Letzte Änderung: 10.08.2010
Die Stoffgruppe der Polychlorierten Biphenyle (PCBs) umfasst die Derivate des Biphenyls, bei denen Chlor an eine oder mehrere der 10 Positionen 2 – 6 bzw. 2’ – 6’ gebunden ist.
In Abhängigkeit von der Position und der Anzahl der Chloratome gibt es 209 verschiedene chlorierte Biphenyle, so genannte Congenere, die bei Zimmertemperatur flüssig oder fest sind und sich in Wasser nur wenig lösen.
Bei den technisch eingesetzten PCBs handelt es sich entsprechend der vorgesehenen Anwendung immer um Mischungen verschiedener Congenere. Sie enthalten zumeist produktionsbedingte Verunreinigungen wie chlorierte Dibenzofurane und chlorierte Naphthaline. Zur Modifizierung ihrer Eigenschaften wurden weitere Stoffe zugesetzt, z. B. Trichlorbenzol zur Verringerung ihrer Viskosität.
Polychlorierte Biphenyle sind lipophil, schwer entflammbar, plastifizierend, elektrisch nicht leitend und werden biologisch kaum abgebaut. Seit 1929 industriell hergestellt, fanden sie weltweit Anwendung vor allem in Wärmeüberträgern, Transformatoren und elektrischen Kondensatoren, in Hydraulikanlagen im untertägigen Bergbau sowie als Weichmacher in Anstrichstoffen, Dichtungsmassen und Kunststoffen (z. B. Kabelummantelungen).
Die Auswertung zweier Massenvergiftungen mit PCB-verunreinigten Lebensmitteln („Yusho”, Japan 1968 und „Yu Cheng”, Taiwan 1979) führte erstmals zu gesicherten Erkenntnissen über Langzeitwirkungen von PCBs auf Lebewesen. Neben chronischen toxischen Wirkungen (Chlorakne, Haarausfall und Hyperpigmentierungen) werden den PCBs heute fetale Missbildungen sowie Feminisierungen männlicher Tiere mit der Folge geringerer Fertilität und abnehmender Populationen zugeschrieben. Sie stehen auch im Verdacht, Krebs erregend zu sein.
Eine unter toxikologischen Gesichtspunkten besondere Gruppe sind die so genannten „dioxin-ähnlichen PCBs”. In ihnen liegen die beiden Phenylringe auf Grund fehlender Chloratome in den ortho-Positionen (2, 2’, 6 und 6’ in der Abbildung) in einer Ebene. Das planare PCB-Molekül verhält sich molekularbiologisch ähnlich wie das ebenfalls planare 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (TCDD), weshalb die WHO den nicht-ortho-substituierten sowie einigen mono-ortho-substituierten PCB-Congeneren Toxizitätsfaktoren relativ zum TCDD zugeordnet hat. In der „Strategie der Gemeinschaft für Dioxine, Furane und polychlorierte Biphenyle” (Mitteilung 2001/539 der Kommission an den Rat, das Europäische Parlament und den Wirtschafts- und Sozialausschuss) ist deshalb festgelegt, dass diese PCBs eine besondere Aufmerksamkeit erhalten. In der Richtlinie 2006/23/EG und der Verordnung (EG)199/2006 der Kommission wurden erstmals Grenzwerte für dioxin-ähnliche PCB (in Futter- bzw. Lebensmitteln) festgelegt.
Als Folge von Havarien und insbesondere von unsachgemäßem Abfallmanagement sind die PCBs heute in der Umwelt allgegenwärtig, wo sie durch biologische Prozesse kaum abgebaut werden. Sie konzentrieren sich um mehrere Größenordnungen in der Nahrungskette und werden darüber hinaus über große Entfernungen durch die Luft transportiert, wobei sie sich in kälteren Regionen, in denen sie niemals verwendet wurden, anreichern. Besonders hohe PCB-Gehalte sind im Fettgewebe arktischer Säuger wie Robben und Eisbären, aber auch in der Muttermilch der Inuit-Frauen festzustellen.
Wegen ihrer Persistenz in der Umwelt, ihrer Bioakkumulation, ihres Potenzials für Ferntransport und ihrer schädlichen Wirkungen auf Umwelt und Gesundheit gehören die PCBs zu den Persistenten Organischen Schadstoffen (POPs) und sind damit Gegenstand des Stockholmer Übereinkommens über Persistente Organische Schadstoffe vom Mai 2001, das am 17. Mai 2004 in Kraft getreten ist.
In den meisten Ländern, auch in den beiden deutschen Staaten, wurde das Inverkehrbringen von PCBs in den 80er Jahren verboten. Die Produktion wurde zumeist schon früher eingestellt. Viele Anwendungen sind jedoch sehr langlebig, weshalb die ordnungsgemäße Entsorgung PCB-haltiger Abfälle auch für die nächste Zukunft von großer Bedeutung bleiben wird. So erfordert die Außerbetriebnahme PCB-haltiger Transformatoren und Leistungskondensatoren in der Regel den Ersatz durch andere, PCB-freie Geräte. PCB-haltige Baustoffe wie Beschichtungen und dauerelastische Fugendichtungen lassen sich meist nur im Zusammenhang mit einer größeren Gebäudesanierung oder einem Gebäudeabriss entfernen. PCB-haltige Kleinkondensatoren wurden früher in den Motoren von Haushaltsgeräten und in Leuchtstofflampen größerer Gebäude eingesetzt. Wenn sie beim Entsorgen dieser Geräte nicht vom übrigen Abfall getrennt werden, stellen sie eine bedeutende diffuse Quelle für Verunreinigungen durch PCBs und, bei anschließenden thermischen Prozessen, auch von polychlorierten Dioxinen und Furanen dar. Auch Kabelisolierungen können noch PCB in nennenswerter Konzentration enthalten.
Das Stockholmer Übereinkommen stellt in Artikel 6 die Forderung, dass POP-haltige, also auch PCB enthaltende Abfälle „so entsorgt werden, dass die darin enthaltenen persistenten organischen Schadstoffe zerstört oder unumkehrbar umgewandelt werden, so dass sie nicht mehr die Eigenschaften persistenter organischer Schadstoffe aufweisen, oder auf andere Weise umweltgerecht entsorgt werden, wenn ihre Zerstörung oder unumkehrbare Umwandlung nicht die unter Umweltgesichtspunkten vorzuziehende Möglichkeit darstellt”.
Die Europäische Union hatte schon in der Richtlinie 96/59/EG des Rates vom 16. September 1996 über die Beseitigung polychlorierter Biphenyle und polychlorierter Terphenyle (PCB/PCT) vom 16. September 1996 nur vier Beseitigungsverfahren für PCB-haltige Abfälle zugelassen:
Hinzu kommt D 15 (Zwischenlagerung bis zur Anwendung eines der vorgenannten Verfahren).
Parallel zum Stockholmer Übereinkommen trat am 20. Mai 2004 die europäische Verordnung 850/2004 in Kraft. Für PCB-haltige Abfälle lässt sie nur die Verfahren D 9, D 10 und, als Ausnahmefall unter Bedingungen, D 12.
Während die biologische Behandlung bisher bei der Entsorgung PCB-haltiger Abfälle praktisch keine Rolle spielt, finden die Verbrennung und verschiedene physikalisch-chemische Verfahren (darunter Hydrierungen, Umsetzungen mit alkalischen Substanzen, Reaktionen mit metallischem Natrium, Oxydationen an Oberflächen flüssiger Metalle oder Salze, Pyrolysen) breite Anwendung.
Bei der Auswahl der Entsorgungsverfahren spielen die technischen und ökonomischen Möglichkeiten, die Kenntnisse und Erfahrungen der Behörden und der Bevölkerung sowie die bei der Entsorgung entstehenden Abfälle inclusive Abwasser und Abluft eine Rolle. Um die Forderungen des Artikels 6 des Stockholmer Übereinkommens zu erfüllen, müssen die Verfahren den Kriterien der Besten Verfügbaren Technik und der Besten Umweltpraxis genügen. Eines dieser Kriterien ist der Zerstörungsgrad (Destruction Efficiency), der so nahe wie möglich bei 100 % liegen soll.
Bei der Verbrennung PCB-haltiger Abfälle besteht, wie bei allen chlorhaltigen Materialien, das Risiko der Bildung polychlorierter Dioxine und Furane, weshalb einige Staaten und Umweltorganisationen die Verbrennung PCB-haltiger Abfälle generell anlehnen. Dieses Risiko lässt sich jedoch durch Einhaltung vorgeschriebener Prozessparameter (Temperatur, Sauerstoffgehalt, Verweilzeit) weitestgehend minimieren. Hinzu kommt die Notwendigkeit der Entfernung des entstehenden Chlorwasserstoffs aus dem Abgas.
Die Verbrennung in Zementdrehrohröfen hat den Vorteil, dass kein weiterer Abfall entsteht und das Chlor nicht als Chlorwasserstoff im Abgas erscheint. Der eventuell dioxinhaltige Ofenstaub lässt sich in den Brennprozess zurück führen. Da das Chlor in den Zementklinker eingebunden wird, ist die Zementqualität der limitierende Faktor für den Anteil chlorhaltiger Abfälle am Brennstoff des Ofens.
Chlorwasserstoff entsteht auch bei Hydrierungen und Pyrolysen PCB-haltiger Abfälle. Bei chemischen Reaktionen mit alkalischen Substanzen entstehen wasserlösliche Chloride. Beim Einsatz von Natriummetall bilden sich außer Chloriden auch polymerisierte Kohlenwasserstoffe, die ihrerseits zu entsorgen sind.
In Deutschland werden flüssige PCB-Abfälle in der Regel in Sonderabfallverbrennungsanlagen oder ausgewählten Zementwerken verbrannt. Die Sonderabfallverbrennungsanlagen wurden ursprünglich von der chemischen Industrie für die Entsorgung der dortigen Abfälle errichtet und stehen bundesweit in ausreichender Zahl zur Verfügung. Chemische Dehalogenierungsverfahren werden in der Entsorgungspraxis ebenfalls angewandt.
Ebenfalls mit ausreichender Kapazität stehen Untertagedeponien zur Dauerlagerung fester PCB-haltiger Abfälle zur Verfügung. Obwohl Technologien zur Reinigung PCB-kontaminierter Metallteile von Transformatoren entwickelt wurden, werden diese Teile normaler Weise in Untertagedeponien abgelagert. Diese Praxis entspricht dem Beseitigungsverfahren D 12 „Dauerlagerung”.
Die umweltgerechte Entsorgung PCB-haltiger Abfälle ist ein weltweites Problem und nur in einigen Staaten, darunter den Mitgliedstaaten der Europäischen Union, zufrieden stellend gelöst bzw. auf dem Wege der Lösung. Die meisten anderen Staaten sind auf beratende, technische und wirtschaftliche Hilfe angewiesen. Hier ist auch das Umweltbundesamt bereits aktiv gewesen und weiter gefragt.
Abschließend einige ausgewählte, teilweise historische Regelungen, die PCB-haltige Abfälle betreffen: