 

Svovllugt 

H 2 

SO 3 

+ 

- 

HSO 3 

med 

Ca 2+ , 

Mg 2+ , Na + 

+ 

eller NH 4 

base 

Ca 2+ er 

traditionel 

men forældet 

Mg 2+ baseret 

Na 2 

SO 3 

+ 

Na 2 

CO 3 

Omkring 

50% opfanget 

som Na 2 

SO 4 

Hårdt træ 

som 

poppel 

eller lyst, 

blødt træ 

som gran, 

balsam 

Alle 

træsorter 

Moderat styrke 

Høj styrke 

Brun 

papirmasse, 

hvis ikke 

bleget 

Lysebrunt 

papirmasse, 

hvis ubleget, 

bleges nemt til 

lyst papir, 

Svagere styrke 

end 

Sulfatmasse 

men højere 

udbytte 

Lysere og lidt 

stærkere end 

Sulfitmasse 

God stivhed og 

formbarhed 

Avispapir, 

Bøger, 

Ugeblade 

Poser, 

indpakning, 

Pap, bleget for 

hvidt papir 

Fint papir, 

servietter, 

glanspapir, 

Forstærkning i 

avispapir 

Avispapir og 

fint papir 

Riflede medier 

(bølgepap) 

Tabel 2 Oversigt over produktionsmetoder til fremstilling af papirmasse (Biermann, C.J., 

1993). 

88-95% 

65-70% for 

brunt papir, 


egnet 

blegemasse 

43-45% efter 

blegning 


egnet 

blegemasse 

48% efter 

blegning 

Kemimekanisk 

Hårdt træ 

Poppel og 

Birk og 

ikke 

harpiksholdige 

bløde 

træsorter 

(Douglasgran 

undtaget) 

Næsten 

alle arter 

gran, 

ædelgran 

foretrækkes 

Hårdt træ 

Asp, Eg, 

Elletræ, 

Elm, Birk, 

Blødt træ 

Douglasgran, 

savsmuld 

og flis 


egnet 

blegningsmasse 

48-50% efter 

blegning 

70-80% 

19


Det ses, at udbyttet er større ved mekanisk fremstilling end ved kemisk fremstilling, men når 

egenskaberne sammenlignes, har den kemiske fremstilling flere anvendelsesmuligheder. 

Det skyldes, at ved mekanisk fremstilling ødelægges fibrene i højere grad, og ligninindholdet 

bevares næsten uden reducering i modsætning til kemisk fremstilling af papirmasse, hvor der 

er stor delignificering. Højt ligninindhold forringer det færdige papirs egenskaber, bl.a. bliver 

ligninholdigt papir gulligt ved udsættelse for sollys. Generelt anvendes ligninholdigt papir til 

formål, hvor lang holdbarhed ikke er krævet, såsom aviser, ugeblade og telefonbøger. 

Fordelen ved at bevare et højt ligninindhold er, at det giver højere udbytte af træmassen. 

Det vil være for omfattende at beskrive alle kategorierne og processerne. 

Vi vil derfor se nærmere på den kemiske massefremstilling, og delignificering/blegning, da 

det både er den største andel af den fremstillede masse, der produceres ved denne metode, og 

fordi det er den mest interessante i forureningssammenhæng. 

3.2.3 Kemisk papirmasse 

Som det ses på figur 6, foregår fremstillingen af papirmassen i en såkaldt fordøjer, hvor 

kemikalier jvf. tabel 2 tilføres, koges i en væske og sættes under tryk, for at separere og 

destruere fibrene i træmassen. 

I den kemiske massefremstilling bruges i Sverige enten Sulfat(kraft)- eller Sulfitmetoden, som 

omfatter brugen af de i tabel 2 anførte kemikalier. Ca. halvdelen af de kemikalier, der 

anvendes i papirfremstillingen, bruges i massefremstillingen og en efterfølgende blegning. 

Den anden halvdel bruges i forbindelse med det færdige produkt eller til forbehandling af træ. 

(Nordiske seminar…1993b). 

Under kogningen foregår kemiske processer, der adskiller træfibrene og frigør dem fra deres 

struktur. Træet gøres til en flydende masse, der er opløseligt i vand. Samtidig reduceres 

indholdet af lignin*, der forøger træet og papirmassens stivhed. 

20


Figur 6 Procesdiagram for produktionen af papirmasse med blegning (Biermann, C.J., 1993) 

21


Fordelen ved den kemiske proces er, at fibrene ikke ødelægges, hvilket giver en bedre struktur 

i det færdige papir. Det reducerede ligninindhold forårsager et lavere udbytte, men gør 

papirmassen og det efterfølgende færdige papir mere blødt, smidigt og stærkt. Desuden bliver 

massen lettere at blege. 

Kogevæsken bliver til en vis grad recirkuleret under vaskningsprocessen , men en del er 

ubrugeligt og ender som reject. Rejectvandet kan sammen med spild fra processen, forårsage 

en forurening, hvis det udledes ubehandlet til recipienten. Ved den kemiske massefremstilling 

og en efterfølgende blegning knytter sig følgende emissioner, der kan måles i recipienten 

som: 

• SS: Suspenderet stof. 

• BOD: Biologisk iltforbrug, mængde af let nedbrydelige organiske stoffer. 

• COD: Kemisk iltforbrug, Totale mængde af organiske stoffer samt andre oxiderbare 

stoffer 

• Næringstoffer: Tot-N og Tot-P: Total mængde af organisk bunden nitrogen og fosfor 

• AOX : Adsorberbare organisk bunden halogen (X) 

Benævnt også som TOCl*: Total mængde af organisk bunden klor 

Eller EOCl*: Ekstraherbare organiske halogener, der er en delmængde af AOX*. 

Gruppen af EOCL* omfatter lipofile klorphenoler, dioxiner og furaner, og en række af 

dem betragtes som potentielt bioakkumulerende. Stofferne og deres lipofilitet indenfor 

gruppen af EOCl* uddybes og behandles sammen med deres egenskaber i afsnit 4. 

Hvor SS, BOD , COD, Tot-N og Tot-P er de samme parametre som knytter sig til udledning 

af almindeligt spildevand, er AOX* en parameter, der knytter sig specielt til papirindustrien, 

hvor klorblegning af papirmassen foregår. 

Eftersom det er massefremstilling ved kemisk metode, der er bedst egnet til blegning, er 

forureningen med AOX’er også tættest knyttet til de fabrikker, der anvender Sulfat-eller 

Sulfitmetoden. 

22


De samlede kilder til emission i vandrecipienter under processen fremgår af figur 7 nedenfor. 

Figur 7. Emissioner fra processerne i papirfremstillingen (Nordiske seminar…, 1993a) 

Alle emissionerne kan være midlertidige som vist i processerne før blegning, såfremt 

processen foregår i et lukket system. De største udslip stammer da også fra forbehandlingen 

og blegningsprocessen. 

3.3. Blegning af sulfat- og sulfitmasse 

Blegning af kemisk papirmasse er forskellig fra blegning af mekanisk papirmasse. 

Blegning af kemisk fremstillet papirmasse opnås ved reducering af ligninindholdet, mens 

blegning af mekanisk papirmasse gøres ved kemisk at ændre på ligninmolekylerne og dermed 

deres optiske egenskaber. Konventionelt bruges der klor til blegning af både mekanisk og 

kemisk papirmasse, men blegning af mekanisk masse er så sjælden, at det ikke har relevans 

for forurening af Østersøen. 

Idet blegningen specifikt skal reducere lignin* og ikke yderligere reducere de øvrige 

carbonhydrider/cellulosefibre, er det ikke nok at fortsætte kogning af massen længere ved 

23


brug af de i tabel 2 nævnte kemikalier. Selvom kogningen i kemisk papirmasse reducerer 

lignin*, er det ikke hensigtsmæssigt at forlænge kogningen, da fibrene kan tage skade og 

udbyttet forringes uproportionalt med delignificeringens effekt. 

Til blegningen i kemisk massefremstilling anvendes forskellige klorforbindelser eller ilt og 

alkali ekstrakter i forskellige stadier. Det være sig klor (Cl 2) 

, hypoklorit, natriumhydroxid 

(NaOH) eller ilt (O 2) 

og klordioxid (ClO 2 

). 

Klordioxid vinder stadig større indpas, fordi der ikke dannes klorholdige organiske 

biprodukter i lige så stort omfang som under brug af rent Cl 2 

Hvert stadie har sin effekt på ligningreduceringen, og ved at bruge de forskellige kemikalier i 

forskellige stadier, fjernes ligninen optimalt med mindst mulig reduktion af cellulosefibrene. 

Der kan være fra 3 til 7 stadier alt efter hvilken metode, der anvendes. 

På figur 8 nedenfor ses et principdiagram for en metode med 5 stadier, der bleger massen til et 

90-92% hvidhed i forhold til absolut sort. 

Figur 8 Principdiagram over blegning med 5 stadier (Biermann, C.J., 1993) 

Under delignificeringsprocessen reagerer klor med ligninmolekylerne og danner forskellige 

organiske klorforbindelser. Processen foregår ved substitution, addition eller oxidation: 

Substitution: R-H + Cl 2 

R-Cl + HCl 

Addition: R-CH=CH-R + Cl 2 

R-CHCl-CHCl-R’ 

24


Oxidation: R-CO-H + Cl 2 

+ H 2 

O R-CO-OH + HCl 

Under reaktionen mellem blegemidlerne og ligninen* dannes de organiske klorforbindelser, 

der potentielt er til skade for økosystemet i Østersøen. 

Klor og lignin kan reagere til klorchatecholer og klorguaiacoler, der høre under gruppen af 

phenoler (eller polyklorerede aromatiske phenoler). 

Dannelsen af de klorerede aromatiske forbindelser behandles yderligere i afsnit 4 

De betegnes tilsammen AOX*, TOCl*, eller EOCl* efter de måder, de bliver målt på i 

recipienten. Heraf betragtes en del af sidstnævnte som persistente, hvilket vil sige, at de kun 

langsomt nedbrydes af organismer. Endvidere ophobes flere af disse potentielt i fisk og 

mennesker. 

3.4. Udledning 

Den samlede udledning fra papirfremstilling og alle dens processer er som nævnt organisk 

materiale, næringstoffer, klorforbindelser og andre fremmedstoffer. 

Hvad angår tungmetaller knytter udslip fra produktionen sig kun til behandling af det færdige 

produkt. Forskellige metalforbindelser bruges til ændring af tonen i papiret og tidligere til 

forebyggelse af svamp samt til generel konservering. Undersøgelser fra 1991 viser, at der ikke 

er omfattende udslip af tungmetaller fra papirindustrien, og den mængde der måles, stammer 

hovedsageligt fra det metal, der er bundet i træet og frigives under forarbejdning til 

papirmasse (Enell et.al., 1994). I ældre tid blev der brugt zink og kviksølv i blegningen, men 

dette stoppede midt i århundredet. 

Konklusionen på udledning fra papirfremstillingen kan opgøres til følgende komponenter i 

henhold til den beskrevne proces:AOX*, BOD, COD, Tot-N, Tot-P, Svovl(S), NO x 

, Zink, 

Cadmium, kobber, Bly. 

I det følgende vil vi nærmere behandle stofferne indenfor gruppen af AOX*, som har fået 

størst opmærksomhed. 

25


4. Stoffer fra papirindustrien i en økotoksikologisk belysning 

Traditionel toksikologi giver en beskrivelse af, hvorvidt et stof er skadeligt for organismer, 

men fortæller ikke noget om fordelingen af giftstofferne i naturen og indkorporeres derfor kun 

vanskeligt i en miljømæssig sammenhæng. Man har derfor udviklet en ny gren, 

økotoksikologien, som er læren om forurenende stoffers spredning i naturen, deres optagelser 

i organismer og virkninger på individer og økosystemer. Økotoksikologien er således meget 

mere helhedsorienteret, hvilket har stor betydning i moderne miljøforvaltning, hvor 

nøglesætninger som ”Best Available Technology” (BAT) er velkendt i enhver moderne 

produktionsvirksomhed. 

I behandlingen af stofferne er det vigtigt at pointere, at det ikke er muligt at give en 

fyldestgørende beskrivelse af alle de stoffer der udledes. Mange af dem er stadig 

uidentificerede, kun ca. 300 er indtil videre blevet identificeret (SNV.3522, 1998: 113) og 

samtidig viser studier af organiske klorforbindelser, at forureningen med disse stoffer de 

sidste år har været stigende (Dannenberger, D. et al., 1997: 1016). 

De fleste af de stoffer, der har vist sig at have toksiske effekter samt evnen til at akkumulere 

sig i de udsatte organismer, er klorerede aromatiske forbindelser. Aromatiske forbindelser er 

baseret på den såkaldte benzenring. De klorerede aromatiske forbindelser opstår i forbindelse 

med nedbrydningen af lignin* under klorblegningen. Den vigtigste reaktion i denne 

sammenhæng er den føromtalte substitutionsreaktion (jvf. afsnit 3.3.). Der findes ikke nogen 

endelig struktur for lignin*, da den varierer fra træsort til træsort, men den primære byggesten 

er benzenringen. Lignin* dannes i træ ud fra tre faste komponenter, nemlig coniferyl alkohol, 

sinapyl alkohol samt p-coumaryl alkohol (se figur. 9). Coniferyl alkohol er dominerende i 

nåletræer, mens de hårdere træsorter har mere af de to andre. (Salisbury, F. B. et al., 1992). 

26


Figur 9. Illustration af de tre faste byggesten i lignin* (Salisbury, F. B., et al., 1992) 

På grund af lignins usædvanlige høje molekylevægt er det et meget sværtopløseligt stof i de 

fleste solventer. Dette medfører, at lignin* er meget vanskelig at studere. Således er der også 

meget omkring nedbrydningsprocessen, herunder kloreringen, man ikke ved særligt meget 

om. Nedbrydningsprodukterne rangerer lige fra højmolekylære ligninforbindelser med 

molekylevægte over 1000 g/mol (80 %) til lavmolekylære forbindelser, med blot en enkelt 

benzenring (SNV.3228, 1986: 8). 

4.1. Højmolekylære forbindelser 

Toksikologiske undersøgelser af de højmolekylære forbindelser viser, at de ikke udviser 

nogen akut toksisitet. Man mener, at grunden til dette er, at de ikke kan passere 

cellemembranen. Kun i nogle få tilfælde kunne svag toksisitet spores (Nordic Council of 

Ministers, 1989). 

Man har endvidere udført kemiske analyser af de højmolekylære forbindelser via IR 

spektrometri - en analysemetode der kan fortælle, hvilke kemiske grupper der er tilstede i et 

stof, samt hvordan bindingerne ser ud. 

I denne analyse fandt man indikationer på bl.a. carboxylsyrer, ketoner og aldehyder, alle 

forbindelser, som ikke er toksiske. Der var ingen indikation for tilstedeværelsen af 

benzenringe, men derimod fandt man konjugerede dobbeltbindinger (dvs. en kæde af 

carbonatomer, hvor der er skiftevis enkelt- og dobbeltbindinger), som typisk vil optræde, når 

der er sket kløvning af benzenringe. Der er således meget der tyder på, at benzenringen er 

slået i stykker og dermed ikke forekommer i de højmolekylære forbindelser (Nordic Council 

of Ministers, 1989). På baggund af disse undersøgelser kan man således konkludere, at de 

højmolekylære forbindelser ikke har nogen stor økotoksikologisk betydning, og de vil derfor 

ikke blive behandlet yderligere i denne opgave. 

27


4.2. Lavmolekylære forbindelser 

De resterende 20% består af lavmolekylære forbindelser. De fleste af disse forbindelser er 

kulhydrater, der er nedbrydningsprodukter af hemicellulose og cellulose* samt methanol, 

myresyre og eddikesyre. Kun en del af disse nedbrydningsprodukter er klorerede. De ikkeklorerede 

forbindelser anses ikke for at udgøre nogen miljømæssig fare, da de ikke har nogen 

nævneværdig toksikologisk effekt. De har betydning i eutrofieringssammenhænge, men her er 

det relativt simpelt at begrænse udledningen via mikrobiologisk spildevandsbehandling, som 

det ses i renseanlæg til byspildevand. 

Blandt de klorerede lavmolekylære forbindelser har interessen hovedsageligt været fokuseret 

på følgende grupper: 

• kloroform, 

• kloreret eddikesyre, 

• klorerede phenoliske stoffer, 

• klorerede dibenzo-p-dioxiner og dibenzofuraner. 

Kloroform dannes i stort omfang, når klorblegning foregår i alkalisk* miljø. Det er et meget 

flygtigt stof, som let fordamper fra vandfasen. Hvad der sker med kloroform i atmosfæren, 

ved man ikke særligt meget om. 

Di- og trikloreddikesyre dannes ligeledes i meget store mængder, op til 1 kg/ton papirmasse. 

De anses dog ikke for at udgøre nogen større fare i miljømæssig sammenhæng, da de 

tilsyneladende ikke bioakkumuleres og let nedbrydes af mikroorganismer. 

De sidste to grupper, der hører til gruppen af EOCL*, har fået større opmærksomhed, og vil 

derfor blive behandlet mere indgående i det følgende. Fælles for disse er, at de er aromatiske 

forbindelser. Aromatiske forbindelser er specielle, idet de har vidt forskellige kemiske 

egenskaber alt efter hvilke kemiske grupper, der sidder på de seks carbonatomer i 

benzenringen. Således er nogen forbindelser giftige som f.eks. den usubstituerede benzenring, 

der både er umiddelbart toksisk og kræftfremkaldende, mens andre benzenforbindelser er af 

vital betydning for organismen, f.eks. vitamin K. 

De kemiske egenskaber har ud over de toksiske egenskaber, akut eller på længere sigt, at gøre 

med stoffernes opløselighed i forskellige solventer, dvs. i hvor høj grad de er henholdsvis 

28


fedt- eller vandopløselige. Dette har stor betydning i en økotoksikologisk sammenhæng, da 

det både har noget at gøre med stoffernes tilbøjelighed til bioakkumulering og 

biomagnificering, samt hvor i miljøet stofferne befinder sig (luft, vand, sediment etc.). 

I litteraturen omgåes begrebet bioakkumulering til tider med en vis lemfældighed, idet det 

blandes sammen med et andet økotoksikologisk vigtigt begreb, nemlig biomagnificering. 

Bioakkumulering siges at forekomme, når et stof ophobes i organismen til en koncentration, 

der er højere end i det omgivende miljø (oftest vand), mens biomagnificering siges at 

forekomme, når koncentrationen af et stof stiger ved overgangen fra et led i fødekæden til det 

næste (Bjerregård, P., 1995: 21 ). 

Hvorvidt et stof er fedtopløseligt eller vandopløseligt har noget at gøre med, hvor polært det 

er. Polaritet opstår i forbindelse med kemiske bindinger, hvor de atomer, der indgår i 

bindingerne har forskellig elektronegativitet (dvs. affinitet for elektroner). Dette betyder, at et 

af atomerne trækker mere i elektronerne end det andet, hvorfor elektronfordelingen bliver 

skæv og en polaritet opstår. Carbon og hydrogen, som er de primære byggesten i fedtstoffer, 

trækker lige meget i elektronerne og er dermed upolære. Ilt er derimod meget elektrofilt og 

trækker i elektronerne ved en binding til f.eks. hydrogen. Dette gør, at vand er et polært 

opløsningsmiddel. Et stof opløses bedre i et opløsningsmiddel, jo mere det ligner 

opløsningsmidlet mht. polaritet. Polære stoffer omtales ofte som hydrofile (vandelskende) og 

upolære stoffer som lipofile (fedtelskende) eller som hydrofobe (vandhadende). 

Generelt skal et stof være fedtopløseligt, for at det kan bioakkumuleres. Når et stof er 

fedtopløseligt, vil det primært lagres i fedtvævet, hvor det er mindre tilgængeligt for 

organismers ekskretionssystem. Ud over potentiale for bioakkumulering vil et stof, der er 

fedtopløseligt, generelt optages lettere i organismen end et stof, der er vandopløseligt. Det 

skyldes, at de fleste organismefremmede stoffer optages i cellerne via passiv diffusion (mange 

naturlige stoffer optages i cellerne via aktiv transport under energiforbrug) og på grund af, at 

cellemebranerne består af fedtstoffer, vil upolære stoffer nemmere kunne passere (Bjerregård, 

P., 1995: 10). 

Et stof der er fedtopløseligt, vil typisk være bundet til partikler og vil derfor ofte kunne findes 

i sedimentet. Under afsnit 5.1 vil vi komme nærmere ind på sedimentationsprocesser. 

29


4.2.1. Klorerede phenoler 

En gruppe af lavmolekylære klorerede aromatiske forbindelser, der har fået stor opmærksomhed i 

forbindelse med spildevand fra papirindustrien, er gruppen af klorerede phenoler. En phenol er i den 

simpleste form en benzenring med en OH-gruppe. 

Derudover eksisterer der en række underkategorier af phenolerne der er baseret på hvilke substituenter, 

der sidder på benzenringen. Nogle af de vigtigste i forbindelse med papirindustrien er således phenoler, 

guaiacholer, vanilliner og catecholer (se figur. 10). 

Figur 10. Kemisk opbygning af phenoler. Tilstedeværelse af benzenringen er karakteristisk for 

stofferne. (Salisbury, F.B., et al. 1992) 

Stofferne er toksiske og har en vis tendens til at bioakkumulere. De er dog relativt lette at nedbryde for 

mikroorganismer i spildevandsanlæg. Ud over nedbrydning vil der typisk foregå en vis 

biotransformering* af catecholer og guaiacholer, idet de methyleres* til henholdsvis anisoler og 

veratroler. Disse er ikke nær så toksiske som deres forgængere, men additionen af den upolære gruppe, 

methyl, medfører at de er blevet mere fedtopløselige, og de bioakkumuleres således også i større stil. 

(Nordic Council of Ministers, 1989). 

Graden af klorering af de forskellige phenoler kan variere. Således kan en phenol have op til fem 

kloratomer, mens vanillin højest kan have tre. Graden af klorering påvirker både stoffernes fedt- hhv. 

vandopløselighed, deres toksisitet, samt nedbrydningspotentialet for mikroorganismer. Generelt vil et 

påsat kloratom forøge stoffets toksisitet samt gøre stoffet mere fedtopløseligt og dermed også mindre 

vandopløseligt. Som tidligere nævnt, har stoffers opløselighed i polære hhv. upolære opløsningsmidler 

30


betydning for, hvorvidt de vil være tilstede i vandfasen, eller i hvor høj grad de vil være bundet til 

partikler, der før eller siden vil sedimenteres. I overensstemmelse med dette vil stofferne generelt have 

større tilbøjelighed til at bindes til partikler og dermed indgå i sedimentationsprocesser, jo flere 

kloratomer de har. 

Klorphenolernes toksisitet, mener man, beror på en generel evne til at afkoble den såkaldte oxidative 

phosphorylation. Oxidativ phosphorylation er en energiskabende process, hvor ATP (det mest 

betydningsfulde molekyle til transport af kemisk energi i organismer) dannes på membranen af 

mitochondrier* som et resultat af en transport af elektoner til O 2 

. Denne process er den primære og 

mest betydningsfulde energigenererende process hos aerobe organismer. Således genereres 26 af de 30 

ATP, der dannes ved fuldstændig oxidation af glycose til CO 2 

og H 2 

O, via oxidativ phosphorylation., 

(Stryer, L., 1997: 529). 

Den akutte toksisitet for klorphenoler skyldes således, at genereringen af energi hæmmes, hvorfor 

vitale processer, der kræver ATP, ikke kan forløbe. 

Toksisiteten af klorphenolerne følger et typisk dosis-respons mønster, som er et begreb inden for 

toksikodynamikken. Virkningen af et giftstof forøges, når koncentrationen eller mængden (dosis) af 

giftstoffet stiger. Effekterne hos fisk udsat for en række af de klorphenoler, der udledes fra 

papirindustrien, er i første omgang en nedgang i reproduktionsevne, men virkningen af et giftstof kan 

være alt fra hæmning af bestemte enzymer og vækst, påvirkning af flugtadfærd og ved højere doser 

dødelighed. (Renberg et. al. 1980) 

Hvis man måler dødeligheden på en ensartet gruppe af dyr i forbindelse med udsættelsen for et giftstof, 

vil man se, at der forekommer individuel variation, således at nogle individer vil dø ved relativt lave 

koncentrationer, mens andre først dør ved betydeligt højere koncentrationer. For at få et generelt og 

reproducerbart tal på et stofs giftighed, benyttes derfor LD 50 

-værdier, som angiver den letale dosis, hvor 

50% af dyrene er døde. For akvatiske dyr regner man i koncentration og benytter således LC 50 

-værdier. 

LC 50 

-forsøg udføres normalt over 24, 48, 72 eller 96 timer. Et stofs giftighed har ud over dosis at gøre 

med, hvor lang tid forsøgsdyrene udsættes for stoffet. LC 50 

vil ofte blive mindre i et 96 timers forsøg 

end i et 24 timers forsøg. 

LC 50 

-værdier efter 96 timer, såkaldte 96-h LC 50 

værdier for to klorphenoler, der er almindeligt 

forekommende i spildevand fra papirindustrien, er blevet målt på krebsdyr Nitocra spinipes. 

31


4,5,6-Trichloroguaiacol 

Tetrachloroguaiacol 

5,2 mg/L 

3,9 mg/L 

Vi ser i overensstemmelser med tidligere betragtninger, at giftigheden for tetrachloroguaiacol er 

giftigere end den med kun tre kloratomer. Generelt ser vi, at giftigheden af disse klorphenoler er ganske 

betydelig. (Renberg, L. et. al., 1980) 

En ofte benyttet mellemløsning, til at reducere giftigheden af spildevand, er at fortynde det, inden det 

lukkes ud. Dermed opnår man, at dyr, der lever i nærheden af spildevandsudløbet, ikke udsættes for 

koncentrationer der vil virke akut toksiske. Imidlertid vil nogle stoffer bioakkumuleres hvilket fører til, 

at koncentrationen af et givet stof når op på toksiske koncentrationer i de eksponerede dyr, selv om det 

ikke har en akut toksisk koncentration i miljøet. Derfor er det vigtigt, når der laves toksikologiske og 

økotoksikologiske undersøgelser af stoffer, at deres potentiale for bioakkumulering undersøges. 

Bioakkumuleringen af tri- og tetrachloroguaiacol er blevet målt i løje ved at udsætte fisken for de to 

stoffer i 14 dage, hvorefter den er blevet flyttet til ikke forurenet vand. Begge stoffer blev akkumuleret 

ganske hurtigt. Koncentrationsfaktoren for de to stoffer var omkring 400 efter to uger, men ingen 

steady state* blev nået under eksperimentet (se figur 11). Eliminationen af stofferne fra fisken, efter at 

den blev flyttet til ikke forurenet vand, var imidlertid tilsvarende hurtig. Detektionsgrænsen* for de to 

stoffer blev således nået efter ca. 14 dage. Til sammenligning er den mere giftige pentachlorphenol 

stadig til stede i fisken efter 16 dage i rent vand efter et lignende forsøg. Dette lidt større 

akkumulationspotentiale for pentachlorphenol kunne forklares ved at den på grund den højere grad af 

klorering er mere lipofil. 

32


Figur 11. Koncentrationer i løje før og efter udsættelse af tri- og tetrachloroguaiacol. 

(Renberg, L. et al., 1980) 

På baggrund af ovenstående foreligger videnskabelige beviser for, at de to stoffer er bioakkumulerende 

i eksponerede fisk. Dog viser undersøgelsen, at fiskene under mindre toksiske betingelser er i stand til 

at udskille de ophobede stoffer. (Renberg, L. et. al., 1980) 

En i miljøovervågningssammenhæng vigtig ting, der er kendetegnende for klorphenolerne, er deres 

markante evne til at inducere cytochrom P-450 enzymsystemet (Andersson, T. et al., 1987). Dette 

33


enzymsystem medvirker til omsætning og udskillelse af miljøfremmede stoffer i organismen, og 

induktionen* af dette enzymsystem benyttes i moderne miljøovervågning som en indikator for, om fisk 

og andre akvatiske organismer har været udsat for forurening. Dette vil blive beskrevet nærmere under 

afsnit 6 om biomarkører. 

4.2.2. Dioxiner og furaner 

Den sidste gruppe af lavmolekylære klorerede forbindelser, dioxiner og furaner, er den mest 

betydningsfulde. Ligesom phenolerne er dioxiner og furaner aromatiske 

forbindelser, dvs. de er opbyggede af benzenringe (se figur 12). 

Figur 12 Opbygning af dioxiner og furaner. (Nordic Council of Ministers, 1989) 

De er ligeledes nedbrydningsprodukter af lignin*, og de bliver kloreret i forskellig grad i forbindelse 

med blegning med Cl 2 

. Dannelsen og dermed udslippet af de klorerede dioxiner og furaner er ikke nær 

så omfattende som for de klorerede phenolforbindelser, men til gengæld har de en meget alvorligere 

økotoksikologisk effekt. Flere af forbindelserne er meget giftige, og kan udover akut dødelighed 

medføre en lang række ikke-dødelige skader, der bl.a. nedsætter reproduktiviteten. Flere af dem er både 

stærkt kræftfremkaldende og fosterskadende. Endvidere er de fedtopløselige og ophobes således 

primært i organismernes fedtvæv, hvorfra de kun langsomt udskilles. Dioxiner og furaner er svært 

nedbrydelige i vandmiljøet, og de både bioakkumuleres og biomagnificeres, og findes således også i 

målbare koncentrationer i stort set hele befokningen i den industrialiserede verden. (Internetartikel: 

What is Dioxin) 

34


Stoffet 2,3,7,8 tetrachlorodibenzodioxin (TCDD) regnes for det mest giftige syntetiske stof, der findes. 

En række andre dioxinlignende stoffer har toksisitet, der minder om TCDD, men de er ikke nær så 

giftige. Af de 75 mulige klorerede dibenzodioxiner har 7 en TCDD lignende toksisitet og for de 135 

klorerede dibenzofuraner har 10 TCDD lignende toksisitet. Blandt de 209 forskellige polyklorerede 

biphenyler (PCBer) findes der også stoffer, der har dioxinlignende karakter. 1 (Internetartikel: What is 

Dioxin) I det følgende vil ordet dioxin blive brugt om alle de stoffer, der har TCDD-lignende 

virkninger. 

Dioxiners toksisitet er knyttet til en helt speciel cellulær receptor, der kaldes for Ah-receptoren. 2 Ahreceptorens 

funktion er at binde til en lang række naturligt forekommende organismefremmede stoffer 

som aromatiske hydrocarboner samt nogle plantetoksiner. Da receptoren er intracellulær kræves det, at 

det organismefremmede stof passerer cellemembranen, inden det kan danne kompleks med Ahreceptoren. 

Dioxiner trænger p.g.a. deres lipofilitet let gennem cellemembranen. Efter denne passage 

dannes et kompleks mellem det organismefremmede stof og Ah-receptoren, som efterfølgende binder 

til DNA. Bindingen aktiverer dannelsen af det føromtalte cytochrom P-450 enzymsystem. Et af de 

enzymer der induceres katalyserer indsættelsen af en OH-gruppe i benzenringen. 

Generelt sker omsætning af organismefremmede stoffer ved hjælp af to typer af reaktioner. Formålet 

med den første reaktion er at øge vandopløseligheden af de organismefremmede stoffer ved at indsætte 

eller frilægge polære grupper som f.eks. en OH-gruppe. 

Normalt sker der det, efter at det organismefremmede stof er blevet nedbrudt, at enzymproduktionen 

hører op, da der ikke længere er stof tilstede til at lave kompleks med Ah-receptoren. Men med 

dioxiner sker der ofte det, at nedbrydningen ikke er specielt vellykket. Dioxin-Ah-receptor komplekset 

forbliver bundet til DNA, hvilket resulterer i en kontinuert syntese af cytochrom P-450 enzymer. Denne 

ubalance kan vare ved i årevis, bl.a. har man fundet en sådan enzymaktivitet hos arbejdere 20 år efter at 

de er blevet udsat for TCDD. (Internetartikel: Health effects of Dioxins) 

1 Der er aldrig blevet fastslået en sammenhæng mellem PCB udledning og papirindustri. Men PCB’er benyttes 

ofte (p.g.a.en relativ stor viden omkring disse stoffer) som modelkomponenter til f.eks. at fastslå spredningspotentialer for 

lignende stoffer, der udledes fra papirindustrien. 

2 En receptor er betegnelsen for proteiner, der binder et specifikt extracellulært signalmolekyle, som inducerer et 

cellulært respons. Det cellulære respons er oftest aktivering af en række enzymer, enten gennem syntese af dem eller ved 

kemisk aktivering af nogle allerede syntetiserede men inaktive enzymer. 

35


Selv om den øgede strøm af cytochrom P-450 enzymer ikke bevirker en tilfredsstillende nedbrydning 

af dioxinen, vil den have effekt på nedbrydningen af en række andre kemikalier, herunder hormoner. 

Cytochrom P-450 medvirker normalt til at nedbryde steroidhormoner (deriblandt kønshormoner), og en 

kontinuerlig induktion* af enzymsystemet kan således føre til hormonelle forstyrrelser. (Bjerregård, 

1995) 

Mange af disse nedbrydningsprodukter er mutagene*, hvilket må være en del af forklaringen på 

dioxiners kræftfremkaldende egenskaber. (Internetartikel: Health effects of Dioxins). 2,3,7,8-TCDD er 

den mest potente kræftfremmer, der er kendt (Internetartikel: Healths effects of Dioxins). 

For at dioxiner kan have toksiske effekter, er det nødvendigt, at der er Ah-receptorer tilstede (findes i 

hvirveldyr). De dyr, der ikke har Ah-receptorer, vil ikke blive påvirket af dioxiner. 

Generelt er en dioxins giftighed bestemt af, hvor kraftigt den binder til Ah-receptoren. Den dioxin, der 

er mest giftig, 2,3,7,8-TCDD, er også den, der binder kraftigst af alle kendte forbindelser, og dette 

benyttes til at kvantificere de forskellige dioxiners giftighed. I praksis gør man det, at man måler, hvor 

meget enzym et givent dioxin-Ah-receptor kompleks fører til dannelsen af, da dette er direkte knyttet til 

styrken, hvormed dioxinen knytter sig til Ah-receptoren. Dette sammenlignes så med enzymmængden 

dannet ved binding til 2,3,7,8-TCDD, hvilket benyttes til at udregne TCDD ækvivalenter (TEQ). Disse 

benyttes i praksis som en standardenhed, når man skal udregne den daglige udsættelse for dioxiner 

samt fastsættelse af grænseværdier etc. 

Der er stadig meget, der er uklart med hensyn til dioxiners toksisitet. Det meste af den viden man har, 

både om umiddelbar toksisitet samt om langtidseffekter f.eks. i forbindelse med kræft, er opnået via 

forsøg med dyr og meget af denne viden, kan ikke direkte føres over på mennekser på grund af 

grundlæggende forskelle i fysiologi (bl.a. forskellig mængde af Ah-receptorer). 

Men selv blandt forsøgsdyrene er der store forskelle. Således er LD 50 

for TCDD for en marsvinehan en 

af de laveste, nemlig kun 0,6 µg/kg legemsvægt, mens tallet for en hamster er blandt de højeste med en 

LD 50 

på 1157-5000 µg/kg legemsvægt (Bjerregård, P. 1995: 44). Effekterne af dioxiner kan observeres 

ved lave doser, og de tolerable daglige indtag (TDI) er derfor sat meget lavt. I Danmark er TDI 5 pg (5 

x 10 -12 g)/kg/dag. 

36


Fisk er en væsentlig kilde til dioxin, og en tysk undersøgelse har antydet, at denne fødekilde bidrager 

med ca. 1/3 til det daglige dioxinindtag. (Internetartikel: What is Dioxin). Det skønnes, at voksne 

mennesker i Vesteuropa og USA i gennemsnit indtager 1-3 pg TEQ/kg/dag, altså lidt under halvdelen 

af den danske TDI. 

37


5. Stoffernes spredning i miljøet 

For papirindustrierne i Sverige er udledningen af klorphenoler og i mindre omfang dioxiner til 

Østersøen en væsentlig faktor for forureningens omfang ifølge undersøgelser fra starten af 1990’erne. 

(Rosemarin, A., 1990) 

Der er målt koncentrationer af klorphenolerne: TCG, TCC, TCV og DCC (*) -som er betegnelser for 

forskellige potentielt giftige organiske klorforbindelser- i sedimenter, alger og makrofauna, hvilket 

antyder stoffernes spredning i miljøet. 

Spredningen er underlagt Østersøens bunddynamik og de specielle forhold vedrørende 

vandudskiftningen. 

De udledte stoffer fra papirindustrien har flere muligheder for spredning i det marine miljø; 

• langsom bundtransport/resuspension 

• vandtransport 

Derudover sker en kontinuerlig udveksling mellem de forskellige miljøer: luften, landjorden, ferskvand 

og det marine. 

5.1. Sedimenttransport 

En række af de papirindustrielle toksiske substanser har affinitet for forskellige typer af 

finmaterial/partikler. Stoffer med meget kraftige lipofile egenskaber, vil kun findes i adsorberet 

tilstand, og deres eneste form for transport i vandmediet er via partiklernes bevægelse. Adsorbtionen 

sker, som det ses på figur 13, hovedsageligt til det partikulære materiale (bærerpartiklerne) med en 

diameter < 1 µm og med et højt indhold af organisk materiale som humus, detritus, Fe/Mn-oxider og - 

hydroxider, ler, silt og karbonater. (SNV 1905, 1984: 111 og 128). 

Spredningen i vandmiljøet bestemmes ikke hovedsageligt af substansernes kemiske egenskaber, men 

først og fremmest af finpartiklernes spredningsmønstre, som reguleres af de sedimentologiske og 

hydrodynamiske forhold i recipienten. Ud fra et økologisk synspunkt er det derfor relevant at fokusere 

på disse fine partikler i vandmiljøet og få kendskab til deres spredning. 

38


Figur 13. Cadmium Cd som eksempel for toksiske substanser af deres affinitet for små partikler. 

Partikelstørrelsen falder ud af x-aksen. (SNV 1905, 1984: 112). 

Sedimentationsmønstrene i havet er inddelt i 3 zoner, erosionsbunde (E), transportbunde (T) og 

akkumulationsbunde (A). Erosionsbundene er ofte de kystnære områder med meget vind og 

bølgepåvirkning. De består af sand, sten, grus og bjergmaterialer. Materialer føres bort fra området, og 

der ses ingen deponering af finpartikulært materiale, samt et meget lavt indhold af organisk materiale. 

Hældninger > 5% i havbundens topografi medfører erosionsbunde, hvor partiklernes bevægelse styres 

af tyngdekraften. Transportbundene er ikke af så definerbar karakter, idet partiklernes størrelse 

varierer. Fin-materialet kan gennem længere perioder deponeres i områderne p.g.a. langsom 

vandomrøring og gunstige deponeringsforhold. Opholdstiden varierer efter dybdeforholdene. På 

lavvandede transportbunde kan ske daglig deponering og resuspension forårsaget af de høje 

energiniveauer i vandets konstante omrøring. På dybere vande sker kun resuspension en gang hvert 10. 

år, hvor et stormvejr kan give tilpas meget omrøring i bundvandet til, at det deponerede materiale 

resuspenderes og føres væk til akkumulationsområderne. 

På akkumulationsbundene dominerer fin-materialet, fordi det kun er det fine materiale, der er let nok til 

at blive transporteret over så store afstande. 

39


Udslippene fra papirindustrien udledes i kystnære områder. De klorerede forbindelser, som er bundet til 

de grove og tunge partikler, bundfælder i tæt nærhed af kilden, og der findes ofte fiberbanker lige ved 

udløbet. De finere bundne klorerede forbindelser ender på et eller andet tidspunkt i akkumulations 

sedimenterne på dybere vand. Se figur 14. 

Figur 14. Her ses hvordan stofferne sedimenterer efter udledningen afhængig 

af partiklernes størrelse som stofferne er bundet til. (SNV 3522, 1988). 

Der er således et markant samspil mellem de bunddynamiske forhold (E,T,A) og sedimentets karakter, 

som resulterer i at koncentrationen af mange materialer er højest på akkumulationsbundene (se tabel 3). 

Akkumulationsbundene kommer til at virke som affaldsdepoter, der mindsker stoffernes opholdstid i 

vandet. Der er altid en risiko for resuspension af partikler i de stofkoncentrerede akkumulationsbunde 

p.g.a. landhævningerne i Østersøen. 

40


Finsedimentets struktur på akkumulationsbundene bevirker, at prøver taget herfra har meget høj 

informationsværdi, men bundfauna kan forårsage kraftig omrøring i sedimentet (bioturbation) og 

dermed vanskeliggøre fortolkningen af eventuelle prøvetagninger. 

Tabel 3. Fordelingen af materialer på erosions-, transportog 

akkumulationsbunde. (SNV 3522, 1988: 47). 

5.2. Vandtransport 

En anden form for transport af de klorerede forbindelser, der dog er tæt knyttet til sedimenttransport, er 

gennem vandtransporten. Mod uret gennem Østersøen løber en strøm som kaldes ”Den Baltiske 

Strøm”. Denne kystparallelle strøm virker som en barriere på forureningens spredning til de centrale 

dele af de åbne havzoner (se figur 15). 

Størstedelen af papirindustriens udslip ledes ud i Botniske Bugt i nord. Strømmen fører partikler med 

bundne toksiske stoffer herfra, så man ser et højere forureningsniveau i syd end i nord og et højere 

niveau i Sverige end i Finland. 

Finmaterialet ( < 6 µm) sedimenterer ikke vertikalt i vandsøjlen, men føres i stedet med de strømninger 

og turbulenser der forekommer i vandet. Normalt er strømhastighederne i 

de nordlige egne (Botniske Bugt & Ålandshavet) 0,2-0,5 knob. Hastigheden bevirker, at vandmasserne 

flyttes ca. 20 km i døgnet, og derved dannes en meget kraftig horisontal transport af partiklerne i 

41


vandet. Den horisontale komponent har vist sig at være mellem 10-10.000 gange større end den 

vertikale sedimentering (SNV 3522, 1988: 42). 

Figur 15. Pilene viser den Baltiske Strøms retning rundt i Østersøen, og hvordan 

det virker som en barriere for substanserne. (SNV. 3522, 1988: 28). 

Grundet den kraftige påvirkning af vandsøjlen i horisontal retning forventer man ud fra en 

sedimentologisk og hydrodynamisk synsvinkel, at spredningen af toksiske stoffer i Østersøen får 

markant geografisk udstrækning. 

Yderligere omrøring i vandsøjlen kan ske ved vindens varme- og kuldepåvirkning af overfladevandet, 

idet det varme vand vil ligge sig over det koldere. Opblandingen af fersk- og saltvand giver også 

cirkulation, idet saltvand er tungest og ligger nederst. 

42


5.3. Opholdstid i Østersøen 

For at kunne sige noget om spredningen af en forurening eller dennes opholdstid, må man først have 

kendskab til vandets gennemsnitlige eller karakteristiske udskiftningstid. Der viser sig nemlig et 

markant forhold mellem vandets opholdstid (T) og opløste og suspenderede substansers opholdstid 

(T C 

): 

T C 

= T for opløste stoffer i vandet 

T C 

< T for suspenderede partikler og forurening bundet til partikler og aggregater, idet de før eller siden 

sedimenteres (SNV 1905, 1984: 78). 

Faktorer, der har afgørende betydning for et stofs opholdstid i vandet, er størrelsen på partiklen som 

forureningen er bundet til (transporttiden til akkumuleringsbunden afhænger af størrelsen), 

nedbrydningstiden i vandet og mineraliseringshastigheden i sedimentet. 

Når man beskæftiger sig med spredning af forurening, anvender man bestemte begreber for omfanget 

af denne, og eftersom opholdstiden af et stof i vandet afhænger af transporttiden, kender man 

opholdstiden for stoffer i vandet der befinder sig i de bestemte områder: 

1) Lokal påvirkning (0-10 km fra kilden); opholdstid: dage – uger. 

2) Regional påvirkning (0-50 km fra kilden); opholdstid: uger. 

3) Stor skala påvirkning (spredning over et større geografisk område); opholdstid: måneder – år. 

Undersøgelser af EOCL*, specifikt af guaiacoler, furaner og dioxiner viser et karakteristisk 

spredningsmønster, hvor koncentrationen af stofferne aftager med afstanden til kilden. Se figur 16. 

43


Figur 16. Koncentrationer af EOCL* med afstand til kilden. (SNV 3522, 1988). 

5.4. Vurdering af forureningsudbredelsen 

For vurdering på udbredelsen af klorphenolerne bruges en undersøgelse fra 1988 (Håkanson, L. et 

al.,1988b), der giver et billede af, hvordan EOCl* målt i sedimenter fordeler sig i Østersøen ud fra 

deres punktkilder, som er papirmøllerne. Ved udslip fra industrien betegnes forureningen som TOCl*, 

der er den totale mængde, og ved bundfældning måles det i form af EOCl*, som er en delmængde af 

TOCl*. 

Figur.17. Illustration af hvordan klorforbindelser kan betragtes som dynamiske foranderlig begreber. 

Pilene mod venstre skyldes at man rent faktisk har konstateret at organismer har formået at bygge 

klorerede organiske forbindelser naturligt. Hvor stor en del af udslippene der rent faktisk bliver 

nedbrudt til frie klor-ioner vides ikke (SNV 3522, 1988: 112). 

44


Stofferne metaboliseres af mikroorganismer, og på trods af at processen forløber langsomt, er den af 

stor betydning. I stedet for at betragte stofferne som fuldstændig stabile, bør man derfor opfatte dem 

som dynamiske begreber med cyklus i miljøet, hvilket er illustreret i figur 17. 

Som belyst sker der en vid spredning af forureningskomponenter fra papirfabrikkerne. 

Spredningen er så omfattende, at der kan spores organiske klorforbindelser i næsten alle 

sedimentprøver. 

Ifølge undersøgelsen fra 1988, foregår spredningen i sedimentet efter et karakteristisk mønster med 

høje koncentrationer nær papirindustrierne lang den svenske kyst, og med koncentrationer der falder 

med afstanden fra en fabrik (se figur 16) (Håkanson, L et al., 1988b). 

Koncentrationen i overfladesedimentet (forureningsfaktoren) kan variere fra 1,6 til 6,3 mg/gGT nær 

papirfabrikkerne og mellem 0,3 og 0,4 mg/gGT ca. 20 km fra de undersøgte fabrikker. 

Der hersker ikke tvivl om, at forureningen med EOCl* stammer fra papirfabrikkerne, også fordi den 

øvrige industri ikke bruger klor i deres produktion. 

Figur 18. Områder med henholdsvis akkumulering og transportering. De skraverede områder er de 

akkumulerende områder og de hvide er transporterende (Håkanson, L., 1988b). 

Figur 18 giver et godt eksempel på udbredelsen af EOCl* i den Botniske bugt og det botniske hav. 

45


Ved målinger af EOCl* i hele Østersøen, anvendes en generel baggrundskoncentration på 0,03 

mg/gGT, som bl.a. stammer fra naturlige græs- og skovbrande, mikrobiel fermentation* og 

vulkanudbrud. 

Da udledningen af TOCl* er målt langt højere end koncentrationen af EOCl*, er det en lille del af de 

udledte klorerede organiske komponenter, der ender i bundsedimentet. Undersøgelsen fra 1988 viser, at 

det er 0,2% af det estimerede årlige udslip fra papirfabrikkerne. 

Spredning i stor skala er en realitet, og der måles koncentrationer på 0.3-0,5 mg/gGT på de store åbne 

havområder dvs. 10x den naturlige koncentration, og som nævnt endnu højere tættere på punktkilden. 

Der er ifølge undersøgelsen ikke fundet områder i den Botniske Bugt, som ikke er påvirket af EOCl*. 

Papirfabrikkerne på den svenske kyst giver bidrag til forurening langs kysten og langt ud i den 

Botniske Bugt og den øvrige Østersø. 

Fra Finland ses et lignende billede, og skønt der ikke foreligger data fra øvrige Østersølande, er det 

vurderingen, at forureningens udbredelse er omfattende og gældende for hele Østersøen. 

Områder der henholdsvis akkumulere og transportere stofferne, kan have lige stor effekt på havmiljøet, 

fordi forskellen kun er klorforbindelsernes tilstand, dvs. om de er bundfældet eller adsorberet til 

partikler i vandfasen. Om klorforbindelserne svæver i vandfasen eller optages via sedimentet, er 

virkningen på økosystemet den samme. Forskellen er blot, at der ikke kan måles præcist på 

koncentrationer af organiske klorforbindelser i vandfasen. 

Det vurderes også, at hvis der kun måles på 0,2% af industriens udledning i form af EOCl*, i 

undersøgelsen, så er den egentlige forurening med TOCl* og dens udbredelse fra papirindustrien af stor 

mægtighed, og formodes at være gældende for hele Østersøen. 

46


6. Biomarkører 

Havet er en stor recipient for en næsten uoverskuelig mængde af forskellige menneskeskabte 

miljøfremmede stoffer. Vi har belyst i afsnit 4.2.2. , hvor komplekst dioxiner indvirker på organismer. 

Det vil ikke være urimeligt at antage, at en lang række af andre stoffer vil have mindst lige så 

komplekse virkninger på dyr og dermed økosystemer. Med dette set i lyset af, at der stadig er en lang 

række af stoffer, der endnu ikke er identificeret og karakteriseret, kan det synes som en næsten 

uoverskuelig opgave at sikre dyr og økosystemer mod skade i fremtiden. 

Det må være blandt de vigtigste opgaver i den fremtidige miljøovervågning at sikre, at der bliver sat 

ind med forholdsregler mod potentielt miljøfarlige stoffer, før de har gjort skade på økosystemer og 

ændret de berørte dyrs livsbetingelser i mange generationer frem. Målet må være at undgå gentagelser i 

stil med det, vi har set i forbindelse med PCB og DDT. 

I praksis kan dette opnås ved at finde frem til nogle bedre kontrol- og overvågningssystemer, der gør 

det muligt i tide at blive opmærksom på potentielt miljøfarlige stoffer, således at der kan tages 

forholdsregler, inden der sker skade på økosystemet. 

Et effektivt værktøj til at opnå bedre kontrol- og overvågningssystemer kunne være i større omfang at 

gøre brug af og videreudvikle de såkaldte biomarkører. 

Udsættelse for effluenter fra papirindustri, der benytter blegning, forstyrrer flere fundamentale 

fysiologiske og biokemiske funktioner i fisk. Siden disse forandringer går forud for mere alvorlige 

effekter på populationsniveau, er det blevet foreslået, at biologiske moniteringsprogrammer 

indkorporerer fysiologiske og biokemiske indikatorer (biomarkører) til rutinemæssigt at forudsige 

toksiske effekter i recipientvandene. (Andersson, T. et al., 1988b). 

Der er mange fordele ved at benytte biomarkører i forhold til brug af traditionel kemisk analyse. I 

modsætning til den kemiske analyse, hvor man typisk kun kan få begrænsede oplysninger om enkelte 

stoffer for sig, er det med biomarkører muligt at integrere den kumulative effekt af flere forurenende 

stoffer. Endvidere er det med biomarkører muligt, at få et billede af responsen over tid og rum samt at 

afdække komplekse karakteristika hos det eller de forurenende stof(fer). En anden og betydelig fordel 

er, at brugen af biomarkører er meget billig. 

47


6.1. Cytochrom P-450 

Cytochrom P-450 (CYP) enzymsystemet har stor betydning for metaboliseringen* af mange forskellige 

stoffer. Både stoffer produceret af organismen, naturlige planteprodukter, medicamenter og 

forurenende stoffer. Ofte betegnes dette enzymsystem som et, der medvirker ved afgiftning. Dette kan i 

forbindelse med en række stoffer (f.eks. dioxiner) være misvisende, fordi disse stoffer først får toksisk 

effekt, når de omsættes af CYP enzymsystemet. 

Ved studiet af forurenende stoffer er den mest interessante underfamilie CYP1A. Dette er en såkaldt 

monooxygenase*, som induceres af en specifik type af forurenende stoffer som plane PAHer, plane 

PCBer, klorerede dioxiner og furaner samt en lang række andre stoffer, hvor der indgår benzenringe 

som f.eks. klorphenoler. Det er en meget flittigt brugt biomarkør i fisk i forbindelse med arbejde med 

denne type af forurenende stoffer, og ses således også ofte brugt i forbindelse med undersøgelser af 

fisk, der lever i nærheden af udslippet fra papirindustrier. I praksis måles den enzymatiske aktivitet af 

CYP1A ved at måle aktiviteten af enzymet EROD*. 

For så vidt som induktion* af CYP er et detoksifikationsrespons, må det anses for at være ganske 

sensitivt, sandsynligvis indtrædende før store forandringer som vækstabnormaliteter og reproduktive 

forstyrrelser bliver synlige. Induktion* af CYP i vilde fisk kan således assistere i moniteringen af 

punktkilder til bestemte forurenende stoffer (som dem der udledes fra papirindustrien) og muligvis 

skitsering af større forurenede områder (Förlin, L. et al. 1985). Dette er netop egenskaber, der 

kendetegner gode biomarkører. 

6.2. Andre eksempler på biomarkører 

I det følgende vil vi komme med eksempler på andre biomarkører, der benyttes ved undersøgelser af 

papirindustrieffluents virkninger på fisk, samt komme ind på nogle generelle iagttagelser. Det skal 

pointeres, at ikke alle fisk reagerer ens på de stoffer, der kommer fra papirindustrien, hvilket der er 

forskellige årsager til. Der kan være helt basale forskelle i fysiologi, men også bevægelses/ 

migrationsmønstre har betydning for, hvor følsomme de forskellige arter er. Som et eksempel er en art 

som aborren typisk meget stationær, hvorfor den ofte vil give flotte gradierede responsmønstre, dvs. 

man ser et stigende/aftagende respons af en bestemt fysiologisk parameter afhængig af, hvor langt man 

er fra det sted hvor spildevand lukkes ud. Andre arter kan være betydeligt sværere at fortolke. Vi vil 

48


ikke gå i dybden med de enkelte arter, men blot give en oversigt over de parametre, der typisk måles 

på. 

6.2.1. Lever funktion/detoksifikationssystem 

Da leveren er det sted, hvor den primære omsætning af giftstoffer foregår, vil der ofte kunne ses 

markante ændringer af flere parametre, der knytter sig til leveren. Vi har allerede omtalt induktionen* 

af cytochrom P-450 enzymsystemet, som typisk måles ved at måle på stigningen i aktiviteten af 

enzymet EROD*. Derudover måler man også på aktiviteten af enzymer som UDP 

glucuronosyltransferase, der er et af de enzymer, der tager over efter cytochrom P-450 enzymerne. Der 

kan endvidere forekomme mere markante ændringer, som øgning af leverens størrelse, hvilket måles 

som Lever Somatisk Indeks, LSI. Den specifikke årsag til at leverens størrelse øges, er endnu ikke 

kendt (Andersson, T. et al. 1988b) 

Et vigtigt stof, der også måles på er ascorbinsyre (C-vitamin) der oplagres i leveren. Ascorbinsyre 

medvirker ved afgiftning, og der er mange eksempler på, at ascorbinsyre øger evnen til at klare en 

række biokemiske stressituationer, og at evnen til at nedbryde f.eks. pesticider er betydeligt hæmmet i 

dyr der mangler C-vitamin (Agrawal, N. K. et al. 1978). 

6.2.2. Vækst af kønskirtler 

Størrelsen af kønskirtler målt som Gonade Somatisk Indeks, GSI, har vist sig at blive mindre ved 

udsættelse for spildevand fra papirindustri. I en fangst så langt som 10 km fra spildevandsudløbet fra 

Norrsundet Bruk AB (der udleder til den Botniske Bugt) blev der fundet kønskirtler, der var mindre 

end hos kontrolfisk. Den formindskede størrelse af kønskirtlerne indikerer, at udviklingen af disse 

hæmmes. Da kønskirtlerne ud over udvikling af kønscellerne står for produktion af kønshormonerne, 

som har betydning for den seksuelle modning, kan dette få betydning for den generelle reproduktion 

(Andersson, T. et al. 1988b). 

6.2.3. Kulhydratmetabolisme 

Glycose er et af de vigtigste forbindelser til generering af energi i muskler, og fisk får opfyldt deres 

behov for glycose gennem normalt fødeoptag. For at muskler og andet væv kan fungere optimalt er det 

vigtigt, at der hele tiden er adgang til glycose og at blodsukkeret derfor holdes nogenlunde konstant. 

For at opnå dette, er der brug for en regulering, hvilket primært sker via hormonkontrol. Når der er 

49


rigelig adgang til føde, og dermed glycose, oplagres overskud af glycose primært i leveren i form af 

glycogen. Når det er knapt med føde, nedbrydes glycogen igen til glycose. 

I laboratorieforsøg, hvor man har udsat fisk for spildevand fra papirproduktion, har man observeret et 

højnet niveau af glycogen i lever og muskler samt et sænket blodglycoseniveau. Dette indikerer 

unormal kulhydratmetabolisme*, hvilket højst sandsynligt er et resultat af hæmmet hormonkontrol. 

6.2.4. Osmotisk og ionisk regulation 

Koncentrationen af forskellige ioner f.eks. calcium, kalium, og klorid har stor betydning for en lang 

række af cellemebranprocesser, som f.eks. transport af stoffer over cellemembraner, og har stor 

betydning for bl.a. nervefunktion. Derudover har ionkoncentration at gøre med såkaldte osmotiske 

processer. Sådanne processer foregår, fordi biologiske mebraner er gennemtrængelige for vand, men 

ikke for ioner. Hvis koncentrationen af en ion er større på den ene side af en membran end på den 

anden side, vil vand passere membranen til koncentrationsforskellen er udlignet. Denne proces kan 

have ødelæggende konsekvenser for en celle, og det er derfor vigtigt, at der er kontrol med 

ionkoncentrationen. Kontrol med kloridionkoncentrationen er meget vigtig for arter som aborrer, der 

migrerer mellem brakvand og ferskvand, der har forskellig salinitet og dermed ionkoncentration. Det 

har vist sig, at kontrollen med kloridionkoncentrationen er meget følsom overfor spildevand fra 

papirindustrien. Dette gælder også for en række andre vigtige ioner (Larsson, Å. et al. 1988). 

6.2.5. Status for røde og hvide blodlegemer 

Fisk udsat for spildevand fra papirindustri ændrer karakteristika for røde og hvide blodlegemer. 

Sådanne reaktioner ses ofte i dyr, som udsættes for akut stress bl.a. som en efterfølge af immunrespons. 

Men disse effekter har vist sig at være vedvarende i fisk, som kronisk er blevet udsat for spildevand fra 

papirindustri, og derfor er disse ændringer brugbare som biomarkører. (Andersson, T. et al., 1988b) 

6.2.6. Vertebradeformiteter 

En anden og umiddelbart mere synlig reaktion på udsættelsen af fisk for spildevand fra papirindustri er 

deformiteter i rygraden. Det er blevet foreslået, at sådanne abnormaliteter benyttes som biomarkør 

(Bengtsson, B.-E. et al. 1988a). Deformiteter på rygraden er en forholdsvis sen respons på udsættelse 

for spildevand, men ændringen af en række karakteristika af biokemisk karakter som f.eks. 

kollagensyntese (kollagen indgår i knogler) går forud for deformiteterne. Ofte er de effekter der måles i 

50


biomarkørstudier et resultat af indviklede biokemiske processer, der induceres af en lang række kendte 

som ukendte stoffer, som ofte interagerer. Oftest er man ikke klar over præcist, hvilke stoffer i 

spildevandet der giver anledning til de forskellige responsmønstre. Men I forbindelse med 

rygradsdeformiteter har man fundet et enkelt stof, tetrakloro-1,2-benzoquinon, der giver ca. de samme 

effekter som spildevandet. En mulig årsag til rygradsdeformiteterne er, at syntesen af kollagen kræver 

den tidligere omtalte ascorbinsyre. Hvis denne forbruges i forbindelse med afgiftning, kan det gå ud 

over syntesen af kollagen. (Bengtsson, B.-E. et al. 1988b). 

6.3. Indikationer for kloratudslip 

De nævnte biomarkører er indtil videre udført med henblik på undersøgelser af fisk, men andre mere 

umiddelbart tilgængelige indikationer på forurening findes også. Blæretang, Fucus vesicolosus L., 

samfundene giver f.eks. et klart billede af et bestemt stof i udledningerne fra papirindustrien, klorat. 

Klorat afviger fra de tidligere behandlede klorforbindelser, EOCL*, idet det ikke er organisk bundet, 

men findes på ionform i vandmediet. Dette stof har ligesom de resterende i udslippene en markant 

påvirkning af økosystemerne i Østersøen. 

Da man i midten af 80’erne blev opmærksom på den store miljømæssige belastning som blegning med 

elementært klor Cl 2 

(klorine) udgjorde, valgte man nogle steder at ændre produktionen af bleget sulfatpapirmasse. 

Man startede i stedet anvendelsen af klordioxid ClO 2 

til blegningsprocesserne, hvorved 

udledningen af furaner og dioxiner blev kraftigt reduceret. En uønsket bivirkning af 

produktionsændringen er, at ClO 2 

under blegningsprocesserne omdannes til klorate ClO - 3 

. Denne klorforbindelse 

udgør ikke en stor skala risiko for Østersøen som andre klorforbindelser, men den er i 

stedet toksisk for nogle planter, alger, bakterier og svampe (Rosemarin, A., 1986). 

Nogle af de mest dominerende alger på de lavvandede hårdbundede områder er blæretang F. 

vesicolosus. Her etablerer de områder, hvor den høje biomasse giver en extraordinær rig niche til 

produktion og beskyttelse af både fisk og invertebrater. Mere end 70 % af Østersøens makroskopiske 

arter (incl. pelagiske fisk) benytter disse områder til gydning, forplejning, rekreation og fødeområder 

(Lehtinen, K.J., 1988). Disse alger danner derfor et yderst vigtigt grundlag for hele Østersøens 

økosystem, og er en af de vigtigste elementer i kystzonerne. Brunalgerne er de mest følsomme alger i 

økosystemet i forhold til rød,- grøn,-og blågrønalgene, og udledningerne af klorat fra papirindustrien 

51


har stor betydning for udbredelsen af F. vesiculosus. Det er derfor mest relevant at kigge på 

brunalgerne med henblik på en indikator for forurening. Undersøgelser har vist, at de første tegn på den 

toksiske effekt (reduktion i primærproduktionen; nedsat vækst i de yderste skud af palmebladene og 

nedsat biomasse) allerede udtrykkes ved 15-20 µg ClO - 3 

l -1 (Rosemarin, A. 1994). EC 50 

(50 % effekt) 

værdierne er omkring 80 µg ClO - 3 

l -1 , og i midten af 80’erne, hvor man blev konfronteret med 

problemet, udledte en af de ændrede sulfatmøller 53 mg ClO - 3 

l -1 . Følgerne af dette var udryddelse af F. 

vesiculosus i et omfang af 12 km 2 . 

Observationer klarlægger en sammenhæng mellem væksten af planternes spidsskud og koncentrationer 

af klorat i vandet, og faldende koncentrationer stemmer med en stigning i biomasse således, at den 

højeste biomasse findes længst væk fra udslippet. 

Udryddelse af F. vesiculosus giver andre arter mulighed for at indvandre, og oftest erstattes 

brunalgesamfundet af etårige grøn,- og rødalger, som ikke danner grundlag for samme høje 

produktivitet. Mindre en 20 % af de tidligere arter forekommer i de nye plantesamfund. 

Figur19. Bjælkerne angiver ændringerne i samfundstrukturen i hele økosystemet efter påvirkning af 

klorat. Den vedvarende men svage produktion af organismer skyldes de indvandrede algearter. 

(Lehtinen, K-J., 1988). 

Udslippene af klorat fra pairindustrien er derfor, på trods af lavere toksitet og non-persistente 

egenskaber, i stand til omfattende ændringer i samfundstrukturene i Østersøen. Se figur 19. (Kautsky, 

52


H., 1992) og tilstanden af F. vesiculosus samfundene kan med overbevisende sikkerhed anvendes, som 

indikator for mængderne af klorat i miljøet. 

53


7. Løsningsmodeller. 

En effektiv løsning af et problem kræver for det første en kontinuerlig, videnskabeligt baseret 

afdækning af problemets omfang, da opfattelsen af et problems eksistens i sig selv kan være afledt af 

en mangelfuld viden. Endvidere må det have betydning for udarbejdelsen af en problemløsning, at det 

er klarlagt, hvilke faktorer der skal være opfyldt, før problemet kan betragtes som værende løst. 

Indenfor miljøspørgsmål kan der imidlertid være utroligt mange problemer forbundet med afdækning 

af et problems omfang, fordi miljøproblemer typisk er mangesidede og med diffuse grænser. Derfor 

kan det være svært at finde frem til den mest effektive problemløsningsteknik. De løsningsmodeller der 

bliver fokuseret på i det følgende er retlige, teknologiske og økonomiske tiltag. 

7.1. Retlige løsningsmodeller 

De retlige løsningsmodeller vil blive undersøgt med vægt på internationale samarbejder, der sigter mod 

at kontrollere og sikre miljøet i Østersøen. Herunder vil særligt HELCOM-samarbejdet blive beskrevet. 

Derefter vil den EU-retlige regulering kort blive beskrevet, og der vil blive givet eksempler på andre 

internationale og europæiske konventioner. Endelig vil den konkrete svenske lovgivning af relevans for 

papirindustriens udledninger blive behandlet. 

7.1.1. HELCOM-samarbejdet 

7.1.1.1. Baggrunden for samarbejdet og generelt om konventionen 

Helsinki-konventionen (The Convention on the Protection of the Marine Environment of the Baltic Sea 

Area), som blev underskrevet i 1974, er den første omfattende internationale konvention om 

beskyttelse af det marine miljø. Den regulerer forurening fra alle kilder dvs. fra alle landbaserede 

kilder, fra skibe og fra undersøgelser og udvinding af ressourcer i havets undergrund. Den omhandler 

også samarbejde om tekniske og videnskabelige spørgsmål relateret til konventionens mål og til 

bekæmpelsen af havforurening forårsaget af olie eller andre skadelige stoffer, ligesom der er regler om 

udveksling af informationer. Den oprindelige konvention trådte i kraft d. 3. maj 1980 efter at være 

blevet ratificeret af de daværende 7 kyststater (Finland, DDR, BRD, Polen, Sverige, Sovjetunionen og 

Danmark). I 1992 blev konventionen genforhandlet i forbindelse med EU’s indtræden som aftalepart, 

54


og den nye konvention blev underskrevet af 11 stater samt EU. Denne konvention blev d. 17. november 

1999 ratificeret af Rusland som det sidste land, og den træder i kraft d. 17. januar 2000. 

Samarbejdet startede i forbindelse med FN’s miljøkonference i Stockholm i 1972. Under denne 

annoncerede den finske delegation, at den finske regering ville invitere regeringerne fra de andre 

Østersølande til en konference om beskyttelse af Østersøens marine miljø. Denne konference blev holdt 

i Helsinki i maj/juni 1973. Forhandlingerne sluttede med en diplomatisk konference i marts 1974, og 

det var under denne konference, at konventionen blev underskrevet. 

Baggrunden for samarbejdet var dels, at man blev opmærksom på forureningsgraden i Østersøen, dels 

politiske grunde til at forøge samarbejdet i regionen under den kolde krig. (Nordisk Ministerråd, 

1999:41) Den første konvention fra 1974 retter sig primært mod overvågning af Østersøens miljøstatus 

samt regulering af marine aktiviteter som f.eks. udslip fra skibe. Da konventionen blev genforhandlet i 

1992 havde situationen ændret sig. Med Sovjetunionens opsplitning fik man mulighed for at behandle 

nye emner inden for samarbejdet. I Vesten var der kommet fokus på begrebet bæredygtighed, hvilket 

afspejles i den nye konvention. Reguleringen i denne konvention er i højere grad rettet mod 

landbaserede aktiviteter såsom industriens udledninger til Østersøen, landbruget og 

spildevandsrensning i byerne. Disse tendenser blev yderligere forstærket af et pres fra EU og 

økonomisk støtte til et skift i retning af renere teknologi i Øst. 

7.1.1.2. Nogle grundlæggende principper 

De centrale principper i konventionen fra 1992 fremgår af præamblen og artikel 3. De kontraherende 

stater forpligter sig her til at iværksætte de nødvendige forholdsregler til at forhindre forurening og til 

at genoprette den økologiske balance i Østersøen. Forsigtighedsprincippet, BAT-princippet og 

forureneren-betaler-princippet fremhæves, og det understreges, at forholdsregler taget i medfør af 

konventionen ikke må føre til forurening uden for det omhandlede område. For vores opgave er det 

særligt BAT-princippet, der har betydning, da man kan løse mange af de forureningsproblemer, der 

knytter sig til papirindustrien, ved hjælp af anvendelse af bedre og mere miljøvenlige teknologier. Dette 

vil blive behandlet i afsnit 7.2. 

55


7.1.1.3. De for papirindustrien relevante bestemmelser 

I relation til reguleringen af papirfabrikkernes udledninger er det artikel 5 om skadelige stoffer og 

artikel 6 om principper og forpligtelser i forbindelse med forurening fra landbaserede kilder, der er de 

primære. 

Ifølge art. 5, som er en af de strengeste i konventionen, forpligter de kontraherende stater sig til at 

forhindre forurening af det marine miljø af skadelige stoffer fra enhver kilde. Til bestemmelsen knytter 

sig anneks 1, som er en integreret del af konventionen. Dette anneks indeholder nogle generelle regler 

om identifikation og evaluering af stofferne. Evalueringen skal lægge vægt på bl.a. stoffernes 

persistens, toksiske effekt, tendens til bio-akkumulation samt andre egenskaber, som kan føre til 

forurening. Hermed er de stoffer, der udledes fra papirindustrien omfattet. Der er også regler om, 

hvordan de forskellige stofgrupper skal prioriteres. Udover disse generelle regler om miljøfarlige 

stoffer er der i annekset en forpligtigelse for staterne til helt eller delvist at forbyde visse stoffer. Det 

drejer sig bl.a. om DDT, PCB’er og PCT’er. 

I konventionens art. 6 forpligtes de kontraherende stater til at anvende “Best Environmental Practice” 

for alle kilder og “Best Available Technology” for punktkilder. Der findes retningslinier for, hvordan 

begreberne skal forstås i konventionens anneks 2, men det er staterne selv, der fastsætter midlerne til 

gennemførelsen. Det følger derefter direkte af art. 6 i konventionen, at der skal en forudgående 

tilladelse til at udlede skadelige stoffer fra punktkilder til Østersøen. Staterne forpligter sig til at føre 

tilstrækkelig kontrol med overholdelse af sådanne tilladelser. Nærmere kriterier og forholdsregler i 

forbindelse med landbaserede kilder findes i anneks 3. Her beskrives nogle særlige krav, der skal stilles 

til f.eks. spildevandsrensningsanlæg. Det er også her de nærmere principper for udledningstilladelserne 

findes. Der er krav til hvilke informationer, der skal indhentes fra virksomheden, og hvad en 

godkendelse skal indeholde. Der stilles også krav til de nationale myndigheders kontrol og til revision 

af godkendelsen. 

7.1.1.4. Helsinki kommissionens oprettelse, opbygning og bemyndigelser 

I tilknytning til den første konvention i 1974 blev der nedsat en kommission, den såkaldte Helsinki 

Kommission, HELCOM, hvor alle deltagerlande er repræsenteret (det er nu Estland, Finland, Tyskland, 

Letland, Litauen, Polen, Rusland, Sverige, Danmark og EU). Kommissionen har sit permanente 

internationale sekretariat i Helsinki og mødes årligt, og af og til er der også møder på ministerplan. 

Formandsskabet går på skift mellem landene hvert 2. år. 

56


Forhandlinger om en omstrukturering af Kommissionen er netop afsluttet. Hidtil har der under 

kommissionen været fire permanente komiteer og nogle ad hoc arbejdsgrupper. Den nuværende 

struktur fremgår af figur 20. 

Figur 20: HELCOM’s struktur (internetartikel: HELCOM) 

Kommissionen er bemyndiget til at træffe forskellige beslutninger både af intern proceduremæssig 

karakter og i form af forskellige anbefalinger omkring forholdsregler til begrænsning af forurening og 

til opnåelse af et fælles overvågnings- og handlingsprogram. Kommissionen er således kommet med en 

lang række vigtige anbefalinger omkring reduktion af udledning af skadelige stoffer fra forskellige 

kilder. Det drejer sig dels om en regulering af de enkelte stoffer, f.eks. olie, kviksølv, cadmium og 

andre tungmetaller dels om en aktivitetsregulering af f.eks. byspildevandsrensning, landbrugets 

udledninger og af en række industrier herunder papirindustrien. Disse beslutninger som kaldes 

anbefalinger (recommendations) skal implementeres i de forskellige landes nationale ret. De er ikke 

57


juridisk bindende for medlemsstaterne før disse har gennemført dem i deres nationale retssystem, og 

det accepteres generelt, at medlemsstaterne kan vælge, om de vil implementerer en anbefaling eller ej 

(Fritzmaurice, M, 1992:73). 3 

Reguleringen af industrier og andre landbaserede kilder i et internationalt samarbejde som HELCOM 

er vanskeligt, da det er et område, der hidtil er blevet set på som nationale anliggender. Det ses da 

derfor også, at netop retningslinier på dette område tager forholdsvis lang tid at implementere i 

staterne. En forskergruppe under “The Nordic Environmental Research Programme” har undersøgt 

HELCOM anbefalinger på forskellige områder, og set på i hvilken grad, de var blevet implementeret. 

Gennemførselsprocenterne var meget lave, idet under halvdelen af de af HELCOM udstedte 

anbefalinger var blevet gennemført i 1992, hvor undersøgelsen fandt sted. (Nordisk Ministerråd 

1999:42) Forskerne forklarer dette med, at der er uoverensstemmelse mellem den måde der reguleres 

på indenfor HELCOM og i de forskellige landes nationale systemer. Mens HELCOM har anlagt en 

teknologi-orienteret strategi til fastsættelse af udledningsstandarder, har man i de lande forskergruppen 

har undersøgt en tradition for recipient-orienteret regulering. Det er svært og kan tage lang tid for 

landene at omstille sig til den reguleringsform, der anvendes i de fleste af HELCOM’s anbefalinger. 

(Nordisk Ministerråd, 1999:44) 

7.1.1.5. De for papirindustrien relevante anbefalinger 

De anbefalinger, der er relevante for papirindustrien, er dels nogle generelle om udledninger fra og 

godkendelse af industri. Men der er også nogle anbefalinger, der regulerer papirindustrien helt konkret. 

Der er således en anbefaling fra 1995, som regulerer udledninger til atmosfæren fra papirindustrien og 

to anbefalinger, som regulerer sulfat- og sulfitpapirindustrien, de er fra 1996 og erstatter to anbefalinger 

fra 1990. I anbefalingerne fremgår det, at staterne skal tage forholdsregler i overensstemmelse med 

BAT-princippet for at reducere udledningerne. Der opstilles i anbefalingerne eksempler på 

forholdsregler til opfyldelse af BAT-princippet indenfor henholdsvis sulfat- og sulfit-papirindustri. Det 

nærmere indhold af anbefalingerne på dette punkt bliver behandlet i afsnit 7.2. 

Der opstilles i anbefalingerne også nogle grænseværdier for udledninger af forskellige stoffer i de to 

industrier. Disse grænseværdier er ses nedenfor i tabel 4, og de er udtryk for den maksimale udledning i 

kg pr. ton lufttør masse (kg/t ADP) der produceres. I lande i overgangsperiode gælder grænseværdierne 

først fra 1/1 2005. 

3 Dette står i modsætning til systemet indenfor f.eks. EU, hvor medlemsstaterne har pligt til implementering. 

58


COD AOX Tot-P Tot-N 

Sulfat-møller 

startet før 1/1 

1997, værdier 

gældende fra 

1/1 2000 

Sulfat-møller 

startet efter 

1/1 

1997 

Sulfit-møller 

startet før 1/1 

1997, værdier 

gældende fra 

1/1 2000 

Sulfit-møller 

startet efter 

1/1 

1997 

Bleget 30 0,4 0,04 0,4 

Ubleget 15 0,02 0,3 

Bleget 15 0,2 0,02 0,35 

Ubleget 8 0,01 0,25 

Bleget 70 0,5 0,08 0,7 

Ubleget 45 0,06 0,6 

Bleget 35 0,1 0,04 0,4 

Ubleget 20 0,03 0,3 

Tabel 4, Grænseværdier for udledning (HELCOM recommandation 17/8 og 17/9) 

7.1.1.6. Deklarationer og handlingsprogrammer 

Udover selve konventionen og HELCOM’s anbefalinger er der også grund til at nævne to vigtige 

deklarationer, udstedt indenfor rammerne af samarbejdet. 

Den første er Ministerdeklarationen fra 1988, som var det indtil da mest vidtgående skridt i retning 

mod en gennemførelse af Helsinki-konventionens målsætninger (Fitzmaurice, M., 1992:142). En del af 

deklarationen formulerede en målsætning om at halvere udledningerne af persistente, toksiske og 

bioakkumulerende stoffer, tungmetaller og næringsstoffer inden 1995 sammenholdt med 1987- 

niveauet. Vi har ikke kunnet finde materiale, der fulgte op på dette, så vi ved ikke, om målene er nået. 

59


Den anden vigtige deklaration er Østersø-deklarationen fra 1990. Ved udstedelse af denne deklaration 

deltog ikke alene de lande, der grænser op til Østersøen, men også Norge, Tjekkiet, Slovakiet og EUkommissionen. 

Mens Minister-deklarationen fra 1988 var meget vag og elastisk, opstilles der i Østersødeklarationen 

nogle mere konkrete regler til forbedring af Østersøens miljø. Der blev i deklarationen 

fremhævet et behov for udarbejdelsen af et handlingsprogram til sikring af den økologiske restaurering 

af området. 

Der blev nedsat en ad hoc gruppe (High Level Task Force) under HELCOM, som udarbejdede et 

handlingsprogram med navnet The Baltic Sea Joint Comprehensive Environmental Action Programme, 

JCP, i 1992. Handlingsprogrammet skal fortsætte indtil 2012, med det hovedformål at genoprette 

Østersøens marine miljø. Der er tale om et praktisk samarbejde til gennemførelsen af målene i 

Helsinki-konventionen. Sigtet med JCP er desuden at hjælpe med beskyttende og udbedrende 

foranstaltninger til sikring af en langsigtet genopretning af den økologiske balance i Østersøen. (Baltic 

Sea Environment Proceedings No. 72) 

I handlingsprogrammet fokuseres på en række “hot-spots”, som er traditionel punktkilde forurening 

herunder offentligt og industrielt spildevand, diffus forurening fra landbrug og større byer samt 

udpegning af nogle særlige indsatsområder bl.a. langs kyster. 

Handlingsprogrammet blev genforhandlet og skærpet i 1998. 

7.1.2. Regulering inden for EU 

EU’s miljølovgivning er et meget stort og komplekst område, og det vil derfor være for vidtgående at 

behandle de EU-retlige regler indgående. I det følgende vil der derfor kun være tale om en oversigt. 

Først gives en generel introduktion til EU’s miljøregulering, og derefter behandles nogle af de 

direktiver, der har betydning for papirindustrien. 

7.1.2.1. Generelt om EU’s miljøregulering 

Reguleringen af miljøspørgsmål indenfor EU-retten finder sted på forskellige niveauer. Øverst er der 

EU-traktaten, som indeholder et afsnit om Fællesskabets miljøpolitik. Der er her først og fremmest tale 

om overordnede mål og principper, som retter sig til EU’s institutioner og kun har inddirekte betydning 

60


for medlemsstaternes myndigheder. Principperne får først direkte betydning, når de inkorporeres i de 

sekundære retsakter, som er forordninger, der er umiddelbart anvendelige og direktiver, der skal 

implementeres. EU kan også regulerer gennem beslutninger, som ikke er egentlige retsakter, men kun 

gælder direkte for dem, som de er rettet mod. 

Der kan ved reguleringen indenfor EU (men også i de nationale lovsystemer) sondres mellem nogle 

forskellige reguleringsperspektiver. 

• Miljøkvalitetsperspektivet. 

Reguleringen går her på den kvalitetsgrad, man ønsker på en givet område. Man laver altså en 

målsætning om f.eks. et vandområdes renhedsgrad. 

Virkemidlerne indenfor dette reguleringsperspektiv er for det første generelle miljøkvalitetsnormer 

og for det andet områdeudpegning til f.eks. laksevand eller badevand. EU udsteder så f.eks. et 

direktiv vedr. kvalitetskrav til fersk fiskevand, og disse kvalitetsnormer finder derefter anvendelse 

på de områder, de nationale myndigheder har udpeget til laksevand eller karpevand. 

• Aktivitetsperspektivet. 

Her ser man på forskellige forureningskilders påvirkning af miljøet. Målet er at fastsætte 

begrænsninger på udledningen af stoffer m.v. fra bestemte anlæg og aktiviteter f.eks. industri. 

Virkemidlerne kan være lovgivning baseret på en listemetode, såkaldt “anlægsorienteret 

lovgivning”. Herved opregnes udtømmende de kategorier af virksomheder, som er reguleret som 

forurenende punktkilder. Et andet virkemiddel kan være lovgivning, der alene regulerer en bestemt 

type virksomhed. 

• Produktperspektivet. 

Regulering af miljøforhold kan også vedrører brug, markedsføring, import, eksport, anvendelse, 

bortskaffelse m.v. af kemiske stoffer, affald og andre produkter. Målet er her at begrænse 

anvendelsen af særligt miljø- og sundhedsfarlige stoffer og produkter. 

Der er mange virkemidler til at opnå en begrænsning f.eks. forbud, markedsføringsregler, 

klassificering, krav til mærkning, særlig uddannelse, bortskaffelse og tilbagetagning samt 

godkendelsessystemer. 

Indenfor EU var reguleringen af vandforurening i 70’erne og 80’erne præget af 

miljøkvalitetsperspektivet med f.eks. badevandsdirektivet, overfladevandsdirektivet og 

61


fiskevandsdirektivet. Gennem 90’erne vinder aktivitets- og produktperspektiver igennem med en række 

direktiver om udledning af farlige stoffer. 

I 1997 offentliggjorde kommissionen et forslag til en integreret vandpolitik med et rammedirektiv, 

hvori bl.a. overfladevandsdirektivet, grundvandsdirektivet, fiske- og skaldyrvandsdirektiverne skal 

indgå. Målsætningen er en koordineret, bæredygtig beskyttelse og anvendelse af vand, hvor forurening 

skal bekæmpes ved kilden. 

7.1.2.2. Konkrete regler af betydning for papirindustrien 

I 1997 blev der gennemført et vigtigt direktiv om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening 

(IPPC-direktivet). Det vedrører nogle bestemte anlæg og processer, som er optaget på en særlig liste 

som et bilag til direktivet. Her er ifølge listens punkt 6.1 omfattet industrianlæg til fremstilling af: 

• papirmasse af træ eller andre fibermaterialer eller 

• papir og pap med en produktionskapacitet på mere end end 20 tons/dag. 

Direktivet er baseret på en række vigtige principper, som forsigtighedsprincippet, forureneren-betalerprincippet 

og BAT-princippet. Målsætningen er at begrænse udledninger til luft, vand og jord og 

derved opnå et højt beskyttelsesniveau for miljøet som helhed. Der er tale om overordnede principper 

for en ensartet godkendelsesprocedure i alle medlemsstater. Der lægges op til en forudgående kontrol 

af godkendelser og spildevandsudledninger af farlige stoffer, og der skal sikres en større offentlighed 

omkring godkendelserne. Procedurerne skal være præget af helhedsvurderinger, således skal direktiver 

vedr. affaldshåndtering inddrages allerede i forbindelse med godkendelsen af produktionsprocesserne. 

(Basse, E.M., 1999:95) 

Vedrørende regulering af farlige stoffer kom der allerede i 1976 et direktiv om forurening, der er 

forårsaget af udledning af visse farlige stoffer i Fællesskabets vandmiljø. Baggrunden for direktivet var 

behovet for en generel aktion med henblik på at beskytte Fællesskabets vandmiljø mod forurening. 

Særligt mod den forurening som forårsages af visse persistente og toksiske stoffer, der kan 

akkumuleres i levende organismer. Man udarbejdede to lister: 

Liste 1) Omfatter stoffer, der hovedsageligt er udvalgt på grundlag af deres toksicitet, deres 

persistens og deres bioakkumulation. 

62


Liste 2) Omfatter stoffer, der har skadelig virkning på vandmiljøet, men hvis virkning kan 

begrænses til et bestemt område og afhænger af recipientens særlige karakter og 

beliggenhed. 

Listerne er blevet revideret flere gange siden 1976, men allerede i det første direktiv var stofgrupper 

under EOCL* omfattet af liste 1. Enhver udledning af listestofferne kræver forudgående tilladelse. 

Målsætningen er at eliminere forureningen med de i liste 1 opførte stoffer, og formindske forureningen 

med stoffer opført på liste 2. 

7.1.3. Andre internationale og europæiske regelsæt 

I afsnit 7.1.1. blev Helsinki-konventionen behandlet, og det er den vigtigste internationale konvention 

for forureningen af Østersøen. Men der findes dog en række andre konventioner af betydning for 

havmiljøet i Østersøen. Det er ikke målet for denne opgave at behandle disse konventioner, men der 

skal i det følgende gives en kort oversigt over nogle af de vigtigste. 

7.1.3.1. Regionale konventioner 

Nogle af de konventioner, der er relevante for beskyttelsen af Østersøen, er af regional karakter. Dette 

gælder bl.a. Gdansk Konventionen fra 1973 om fiskeri og bevarelse af levende ressourcer i Østersøen 

og Bælterne. Herved blev den internationale fiskerikommission for Østersøen (International Baltic Sea 

Fisheries Commission, IBSFC) også etableret. Desuden blev der i 1992 indgået en nordisk aftale 

mellem fiskeriorganisationer om et udvidet samarbejde omkring miljøspørgsmål. 

Der foregår også et væsentligt samarbejde indenfor Nordisk Råd og Nordisk Ministerråd. Nordisk Råd 

er et parlamentarisk forum som blev grundlagt i 1952. Det har repræsentanter fra de fem nordiske lande 

og de tre selvstyrende områder. Rådsmedlemmerne sidder i hjemlandenes folketing og bliver udpeget 

af deres partier. Nordisk Ministerråd, som blev dannet i 1971, er et samarbejdsorgan mellem de 

nordiske landes regeringer. De har udarbejdet en fælles nordisk miljøstrategi for årene 1996-2000. Der 

er tale om en strategi, som giver målsætningerne og retningslinierne for det nordiske miljøsamarbejde 

frem til og med år 2000, hvorefter en ny strategi for 2001 til 2004 skal udarbejdes. Den vedrører 

således det samlede nordiske miljøsamarbejde, og herunder behandles Østersøområdet konkret, 

ligesom de generelle målsætninger finder anvendelse. 

63


7.1.3.2. Internationale konventioner 

Udover regionale og europæiske konventioner findes en lang række internationale konventioner, som 

har betydning. Det drejer sig overordnet om konventioner m.m. udsprunget fra FN’s miljøkonference i 

Rio i 1992, nemlig Rio-deklarationen om bæredygtig udvikling og biodiversitets-konventionen. 

Her kan også nævnes Baltic 21, som er et samarbejde for bæredygtig udvikling i Østersøen startet i 

1996 på initiativ af områdets miljøministre. I juni 1998 blev planen Agenda 21 godkendt af landenes 

udenrigsministre. Der er tale om en plan med mål og handlingsprogrammer for bæredygtig udvikling, 

som bliver gennemført i et samarbejde mellem nationale regeringer, regionale netværk af byer, 

internationale organisationer, finansinstitutioner og miljøorganisationer. 

Der er derudover en havrets-konvention i FN regi (The United Nations Convention on Law of the Sea) 

som kom i stand i 1982 efter 9 års forhandlinger. Med denne konvention etableredes nogle omfattende 

rammer for beskyttelsen af alle levende marine ressourcer, og den omfatter stort set alle relevante 

emner vedrørende brug, forvaltning og autoritet. Konventionen trådte først formelt i kraft i 1994, men 

havde også indtil da stor betydning. I tilknytning til konventionen blev der i 1996 nedsat en 

international havrets-domstol med sæde i Hamburg. 

Under FN er der også en international havorganisation (The International Maritime Organization, 

IMO), hvilket er en af de vigtigste internationale fora vedrørende havforurening. Denne organisation 

har haft stor betydning i forbindelse med vedtagelse af en række konventioner, f.eks. Marpolkonventionen 

fra 1973 om forurening fra skibe og London-konventionen fra 1972 om dumpning. 

Et af de ældste eksempler på samarbejde i Østersøregionen ses inden for ICES (International Council 

for the Exploration of the Sea), som startede i begyndelsen af århundredet. Der er tale om en ikke 

politisk, videnskabelig organisation, som arbejder for at fremme forskning på hav- og fiskeriområdet 

og yder videnskabelig rådgivning til en lang række organisationer bl.a. IBSFC, HELCOM og EU- 

Kommissionen (Braathen, J.,1998:29). 

Herudover er en hel række af andre konventioner og deklarationer af betydning for havmiljøet i 

Østersøen. Et eksempel er Bonn-konventionen fra 1979, som trådte i kraft i 1983, og som er ratificeret 

af alle nordiske lande. Den omhandler beskyttelsen af omvandrende vilde dyrearter. Ramsarkonventionen, 

om beskyttelse af vådområder af international betydning som levested for fugle, fra 

1971 kan også nævnes. 

64


7.1.4. Svensk ret 

7.1.4.1. Miljøhovedloven (miljöbalken) 

Den svenske miljølov er forholdsvis ny, idet den trådte i kraft d. 1. januar 1999. Der er tale om en 

omfattende lovreform, hvor den nye miljølov erstatter de tidligere 15 forskellige miljølove, således at 

alle emner nu findes i én lov. De tidligere love omfattede en naturbeskyttelseslov, en 

miljøbeskyttelseslov, love om dumpning af affald, landbrug, vandressourcer, pesticider og kemiske 

produkter. 

Ideen bag lovreformen var at modernisere og revidere svensk miljøret i retning af bæredygtighed. 

Formålet med den nye lov er at fremme en bæredygtig udvikling, for at sikre et sundt og rent miljø, 

også for de fremtidige generationer. Loven er en rammelov, som regulerer alle aktiviteter med 

betydning for miljøet. Den indeholder en række grundlæggende principper som 

forsigtighedsprincippet, forureneren betaler og princippet om renere produkter. Lokaliseringsprincippet 

er et andet vigtigt princip i relation til industrivirksomhed og fremgår af kap. 2, § 4. Princippet 

foreskriver for virksomhed, der påvirker omgivelserne, at der skal vælges en lokalisering, som er så 

lempelig som mulig set ud fra bæredygtig udvikling, hensynet til menneskers sundhed og et rent miljø. 

I nyere svensk miljøret anvendes en række nye instrumenter som økonomiske styringsmidler, 

miljømærkning, Agenda 21 og miljøledelsessystemer. Denne udvikling afspejles også i 

miljølovsreformen. 

Et andet nyt tiltag i miljøloven er de såkaldte miljøkvalitetsnormer. Tidligere lovgivning foreskrev krav 

om at minimere og reducere miljøpåvirkningerne, men den nye lov stiller direkte krav til, hvilke 

egenskaber miljøet skal have for at være acceptabelt. Der kan f.eks. fastsættes miljøkvalitetsnormer for 

en bestemt sø, og det specielle er, at de er juridisk bindende (i modsætning til f.eks. miljøkvalitetsmål). 

Udover at de generelle regler og principper i loven har betydning for papirindustrien, er der også en 

særlig afdeling i loven, som regulerer visse virksomheder. Herunder er der i kap. 9 regler om 

miljøfarlig virksomhed. Dette begreb defineres gennem en række eksempler og omfatter bl.a. 

virksomhed, som udleder spildevand til havet, og dermed er papirfabrikkerne langs Østersøen omfattet. 

Reglerne om påbud og forbud findes i §§ 4 og 5. Hvis særlige hensyn til menneskers sundhed eller 

miljøet taler derfor, kan der meddeles forbud mod udledning af spildevand. Der er også hjemmel til 

andre forskrifter om forbud og påbud til miljøfarlig virksomhed 

65


Ligesom i den danske miljøbeskyttelseslov er der regler om, at miljøfarlige virksomheder skal have en 

tilladelse og har anmeldelsespligt, før de må påbegynde driften af virksomheden og udledningen af 

spildevand (§§6-8). Spildevandet skal renses på en sådan måde, at menneskers sundhed og miljøet ikke 

udsættes for fare. Ifølge § 7 er det kommunerne, der skal godkende foranstaltningerne til 

spildevandsrensning. 

De nærmere regler om miljøgodkendelse og en nærmere afgrænsning af, hvilke virksomheder der er 

omfattet af kravet, findes i “förordning om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd”. I bilaget til 

forordningen findes en liste over de godkendelsespligtige virksomheder, og her er virksomheder, der 

forarbejder papirmasse efter mekaniske eller kemiske metoder omfattet ligesom virksomheder med 

separat papir eller kartonfremstilling. Dette er altså en liste over forskellige omfattede aktiviteter. 

Derudover kan en virksomhed, ifølge en anden liste i forordningen, blive omfattet af 

godkendelseskravet, når visse farlige emner forekommer i bestemte mængder. Her kan en forekomst af 

klor i produktionen betyde, at en virksomhed skal godkendes. 

Proceduren ved meddelelse af miljøgodkendelse/tilladelse til drift af miljøfarlig virksomhed er lidt 

anderledes end den danske. I Sverige er der en miljødomstol, som prøver ansøgningerne om tilladelse. 

Dog kan ansøgningen prøves af et kommunalt nævn, hvis virksomheden kan antages kun at ville få en 

lille miljøpåvirkning, ligesom ansøgning om tilladelse til visse slags virksomhed prøves af den svenske 

länsstyrelse (svarer til en amtslig myndighed). Der findes i lovens 4. afdeling regler om 

miljødomstolene og procedureregler. 

Reglerne om tilsyn med virksomhederne findes i lovens 5. afdeling. Tilsynsmyndighederne skal sikre, 

at lovens formål overholdes, ved i nødvendig udstrækning at kontrollere at loven og forskrifter udstedt 

i medfør af loven efterleves. Tilsynsmyndighederne har også en pligt til information og rådgivning for 

at forhindre overtrædelser. Hvis der er mistanke om overtrædelser, skal tilsynsmyndigheden anmelde 

det til politi eller anklagemyndighed. 

Det er Naturvårdsverket (den svenske miljøstyrelse), embedslægen, länsstyrelsen, de kommunale 

tilsynsmyndigheder og andre statslige myndigheder, der fører tilsyn efter en kompetencefordeling, der 

laves af regeringen, og i samarbejde med hinanden. 

Tilsynsmyndighederne har bemyndigelse til at meddele påbud og forbud til efterlevelse af 

bestemmelser i loven, domme og andre beslutninger. Proportionalitetsprincippet fremhæves i denne 

forbindelse i loven. 

66


Udover disse regler om miljøgodkendelse, tilsyn, påbud og forbud er der også en række regler om 

virksomhedens egenkontrol (§19), om udarbejdelse af miljørapporter (§20) og om deres oplysnings- og 

undersøgelsespligt (§§21 og 22). Endelig er der i 6. afdeling regler om bøder og strafbestemmelser. 

Alle disse bestemmelser udfyldes ved forordninger f.eks. “förordning om verksamhetsutövares 

egenkontroll”. 

7.1.4.2. Anden svensk regulering 

Naturvårdsverket har hjemmel til at udstede regler til udfyldelse af miljøloven. Som et eksempel kan 

nævnes en kundgørelse fra 1990 med forskrifter om kontrol med udslip af processpildevand fra 

fabrikker, der fremstiller masse, papir eller fiberskiver (SNFS 1990:6 som ændret ved SNFS 1992:18). 

Det er en bekendtgørelse, som omfatter kontrol med samtlige udledninger til recipienten af 

processpildevand fra de omfattede fabrikker. Der er regler om, hvilke parametre, der måles på ved en 

kontrol (COD, BOD, tot-P, tot-N og AOX*), hvilke målemetoder, der skal anvendes, hvilke analyser, 

der skal foretages, der er en beskrivelse af udstyret, regler om hvem måleresultaterne skal rapporteres 

til og om ansvar for overtrædelse af forskrifterne. 

7.2. BAT 

I det følgende vil vi behandle teknologiske skridt i retning af en løsning på forureningsproblemerne. At 

det er nødvendigt at forbedre teknologien for at nå en løsning, er bredt anerkendt, og dette er BATprincippet 

et eksempel på. 

BAT-princippet er blot et af en hel gruppe principper, hvoraf også kan nævnes princippet om renere 

teknologi og princippet om bedste miljøpraksis. 

BAT betyder Best Available Technology, og er et udtryk for at bruge den nyeste teknologi til at 

optimere produktionen med henblik på økonomi, miljøhensyn og ressourceforbrug. 

Her tages det i betragtning, at ”Best Available Technology” for en enkelt proces i papirfabrikationen vil 

ændre sig med tiden i lyset af teknologiske fremskridt, økonomi, sociale faktorer og ændringer i 

videnskaben. Der dikteres altså ikke brug af en bestemt teknologi, men princippet indebærer, at der skal 

anvendes det mest effektive og avancerede trin i produktionen, som aktuelt er praktisk egnet. 

67


BAT-princippet er et internationalt anerkendt princip, som fremgår af mange konventioner, EUretsakter 

og nationale love jvf. afsnit 7.1.1.2. om HELCOM og afsnit 7.1.4. svensk ret. 

Som det fremstår i konventioner og love er det et meget ambitiøst princip, og derfor vil det typisk blive 

modificeret gennem en forudsætning om, at omkostningerne skal være rimelige. Dette kaldes 

princippet om den bedst tilgængelige teknologi på et økonomisk rimeligt grundlag, BATNEECprincippet 

(Basse, E.M.,1999: 27). 

Pligten for virksomhederne til at iagttage BAT-princippet kan ikke retligt sanktioneres. Det ville 

indebærer indgriben i virksomhedernes frihedsgrader og konkurrenceforhold, da det vedrører selve 

produktionsprocesserne. 

I papirindustrien integreres BAT i henhold til målsætninger og anbefalinger. For produktion af bleget 

kemisk papirmasse, er der i tabel 4 i afsnit 7.1.1.5. vist anbefalinger for maksimale udslip af udvalgte 

forureningskomponenter. Anbefalingerne er vedtaget i HELCOM-regi og er målsætninger, der bør 

opnås ved brug af BAT-princippet. 

De forskellige metoder til papirmassefremstilling, som er beskrevet i tabel 2, kan alle benytte 

forskellige principper og nytænkninger til at reducere ressourceforbruget og reducere spild. Der findes 

også fællesprincipper, som overordnet gælder for enten alle kategorierne eller grupper af kategorier. 

Fælles er, at der gribes ind i de enkelte produktionstrin for at forbedre netop denne proces. 

Selvom der hele tiden kommer nyere teknologi, knytter ”Best Available Technology” sig til 

papirmassefremstilling hovedesageligt ved følgende parametre: tør barkfjernelse ved forbehandling, 

modificeret kogning, nye blegningsmetoder med lave klorgas niveauer, effektiv vaskning samt 

rensning og recirkulering af spildevand (reject). 

7.2.1. BAT ved sulfat-papirmassefremstilling 

Sulfatmetoden er nyere end sulfitmetoden, og er ved at overtage sulfitmetoden næsten fuldstændigt, 

skønt der stadig forventes at finde nye metoder til papirmassefremstilling. Sulfatmetoden dominere på 

grund af det brede spektre af råmateriale, der kan bruges i fremstillingen, den stærke og højkvalitative 

papirmasse samt en god energieffektivitet i produktionen. 

68


En stor del af udslippene fra møller, der anvender sulfat-eller sulfitmetoden kommer fra 

blegningsprocessen, og her er sulfatpapirmassen den største årsag til udslip af organiske 

klorforbindelser. Under blegningsprocessen skabes der over 300 forskellige klorerede biprodukter, og 

disse er i stort omfang udledt og opløst i recipienterne. 

Tal fra 1992 viser at Østersøen modtog omkring 15.000 tons halogeneret materiale årligt indtil for få år 

siden. 

Der er i alle landene i Østersøregionen stor enighed om vigtigheden af at nedbringe udslippene fra 

produktionen af sulfatmasse ved at bruge ”Best Available Technology”. 

Den bedst tilgængelige teknologi for sulfatmøllerne omfatter følgende lige effektive foranstaltninger 

som vigtige eksempler: 

1. Tørfjernelse af bark med mindre spildevandsudledning. Ved konventionel barkfjernelse i 

forbehandlingsfasen bruges store mængder vand. Anvendelse af barkfjernelse med en teknologi, 

der ikke bruger vand, mindsker ressourceforbruget og udledning af organisk materiale. 

2. Lukket screening. Under screeningen fjernes uopløste cellulosefibre og større ”klumper” eller 

fremmedelementer fra den færdigkogte papirmasse, som ender som affald. I et lukket system kan 

affaldsprodukterne recirkuleres og ende i kogemassen igen. Herved opnås mindre spild og udbyttet 

forøges 

3. Udtræk af de mest koncentrerede kondensater og mere genanvendelse af kondensaterne i 

processen. Efter kogning med kemikalier i træmassen udskilles lignin*, og cellulosefibre adskilles. 

Konventionelt bruges kogemasse efter udvaskning af lignin* og reject i en vis grad igen i 

fordøjeren. Ved at udvinde kemikalierne fra den udvaskede masse, dvs. forbedre det koncentrat der 

genanvendes, og ved at intensivere genbrugen af den afdampede kogevæske (kondensat), kan 

kogevæsken og de brugte kemikalier til massefremstillingen recirkuleres mere effektivt, og dermed 

reducere kemikalieforbruget i massefremstillingen. 

4. Effektive opsamlingssystemer for alt spild. Ved at opsamle spild i alle dets former, kan man 

håndtere det, før det udledes eller genanvendes. 

5. Forøget delignification i fordøjeren opfulgt af oxygendelignification (blegning). Ved at forøge 

opholdstiden i fordøjeren, kan der foregå mere delignificering før blegningsprocessen og forbruget 

69


af klor reduceres som følge. Hvis der desuden introduceres blegning med oxygen, ozon eller 

peroxid, kan delignificering foregå helt uden klorede biprodukter. 

6. Effektiv udvaskning før papirmassen forlader den lukkede del af processen. Når papirmassen 

udvaskes efter screeningen, for at genbruge kogevæsken, går massen videre til enten blegning eller 

raffinering. Efter raffinering forlades den lukkede del af papirmassefremstillingen, og massen går til 

papirfremstilling. Ved at bruge den bedst tilgængelige teknologi til effektivt at udvaske den færdige 

masse, før den forlader et lukket system, kan udslip af potentielle forureningskomponenter 

reduceres yderligere. 

7. Behandling af spildevandsudledning. Ved at have eget rensningsanlæg med bundfældning og/eller 

biologisk rensning før spildevandet ledes ud i recipienten, kan udledning af forurening begrænses 

om ikke forhindres. 

8. Delvis lukket system i blegningsprocessen. Størstedelen af overskudsvæsken fra blegningen føres til 

et opsamlingssystem. Hvis blegningen har sit eget lukkede system, kan de anvendte 

blegningsmidler, hvad enten det er klor, oxygen eller andet, recirkuleres, og derved reduceres 

kemikalieforbruget og spild forhindres. 

9. Brug af miljømæssigt forsvarlige kemikalier i processen. Denne løsning strækker vidt. F.eks. kan 

der bruges biologisk nedbrydelige komponenter, hvor det er muligt, og der kan bruges substitutter, 

der af den nyeste teknologi anses for at være ufarlige for miljøet. Den bedst anvendelige teknologi 

giver altid et svar på, hvilke stoffer, der kan substituere de konventionelle, men problemet er, at nye 

stoffer kan give samme eller andre problemer for recipienten, som kun fremtiden kan give svar på. 

Det antages, at der med denne løsning altid vil blive brugt de mest miljøvenlige kemikalier. 

7.2.2. BAT for sulfit-papirmassefremstilling 

For sulfitmøller omfatter ”Best Available Technology” disse lige effektive eksempler. 

1. Tør barkfjernelse, med mindre spildevandsudledning. 

2. Lukket screening. 

3. Neutralisering af svag kogevæske før fordampning, fulgt op med genbrug af kondensatet. 

Neutralisering efter kogning i fordøjeren giver mulighed for at kondensere kogevæsken til et 

genbrugsprodukt. 

70


4. Systemer, der gør det muligt at opsamle næsten alt organisk material,e der er opløst i kogevæsken. 

Op til 98% af det organiske materiale kan bjerges og brændes i opsamlings kogeren. 

5. Ingen spild fra blegningsprocessen når de soda-baserede processer bruges. BAT giver mulighed 

for at undgå udledning af natrium komponenter. 

6. Behandling af spildevandsudledning. 

7. Delvis lukket system i blegningsprocessen, når der ikke bruges soda-baserede processer. 

8. Brug af miljømæssigt forsvarlige kemikalier i processen. 

Disse parametre for BAT i Sulfat- og sulfitmøller, er fra 1995 og anerkendes med bred enighed af de 

lande der bakker op om HELCOM. (HELCOM recommandation 17/8 og 17/9) 

7.3. Økonomiske styringsmidler 

Ved al industriel aktivitet produceres ikke alene goder men også “onder”, som kaldes negative 

eksternaliteter, og et eksempel på dette er forurening. Normalt vil virksomhederne ikke tage højde for 

disse eksternaliteter i deres profitmaksimering, og det er derfor nødvendigt at staten griber ind. Dette 

kan ske med forskellige instrumenter, som kan inddeles i direkte regulering og markedsbaserede 

instrumenter. Den direkte regulering kaldes også normstyring eller command and control, CAC, og 

foregår ved, at myndighederne regulerer hver enkelt virksomhed, som så får en individuel tilladelse til 

f.eks. udledning af et bestemt forurenende stof. Deroverfor står så de markedsbaserede styringsmidler, 

hvoraf de vigtigste er afgifter og omsættelige forureningskvoter. 

En forskergruppe under “The Nordic Environmental Research Program” har lavet en undersøgelse af 

brugen af økonomiske instrumenter i miljøpolitikken med den nordiske skovsektor som eksempel. 

Herunder har de også undersøgt papirindustrien i Sverige og Finland, og set på hvilke instrumenter, der 

bedst kan beskytte miljøet uden at give unødvendigt store omkostninger. 

Historisk set har den politiske strategi været at regulere udledningerne med CAC. Det har været 

miljømyndighederne, der har fastsat det tilladte udledningsniveau for hver enkelt virksomhed ved at 

give individuelle tilladelser til udledning af en bestemt mængde BOD, COD, AOX* eller 

næringsstoffer. Men forskergruppens analyser fra Sverige viser, at fordelingen af omkostningerne til 

forureningsbekæmpelse ikke bliver effektiv ved brug af denne politik, hvilket betyder, at det totale 

71


omkostningsniveau for industrien bliver højere end nødvendigt. Der ses også en tendens til, at små 

virksomheder rammes hårdest, måske fordi deres forhandlingsmagt ikke er så stor ved tildeling af den 

individuelle udledningstilladelse. De påviser også, at møller, der bruger sulfit eller mekaniske 

processer, rammes hårdere end dem, der anvender sulfat-metoden. Da de fleste sulfit-møller er relativt 

gamle er dette ikke så overraskende (Brännlund, R. et al. 1996:8). 

Som alternativ til normstyring kan der som nævnt anvendes nogle forskellige økonomiske 

styringsmidler. Målet med at bringe miljøøkonomiske overvejelser på banen er, at man af den vej kan 

styre industriens aktivitetsniveau. Der foretages en afvejning af fordelene ved industriel aktivitet 

overfor de miljømæssige omkostninger. Herved forsøger man at fastsætte det økonomisk optimale 

aktivitetsniveau, set ud fra statens synspunkt. Dette niveau opnås i teorien, hvor de marginale 

omkostninger ved forurening er lig de marginale omkostninger ved at reducere udledningerne. Dette 

punkt vil også være det optimale niveau af forureningsbekæmpelse, hvilket illustreres nedenfor i figur 

21. MB-kurven er de marginale fordele ved forureningsbekæmpelsen, mens MC-kurven er de 

marginale omkostninger. Det optimale niveau af forureningsbekæmpelse er så punktet (P,Q). I 

realiteten er forureningens omkostninger dog sjældent en kendt størrelse, men derimod anvendes et 

politisk fastsat mål for forureningens acceptable niveau. 

Figur 21. Det optimale niveau af forureningsbekæmpelse (Svendsen, G.T., 1998:15). 

Når det optimale forureningsbekæmpelsesniveau er fundet, drejer det sig om at fordele 

bekæmpelsesomkostningerne på den mest hensigtsmæssige måde, så investeringer i renere teknologi 

72


foretages, hvor der er de laveste marginale omkostninger. Disse marginale omkostninger har vist sig at 

være meget forskellige for de forskellige papirfabrikker (Brännlund, R. et al. 1996:30). Dette indikerer 

en mulighed for brug af omsættelige kvoter, da der vil være et incitament til handel med kvoter mellem 

virksomhederne. 

Ved kvotesystemet antages det, ligesom ved afgifter, at en virksomhed vil investere i renere teknologi, 

sålænge omkostningerne ved dette er under markedsprisen for en forureningskvote eller under afgiften. 

De totale omkostninger i systemet afhænger af, hvorvidt pengene tilbageføres til industrien eller går i 

statskassen (Nordisk Ministerråd, 1999:76). 

I Sverige er man begyndt at sætte fokus på disse økonomiske styringsmidler. En afgift på klorforbruget 

i blegeprocesserne på 5 SEK./kg blev foreslået i 1989 ligesom der i 1991 blev foreslået et system med 

omsættelige kvoter rettet mod reduktion af industriens klorrelaterede udledninger (Brännlund, R. et al.. 

1996:2). 

Forskergruppen fra “The Nordic Environmental Research Program” må dog i modsætning til de 

sædvanlige økonomiske resultater konkludere, at disse økonomiske styringsmidler ikke vil virke særlig 

godt i den nordiske papirindustri. For at instrumenterne skal kunne fungere optimalt, skal der være et 

fungerende marked. Der skal være tilstrækkelig mange virksomheder til at undgå monopoler. Derfor vil 

instrumenterne virke bedst, hvis der er tale om et miljøproblem, som er uafhængig af 

forureningskildens placering, samt når et antal virksomheder over et stort geografisk område kan siges 

at indgå i samme udledningspulje. I papirindustrien er situationen anderledes. Udledningernes effekter 

vil hovedsageligt kunne ses i en afstand af ca. 50 km fra kilden, hvilket i reguleringssammenhæng 

betragtes som lokalt. Derfor er der kun meget få steder, hvor mere end en fabrik ville udgøre en pulje 

(Nordisk Ministerråd, 1999:77). 

Et andet argument for at holde fast i den individuelle normstyring er, at man her kan tage hensyn til, at 

recipienternes sårbarhed kan være meget forskellig. Ved økonomiske styringsmidler er omkostningerne 

ens uanset virksomhedens placering. 

Konklusionen bliver altså at holde fast i den direkte regulering, men holdbarheden af disse argumenter 

afhænger af, hvordan den direkte regulering gennemføres. Det er er forudsætning at industriens 

omkostninger skal holdes lave, og reguleringen må laves, så den fremmer overgangen til renere 

73


produktionsteknologier. Således er det f.eks. ønskeligt at flere møller bliver lavet om til lukkede 

systemer, og reguleringen må lette denne overgang. (Brännlund, R. et al, 1996:33). 

74


8. Diskussion 

Der er blevet fokuseret meget på industriens rolle i forbindelse med udledningen med miljøfremmede 

stoffer. Imidlertid vil det ikke være urimeligt at antage, at et forbrugerperspektiv kan anvendes i 

problemløsningen. 

Den mest massive modstand mod udledningen af forurening må komme fra de lokale/regionale 

områder, som er under direkte påvirkning i hverdagen, da det kan være svært at sidde som 

papirforbruger langt væk fra de største problemer og mobiliserer mærkbare protester. Incitamentet for 

at presse industrien til at søge alternative produktionsmetoder er større, hvis man oplever de beskrevne 

effekter, der ses i organismer og i selve økosystemerne i Østersøen. 

En kraftig opinion med saglige, videnskabelige, samfundsmæssige og humanistiske argumenter er en 

forudsætning for en forbedring af forholdene. 

Betragter man den politiske forbruger som midlet til at nå målet, må man medtage overvejelser 

omkring omfanget af effekten. En bevidst forbruger er resultatet af omfattende information eller 

eventuel indføring af miljømærker/vugge-til-grav certificeringer på papir. Informering af forbrugeren 

er et af de virkemidler, der søges indført i den nyere miljøpolitik, men selv om der spenderes mange 

ressourcer på dette, har det vist sig at kun 5-8 % af den voksne befolkning bevidst vælger en række 

produkter (Temarapport, 1997: 11). Oplysning omkring miljøproblemer som ikke er synlige i 

hverdagen, vejer som incitament dermed ikke tungt nok. De bevidste forbrugere vil aldrig blive 

kraftfulde nok til alene, at skabe miljømæssige forbedringer i papirproduktionens forurenende 

processer. 

En politisk behandling af problemet vil sandsynligvis virke mere kraftfuldt. En debat omkring 

problemerne med papirindustrien på højere politisk plan vil ofte føre til konkrete handlingsplaner, 

programmer, anbefalinger o.a. I tilfældet med Østersøen er bl.a. HELCOM et produkt af politiske fora. 

På det politiske plan vil løsninger dog ofte være præget af kompromiser. 

Fakta er desværre, som nævnt i afsnit 7.1.1.4., at implementeringen til national ret, af mange af de 

nyindførte anbefalinger, tager meget lang tid i de forskellige lande. ”Markedsføringen” af de politiske 

ideer og problemløsninger er ikke overbevisende eller magtfulde nok til at virke effektivt. 

75


Der er vage punkter og smuthuller der forlænger implementeringsprocessen, og man kan spørge sig 

selv, om den miljøbevidste indflydelsesrige politiker overhovedet har en reel mulighed for at indføre 

eller foreslå drastiske opstramninger i miljølovgivningen. 

Samfundsmæssigt vil sådanne ændringer ikke kun være et spørgsmål om et rent miljø, men også 

økonomiske interesser, arbejdspladser, parpireksportens bidrag til BNP osv. Den mest holdbare løsning 

af forureningsproblemerne vil være en balance mellem alle interessegrupper, hvor industrien ikke lider 

store økonomiske tab, og hvor miljøet ikke lider uigenkaldelig overlast. Forsøg på fuldstændig 

standsning af f.eks. klorblegningsprocesserne vil have meget høje økonomiske omkostninger, og vil 

derfor næppe blive vedtaget politisk. 

Med det ovenstående menes ikke, at man som borger blot kan læne sig tilbage og vente på handling 

andetsteds. Politisk aktivitet påvirkes af højlydte ryster fra borgerne, og effektive handlinger kræver en 

indsats fra alle kanter. 

Et realistisk udgangspunkt i debatten omkring miljøproblemer må være accept af en vis industriel 

forurening. Med de ekstreme befolkningstal, der tælles i dag, vil forbruget nødvendigvis have negative 

påvirkninger på miljøet, der omgiver os. Udfordringen må bestå i, at sikre at forbruget finder sted på et 

bæredygigt grundlag. 

76


9. Konklusion 

Der foretages følgende konklusioner på baggrund af de i projektet beskrevne emner. 

Østersøen er et unikt område, hvor det store tilløb af ferskvand fra oplandet, indvirker på økosystemet 

og medvirker til at områdets dyreliv er artsfattigt. Organismerne i Østersøen er tilpasset den specielle 

brakvandskultur, men lever trods tilpasning under strenge livsvilkår, hvor vandudskiftningen og 

omrøringen, der skaber ilttilførsel, er underlagt havbundens topografi og de meteorologiske 

vejrforhold. 

Den sydlige del af Østersøen udveksler vand med Nordsøen, der har højere salinitet end det 

udstrømmende lavsaline vand fra Østersøen. Udvekslingen, der kun foregår gennem de snævre danske 

stræder, bevirker, at der er stor forskel i saliniteten fra syd til nord i Østersøen, og forårsager en 

konstant haloklin i hele området. 

Østersøens unikke områdestruktur, gør økosystemet ekstra sårbart overfor menneskeskabt forurening, 

fordi de stoffer, der udledes, forbliver lang tid i havet p.g.a. den langsomme vandudskiftning. 

Papirindustrien er en blandt mange industrier, der er lokaliseret langs Østersøens kystsstrækning. Det er 

vist at industrien bidrager med en væsentlig del af den udledning af forurening, der kommer fra 

oplandet til Østersøen. Produktionsprocessen til fremstilling af papirmasse og især klorblegning, 

forårsager en stor forurening med organiske klorforbindelser. De organiske klorforbindelser opstår, når 

klor under blegningsprocessen reagere med lignin* i papirmassen og skaber biprodukter i form af 

klorerede phenoler. Forurening med EOCl* er målt i bundsedimentet i hele Østersøens område, og det 

konkluderes, at bunddynamikken og vandstrømningen er ansvarlig for, at udledning fra papirindustrien 

bliver spredt og fordeler sig i stor skala i hele havområdet. 

Under kortlæggelse af produktionsprocesserne er det fastlslået, at der ikke sker en udledning af 

tungmetaller fra masseproduktionen, hverken ved brug af Sulfat- eller Sulfitmetoden. Tungmetaller fra 

papirindustrien stammer enten fra det brugte træ, eller hører fortiden til. 

Den akutte toksikologiske effekt af de klorerede phenoler, der udledes til Østersøen, aftager med 

afstanden fra punktkilden på grund af den store opblanding. 

77


Det konkluderes, at farligheden i udledning af lavmolekylære klorphenoler eksisterer p.g.a. en potentiel 

akkumulering i havets organismer, hvorved stofferne kan nå op på toksiske niveauer. 

Farligheden i akkumuleringen bliver endvidere skærpet i de tilfælde, hvor der sker magnificering i 

fødekæden. I det sidste led af fødekæden er risikoen stor for, at klorphenolerne når op på et niveau, 

hvor de kan virke mutagene* eller akut toksiske med døden til følge. Da fisk er i toppen af fødekæden, 

og da forureningen med EOCl* er udbredt i hele Østersøen, er det konklusionen, at fisk i Østersøen er 

eksponeret for en stor trussel, så længe der udledes organiske klorforbindelser fra papirindustrien. 

Virkemidler til at reducere eller forhindre udslip af EOCl* og andre forureningsstoffer, beror ifølge 

dette projekt på forskellige retslige tiltag, teknologiske forbedringer i overensstemmelse med BATprincippet 

og evt. økonomiske styringsmidler som supplement hertil. 

HELCOM og Svensk ret dikterer stadig strammere anbefalinger og regler omkring behandling af 

Østersøregionen med hensyn til forurening. Det konkluderes, at det retslige samarbejde i HELCOMregi 

og Sveriges nationale miljøregulering af forurenende virksomhed er godt på vej til at begrænse 

udledningen af AOX* til Østersøen. Det begrundes i de allerede foretagede reguleringer og dem, der 

forventes at være på vej. 

Det retslige samarbejde har sammen med en øget bevidsthed omkring miljøet medvirket til, at der er 

opstået begreber som brugen af BAT og brugen af miljøøkonomi. Disse begreber er direkte 

anvendelige og implementeret i lovgivningen. 

Løsningsmodellen for en fremtidig Østersø uden forurening er ikke enkel eller realistisk. Virkemidler i 

form af retslige afgørelser, BAT og videnskabelige undersøgelser, kan kun tilnærme den ideelle 

målsætning, som er en helt ren Østersø fri for menneskelig påvirkning. 

De sociale faktorer og holdningsændringer via oplysning er en nødvendig forudsætning, for at den 

ideelle målsætning kan fuldføres. I nærværende projekt er holdningsændringer i befolkningen kun en 

del af en diskussion og ikke et virkemiddel. Derfor må det konkluderes, at de i vores projekt beskrevne 

virkemidler er en løsning i form af en kontinuerlig proces, der aldrig bliver ideel. 

Det konkluderes dermed også, at landene omkring Østersøen og organismerne i havet, må acceptere en 

vis forureningspåvirkning i mange år frem. Både p.g.a. Østersøens komplekse systemer og fordi den 

kontinuerlige løsningsproces er i sit tidlige stadie. 

78


10. Ordliste 

Alkalisk: Det samme som basisk, dvs. at pH er højere end 7. 

AOX: Står for adsorberbare organiske halogener, og betegner de organiske halogener, der er bundet til 

partikler. Benyttes oftest i forbindelse med sedimentundersøgelser. 

Biotransformering: Når et stof ikke nedbrydes men ændres ved fx at få påsat en kemisk gruppe. 

Cellulose: Makromolekyle bestående af et netværk af glycoseenheder. 

DCC: Diklorcatechol. 

Detekttionsgrænse: Et stof kan godt være tilstede i så lave koncentrationer, at det ikke kan måles. Er 

det tilfældet siger man at det er under detektionsgrænsen. 

Difussion: Betyder at et stof flytter sig via tilfældige molekylebevægelser. 

EOCl: Står for ekstraherbar organisk klorine. Typisk benyttes hexanol som ekstraktionsmiddel. 

EROD: Forkortelse for ethoxyresorufin O-deethylase. 

Hyperosmotisk: Når saliniteten i det omgivende miljø er højere end i organismen. 

Hypoosmotisk: Når saliniteten i det omgivende miljø er lavere end i organismen. 

Induktion: Når tilstedeværelsen af et stof bevirker dannelsen af et enzym siger man, at dette stof 

inducerer enzymet. 

Lignin: Makromolekyle bestående af et netværk af forskellige hydrocarboner, bl.a. benzen. 

79


Metabolisering: Metabolisme er det samme som stofskifte. 

Methylering: Når et stof får påsat en CH 3 

-gruppe. 

Mikrobiel fermentation: En proces, der kan foregå når der ikke er ilt til stede. Oxideringen af 

organiske forbindelser foregår ved at have andre organiske forbindelser som elektronacceptorer. 

Processen ses fx ved gæring hvor alkoholen (ethanol) er elektronacceptoren. 

Mitochondrie: En organel der findes i eukaryoter (celler med cellekerne). Funktionen af mitochondrier 

er at generere energi, dvs. ATP. 

Monooxygenase: En betegnelse for enzymer der benytter O 2 

til at bryde benzenringe sådan, at det ene 

O findes i spaltningsproduktet og det andet i H 2 

O. 

Mutagen: Et stof der er mutagent kan ændre i DNA. Da forskellige ændringer i DNA kan føre til 

kræft, vil stoffer der er mutagene ofte også være kræftfremkaldende. 

Steady state: Opstår når noget er konstant og ikke ændrer sig. 

TCC: Tetraklorcatechol. 

TCG: Tetraklorguaiacol. 

TCV: Tetraklorvanillin. 

TOCl: Betegner den totale mængde af klorerede organiske forbindelser. 

80


11. Litteraturliste 

Agrawal, N. K., Juneja, C. J. and Mahajan, C. L. (1978). "Protective Role of Ascorbic Acid in Fishes Exposed to 

Organochlorin Pollution." Toxicology, No. 11, pp. 369-375. 

Andersson, T., Bengtsson, B.-E., Förlin, L., Härdig, J. and Larsson, Å. (1987). ”Long-Term Effects of Bleached Kraft Mill 

Effluents on Carbohydrat Metabolism and Hepatic Xenobiotic Biotransformation Enzymes in Fish.” Ecotoxicology and 

Environmental Safety, No.13, pp. 53-60. 

Andersson, T. and Förlin, L. (1988a). "Biochemical and Physiological Disturbances in Fish Ihabiting Coastal Waters 

Polluted with Bleached Kraft Mill Effluents." Marine Environmental Research, Vol. 24, No. 1-4, pp. 233-236. 

Andersson, T. and Förlin, L. (1988b). "Physiological Disturbances in Fish Living in Coastal Water Polluted with Bleached 

Kraft Pulp Mill Effluents" Can. j. Fish. Aquat. Sci., Vol. 45, pp. 1525-1536. 

Balk, L., Förlin, L., Söderström, M. and Larsson, Å. (1993). "Indications of Regional and Large-Scale Biological Effects 

Caused by Bleached Pulp Mill Effluents." Chemosphere, Vol. 27, No. 4, pp. 631-650. 

Basse, E.M.(1999). Miljøret. samspillet mellem lovgivning og aftalte ordninger. Børsens Forlag A/S, København. 

Bengtsson, B.-E. (1988a). ”Effects of Pulp Mill Effluents on Skeletal Parameters in Fish – a Progress Report.” Water 

Science and Technology, Vol. 20, No. 2, pp. 87-94. 

Bengtsson, B.-E., Bengtsson, A. and Tjärnlund, U. (1988b). "Effects of Pulp Mill Effluents on Vertebrae of Fourhorn 

Sculpin, Myoxocephalus quadricornis, Bleak, Alburnus alburnus, and Perch, Perca fluviatilis." Archives of Environmental 

Contamination and Toxicology, No. 17, pp. 789-797. 

Bengtsson, B.-E., Larsson, Å., Bengtsson, Å. and Renberg, L. (1987). ”Sublethal Effects of Tetrachloro-1,2-benzoquinone – 

A Component in Bleachery Effluent from Pulp Mills – On Vertebral Quality and Physiological Parameters in Fourhorn 

Sculpin.” Ecotoxicology and Environmental Safety, No.15, pp. 62-71. 

Biermann, C.J. (1993). Essentials of Pulping and Papermaking. Academic Press, Inc., Oregon. 

Bjerregaard, P. (1995). "Basisbog i økotoksikologi", GEC Gads Forlag, København. 

Bruneau, L.(1980). ”Pollution from Industries in the Drainage Area of the Baltic”. Ambio, Vol.9, no.3-4, pp.145-152. 

Brännlund, R., Hetemäki L., Kriström, B. & Romstad, E.(1996) Command and control with a Gentle Hand: The Nordic 

Experience. Swedish university of agricultural science department of forest economics, rapport 115. Umeå. 

Braathen, J.(1998). International co-operation on fisheries and environment. TemaNord 1998:540. Ekspressen Tryk og 

Kopicenter, København. 

Dannenberger, D. et.al.(1997). ”Levels and patterns of polyklorinated Dibenzo-p-dioxins, Dibenzofurans and Biphenyls in 

Surface sediment fram the Western Baltic Sea (Arkona Bassin) and the Oder River Estuarine system”. Marine Pollution 

Bulletin, Vol 34, no.12, pp.1016-1024. 

Dengsøe, N. (red.) (1997). "Den politiske forbruger - magt og afmagt. Temadagsrapport 1997", Miljølære, Aarhus 

Universitet. 

Enell, M., Haglind, I.(1994). ”Nitrogen, Phosphorus and Metal loads form Swedish Pulp and Paper Industry on the Gulf of 

Bothnia –Quantities and Shares of Total loads”. Water science technology Vol. 29, no. 5-6, pp. 49-59. 

81


EU kommission (1996). Techno-Economic Study on the Reduction Measures, Based on Best Available Techniques of 

Emissions (Water, Wastes, Air) from the Pulp and Board Manufacturing Industry. 

Fitzmaurice, M.(1992). International Legal Problems of the Environmental Protection of the Baltic Sea. Kluwer Academic 

Publishers, Netherlands. 

Förlin, L., Andersson, T., Bengtsson, B.-E., Härdig, J. and Larsson, Å. (1985). "Effects of Pulp Bleach Plant Effluents on 

Hepatic Xenobiotic Biotransformation Enzymes in Fish: Laboratory and Field Studies." Marine Environmental Research, 

No. 17, pp. 109-112. 

Grøsvik, B. E. (1996). "Biomarker protein expression in fish; a study of cellular responses to environmental pollutants." 

Laboratory of Marine Molecular Biology, University of Bergen, Norway. Bergen. 

Harris, H.J., Harris, V.A., Regier, H.A., Rapport. D.J. (1988). ” Importance of nearshore area of sustainable redevelopment 

in the Great Lakes with observations on the Baltic Sea. Ambio Vol. 17, No. 2, pp.112-120. 

HELCOM (1974 & 1992). Convention on the Protection of the Marine Environment of the Baltic Sea Area. (Helsinkikonventionen) 

HELCOM (1995). Activities of the commission 1995. Baltic Sea Environment Proceedings No. 62, 

HELCOM recommendation 17/8 (reduction of discharges from the kraft pulp industry). 1996 

HELCOM recommendation 17/9 (reduction of discharges from the sulphite pulp industry). 1996 

HELCOM, (1996). Third periodic assessment of the state of the marine environment of The Baltic Sea, 1989-93; 

background document. 

HELCOM. The Baltic Sea Joint Comprehensive Environmental Action Programme. Recommendations for Updating and 

Strengthening. Baltic Sea Environment Proceedings No. 72 

Härdig, J., Andersson, T., Bengtsson, B.-E., Förlin, L. and Larsson, Å. (1988). ”Long-Term Effects of Bleached Kraft Mill 

Effluents on Red and White Bloods Celle Status, Ion Balance, and Vertebral Structure in Fish.” Ecotoxicology and 

Environmental Safety, No. 15, pp. 96-106. 

Håkanson, L. et.al.(1984). Vattendynamik och bottendynamik i kystzonen. Slutrapport, Statens Naturvårdsverk pm 1905. 

Håkanson, L. et.al.(1988a). Påverkansområden för klorerat organiskt material från massablekerier. Naturvårdsverket, 

rapport 3522. 

Håkanson, L., Jonsson, P., Jonsson, B. & Martinsen, K.(1988b). ”Distribution of Chlorinated organic substances from Pulp 

and Paper Mills”. Water science technology Vol. 20, no. 2, pp. 25-36. 

Jonsson P. et.al.(1986). Spridning av klorerat organsikt material från skogsindustrier. Lägesrapport, Statens Naturvårdsverk 

3228. 

Kallas, J., Munter, R.(1994). ”Posttreatment of pulp and paper industry wastewaters using oxidation and adsorption 

processes”. Water science technology Vol. 29, no. 5-6, pp. 259-272. 

Karås, P., Neuman, E. and Sandström, O. (1991). "Effects of a Pulp Mill Effluent on the Population Dynamics of Perch, 

Perca fluviatilis." Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol. 48, No. 1, pp. 28-34. 

Kautsky, H.(1992).”The impact of pulp-mill effluents on phytobenthic communities in the Baltic Sea”. Ambio, Vol. 21, no. 

4, pp. 308-313. 

82


Kohonen, J.T.(1991). Protection of the Marine Environment of the Baltic Sea - an Example on Multilateral co-operation. 

Marine Pollution Bulletin, no. 23, pp. 541-544. 

Lagergren, S., Nystrom, E.(1991). ”Trends in Pollution Control in the Swedish Pulp and Peaper Industry”. Water science 

technology Vol. 24, no. ¾, pp. 11-17. 

Larsson, Å., Andersson, T., Förlin, L. and Härding, J. (1988). "Physiological Disturbance in Fish Exposed to Bleached Kraft 

Mill Effluents." Water Science and Technology, Vol. 20, No. 2, pp. 67-76. 

Lehtinen, K-J. et.al.(1988). ”Disappearance of Bladder-Wrack (Fucus vesiculosus L.) in the Baltic Sea: Relation to pulpmill 

klorate”. Ambio Vol.17, no.6, pp.387- 393. 

Lund-Hansen, L.C. et.al.(1994). Fysisk- biologisk Oceanografi. 

Miljøministeriet Miljøstyrelsen (1990). Analyse af iltsænkning i Kattegat, Bølthavet og V.Østesø. Havforskning fra 

Miljøstyrelsen No. 1 

Neilson, A. H., Allard, A.-S., Hynning, P.-Å. and Remberger, M. (1990). "Distribution, Fate and Persistence of 

Organochlorin Compounds Formed During Production of Bleached Pulp." Toxicological and Environmental Chemistry, 

Vol. 30, No. 1-2, pp. 3-41. 

Neuman, E. and Karås, P. (1988) "Effects of Pulp Mill Effluent on a Baltic Coastal Fish Community." Water Science and 

Technology, Vol. 20, No. 2, pp. 95-106. 

Nordic Counsil of Ministers (1989). "Reduction of Chloro-organic Discharrge in the Nordic Pulp Industry." 

Nordisk Ministerråd (1993). Nordisk havovervågningsprogram – foreslag til koordinering af overvågningsaktiviteter. Nord 

1993:14. 

Nordisk Ministerråd(1999). Social scientists on environmental policy. Cordon Art B.V., Holland. 

Nordiske Seminar - og arbejdsrapporter (1993 a). Environmental Issues within the Nordic Pulp and Paper Industry –Volume 

1 & 2. 

Nordiske Seminar - og arbejdsrapporter (1993 b). Study on Nordic Pulp and Paper Industry and the Environment. 

Norrström, H.(1975). ”Pollution control in the Swedish pulp and paper industry”. Ambio Vol. 4, no. 2, pp. 80-86. 

Pedersen, J.D.(1994). The Baltic Sea: A hotspot in an infit plot. Dept. of environment, technology and social studies, 

Roskilde University. Research Report no. 33. 

Paasivirta, J. (1988). "Organochlorin Compounds in the Environment." Water Science and Technology, Vol. 20, No. 2, pp. 

119-129. 

Renberg, L., Svanberg, O., Bengtsson, B.-E. and Sundström, G. (1980). ”Chlorinated Guaiacols and Catechols 

Bioaccumulation Potential in Bleaks (Alburnus Alburnus, Pisces) and Reproductive and Toxic Effects On the Harpaticoid 

Nitocra Spines (Crustacea).” Chemosphere, Vol. 9, pp. 143-150. 

Rosemarin, A. et.al.(1986). ”Effects of pulp mill klorate (ClO 3 

-) on Fucus vesiculosus – a summary of projects”. Ophelia 

suppl. 4, pp. 219-224. 

Rosemarin, A., Notini, M., Sönderström, M., Jensen, S., Lander, L. (1990). ”Fate and effects of pulp mill chlorophenolic 

4,5,6-trichoroguaiacol in a model brackish water ecosystem”. The science of the Total Environment. Vol. 92, pp. 69-89 

Rosemarin, A. et.al.(1994). ”Effects of pulp mill klorate on Baltic Sea algae”. Environmental pollution 85, pp. 3-13. 

83


Salisbury, F. B. and Ross, C. W. (1992). "Plant Physiology, Fourth Edition." Wadsworth Publishing Company, Belmont, 

California. 

Sandström O. (1986). "Pulp Mill Effluents and Fish - a Case Study." Publications of the Water Research Institute, National 

Board of Waters, Finland, No. 68, pp. 164-166. 

Sandström, O. and Thoresson, G. (1988). "Mortality in Perch Populations in a Baltic Pulp Mill Effluent Area" Marin 

Pollution Bulletin, Vol. 19, No. 11, pp. 564-567. 

Sikkerhedspolitisk Studiegruppe (1979). Østersøen. 

Stryer, L. (1997) Biochemistry- 4 . ed., W. H. Freeman and Company, New York. 

Svendsen, G.T.(1998). Public Choice and Environmental Regulation. Edward Elgar Publishing, Inc. USA. 

Voipio, A.(1981). The Baltic Sea. Elsevier Oceanography Series, 30. Elsevier Scientific Publishin Company, Netherlands. 

Voipio, A.(1984). Östersjön – vårt hav. 

Wésen, C (1988). ”Chemical characterization of klorinated lignin derivatives in organisms, sediment and air”. Water 

Science Technology, Vol.20, no.2, pp.185-188. 

Wulf, F. and Rahm, L. (1993). ”Accumulation of Chlorinatede Organic Matter in the Baltic Sea from 50 Years of Use – A 

Threat to the Environment” Marine Polution Bulletin, Vol. 26, No. 5, pp. 272-275. 

Artikler fra internettet og deres adresser 

Ballerina. Gulf of Bothnia- still helthier than the rest. Pp. 6. www.baltic-region.net 

Dioxin in Paper Waste (1987). Adresse: www.fda.gov/bbs/topics/ANSWERS/ANS00291.html 

Direktiv om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening, IPPC-direktivet (dir 96/61/EF) og direktiv om forurening 

forårsaget af udledning af visse farlige stoffer i Fællesskabets vandmiljø (dir 76/464/EØF) fra Europas hjemmeside: 

www.europa.eu.int 

Facts about Dioxins/Furans. http://waterquality.deq.state.or.us/lcrep/dioxins.htm 

Health Effects of Dioxins. www.gascape.org/index%20/Health%20effects%20of%20Dioxins.html 

Marine and coastal areas. Adresse: www.grida.no/geo2000. 

Materiale om HELCOM fra deres hjemmeside: www.helcom.fi 

Miljöbalkan (1999) og om svensk miljøret fra Naturvårdsverket. www.environ.se 

Paddock, T. (1989) "Dioxins and Furans: The Health Hazards." Academy of Natural Science. 

www.gascape.org/index%20/DIOXINS%20AND%20FURANS%203.html 

Paddock, T. (1989) "Dioxins and Furans: Where They Come From." Academy of Natural Science. 

www.gascape.org/index%20/DIOXINS%20AND%20FURANS%202d.html 

84


Shariff, A., Ahlborg, U., Axegard, P., Rappe, C. and Heiningen, A. v. ( ). "An Assessment of the Formation of 2378-TCDD 

and 2378-TCDF when Chlorin Dioxide is the Oxidizing Agent in the First Stage of Bleaching of Chemical Pulp." 

What is Dioxin www.sustain.org/hcwh/library/admin/uploadedfiles/What_Is_dioxin.htm 

85


Bilag 1 Kort over industrierne omkring Østersøen (Bruneau,LS., et al. (1980) 

86

Papirindustri ÃstersÃ¸en - Centre for Environmental Studies - Aarhus ...

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?

Papirindustri ÃstersÃ¸en - Centre for Environmental Studies - Aarhus ...