BT Kemi Efterbehandling

Transkript

1 Riskbedömning avseende Braån SVALÖVS KOMMUN Fastställd handling Malmö , rev

2 Riskbedömning avseende Braån Datum , rev Uppdragsnummer Utgåva/Status Fastställd handling Elisabet Hammarlund Ann Martens, Lisa Gunnemyr Jeanne Kjær, Louise Larborn Uppdragsledare Handläggare Granskare Ramböll Sverige AB Skeppsgatan Malmö Telefon Fax Unr Organisationsnummer

3 Innehållsförteckning Sammanfattning 1. Inledning Bakgrund Syfte Avgränsning Metodik/omfattning Förkortningar och förklaringar Tidigare riskbedömningar Huvudstudie för BT Kemi-området Huvudstudie för södra området Braån Hydrologi Allmänna intressen Övriga intressen och nyttjande Ekologisk status Miljökvalitetsnorm Förekomst av bekämpningsmedel Saxån - Braån Braån vid BT Kemi-området Föroreningar i grund- och dräneringsvatten inom BT Kemi-området Grundvatten inom det södra området Dräneringsvatten från det norra området Jämförelse mellan grundvatten inom det södra området och dräneringsvatten från det norra området Kvalitetskriterier Riktvärden och gränsvärden Bestämning av riktvärden Bedömning av olika testorganismers lämplighet för Braån Riktvärden i olika länder Europeiska Unionen Sverige Nederländerna Kanada Storbritannien Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev i

4 6.4.6 Tyskland Norge (MF) USA Australien och Nya Zeeland Tillämpbarhet riktvärden Urval av ämnen för vilka förslag till riktvärden tas fram Jämförelse och val av riktvärden för ytvatten BT Kemi-typiska ämnen MCPP (mekoprop) CPP ,6-DCPP, (2,6-diklorfenoxi)propionsyra ,4-DP (diklorprop) ,4,5-TP (fenoprop) MCPA ,4,5-T (2,4,5-triklorfenoxiättiksyra) ,4-D klor-2-metylfenol klor-2-metylfenol monoklorfenol monoklorfenol monoklorfenol ,4-diklorfenol ,6-diklorfenol ,4+2,5-diklorfenol ,4,5-triklorfenol ,4,6-triklorfenol Dinoseb (2,4-dinitro-6-sec-butylfenol) Övriga bekämpningsmedel Bentazon Kvinmerak Isoproturon ,6 diklorbensamid (BAM) Metamitron Klopyralid Diuron Fluroxipyr Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev ii

5 8.2.9 Glyfosat AMPA Förslag till riktvärden Beräkning av halttillskott och riskkvoter Jämförelse mellan halter i Braån och föreslagna riktvärden Beräkning av halttillskott i Braån från BT Kemi-området Beräkning av riskkvoter Samverkanseffekter Definition av samverkanseffekter Studier av synergi och additiva effekter Riktvärdesbestämning med hänsyn till synergi och additiva effekter Synergi Additiva effekter Hänsyn till samverkanseffekter vid riskbedömning för Braån Samlad bedömning Avgränsningar och metodik Osäkerheter Bedömning av enskilda ämnen med högst halttillskott Bedömning med hänsyn till additiva effekter Bedömning övriga ekologiska effekter för Braån med avseende på BT Kemi-ämnen Sekundära effekter Intermittenta utsläpp och utsläppspunkter för grundvatten/ dräneringsvatten Samlad riskbedömning för Braån Referenser Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev iii

6 Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev Tabellförteckning Tabell 1. Förklaring förkortningar/begrepp...4 Tabell 2. Kemaktas förslag till kvalitetskriterier för ytvatten samt RIVMs MPC-värden (Kemakta, 2004). Halter i µg/l, för dioxin pg TEQ/l...8 Tabell 3. Påvisade ämnen i mer än 50 % av de utförda analyserna i ytvatten från provpunkt 1 vid Häljarp Tabell 4. Påvisade ämnen i Braån C, uppströms,(i fler än 5 % av proverna) under perioden Vid beräkningen av medel- eller medianhalter har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen Tabell 5. Påvisade ämnen i grundvattnet inom det södra området (i fler än 5 % av proven) under perioden , sorterade efter förekomst. Vid beräkningen av medel- och medianvärden har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen Tabell 6. Påvisade ämnen i dräneringsvattnet (i fler än 5 % av proven) under perioden Vid beräkningen av median- och medelvärden har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen Tabell 7. Tester på vattenorganismer (Naturvårdsverket, 2006) Tabell 8. Halter (95-percentilen) av olika ämnen i dräneringsvattnet från det norra området samt grundvatten inom det södra området. För ämnen som har gråmarkerats görs en översyn av riktvärdena. Halter under rapporteringsgränsen har antagits motsvara halva värdet av denna vid beräkning av 95 percentilen Tabell 9. Urval av BT Kemi-typiska ämnen för vilka en översyn av riktvärden görs Tabell 10. Riktvärden MCPP (mekoprop) (µg/l) Tabell 11. Riktvärden för 4-CPP (µg/l) Tabell 12. Riktvärden för 2,6-DCPP (µg/l) Tabell 13. Riktvärden för 2,4-DP (diklorprop) (µg/l) Tabell 14. Riktvärden för 2,4,5-TP (fenoprop) (µg/l) Tabell 15. Riktvärden för MCPA (µg/l) Tabell 16. Riktvärden för 2,4,5-T (µg/l) Tabell 17. Riktvärden för 2,4-D (µg/l) Tabell 18. Riktvärden för 4-klor-2-metylfenol (µg/l) Tabell 19. Riktvärden för 6-klor-2-metylfenol (µg/l) Tabell 20. Riktvärden för 2-monoklorfenol (µg/l) Tabell 21. Riktvärden för 3-monoklorfenol (µg/l) Tabell 22. Riktvärden för 4-monoklorfenol (µg/l) Tabell 23. Riktvärden för 3,4-diklorfenol (µg/l) Tabell 24. Riktvärden för 2,6-diklorfenol (µg/l) Tabell 25. Riktvärden för 2,4+2,5-diklorfenol (µg/l) Tabell 26. Riktvärden för 2,4,5-triklorfenol (µg/l) Tabell 27. Riktvärden för 2,4,6-triklorfenol (µg/l) Tabell 28. Riktvärden för dinoseb (µg/l) Tabell 29. Riktvärden för bentazon (µg/l) Tabell 30. Riktvärden för kvinmerak (µg/l) Tabell 31. Riktvärden för isoproturon (µg/l) iv

7 Tabell 32. Riktvärden för 2,6-diklorbensamid (BAM) (µg/l) Tabell 33. Riktvärden för metamitron (µg/l) Tabell 34. Riktvärden för klopyralid (µg/l) Tabell 35. Riktvärden för diuron (µg/l) Tabell 36. Riktvärden för fluroxipyr (µg/l) Tabell 37. Riktvärden för glyfosat (µg/l) Tabell 38. Riktvärden för AMPA (µg/l) Tabell 39. Förslag till riktvärden för Braån (µg/l). BT Kemi-ämnen Tabell 40. Förslag till riktvärden för övriga bekämpningsmedel som förekommer i Braån uppströms BT Kemi Tabell 41 Påvisade halter i Braån C (µg/l) (uppströms Norra området) och föreslagna riktvärden. För AMPA och glyfosat anges halter som uppmätts nedströms i Saxån vid Häljarp. Halter som ger störst bidrag till riskkvoten har markerats med gult Tabell 42. Beräknat halttillskott (µg/l) till Braån från det södra respektive från det norra området vid en antagen spädning om 2700 gånger för det södra och 1400 gånger för det norra området. De ämnen som bidrar med störst tillskott har markerats med rött ( 0,1 µg/l), gult ( 0,01 µg/l) och blågrått ( 0,001 µg/l). Ämnen som markerats med * har inte analyserats Tabell 43. Riktvärden (föreslagna och tidigare framtagna) för Braån samt förhöjning av riskkvoterna till följd av utsläpp från BT Kemi-området. De ämnen som har störst påverkan på riskkvotens summa är markerade med rött (bidrag 0,01) och gult (bidrag 0,001) Tabell 44. Sammanställning testdata enligt Toxicon (2008) samt föreslagna riktvärden och beräknade riskkvoter Tabell 45. Föreslagen gruppering av ämnen, samt Kemaktas riktvärden för dessa grupper Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev Figurförteckning Figur 1 Orienteringsbild BT Kemi-området....1 Figur 2. Avrinningsområde för Saxån-Braån (röd markering) (SMHI, 2014) Figur 3. Provtagningspunkter för yt- och dräneringsvatten Figur 4. Område inom vilket grundvattenanalyser valt ut för att beskriva grundvattnets sammansättning inom det södra området Figur 5. Konceptuell modell för avrinning och utspädning Bilagor Bilaga 1 Toxicitet för vattenorganismer (underlag riktvärden) v

8 Sammanfattning Bakgrund Inför den planerade efterbehandlingen av den södra delen av BT Kemi-området pågår en uppdatering av tidigare utförd huvudstudie från 2011 (Sweco Environment AB, 2011). I den riskbedömning (Kemakta, 2011), som var en del av huvudstudien, pekades Braån ut som ett skyddsobjekt av central betydelse. Ett förslag till åtgärdsmål redovisades, som baserades på att utsläppet från det södra området, efter åtgärd, inte skulle leda till att givna riktvärden i Braån överskrids. Riktvärdena i huvudstudien från 2011 var hämtade från den riskbedömning som utfördes i samband med den först genomförda huvudstudien för BT Kemi-området (Kemakta, 2004), som omfattade både det södra och det norra området. Dessa riktvärden baserades i sin tur på nederländska riktvärden från 1999 (RIVM, Environmental Risk Limits in the Netherlands, 1999) respektive 2001 (RIVM, 2001). Då mer än 10 år har förflutit sedan den senaste sökningen efter relevanta riktvärden för BT Kemi-typiska ämnen gjordes, bedöms det nu finnas ett behov av en översyn baserade på ett aktuellt underlag. Även ökad kunskap om grundvattnets beskaffenhet inom det södra området (efter undersökningar utförda ) samt nyvunnen kunskap om dräneringsvattnets beskaffenhet efter saneringen av det norra området (under ) motiverar en översyn. En förnyad riskbedömning för Braån är relevant som beslutsunderlag inte bara för förestående efterbehandlingsåtgärder inom det södra området utan också som ett led i BT Kemi-projektets mål att upphöra med pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området och i stället låta grundvattnet dränera mot Braån. Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev Metodik För de ämnen som dominerar inom BT Kemi-området, samt även för andra i Braån vanligt förekommande bekämpningsmedel har en genomgång och jämförelse gjorts av riktvärden från olika länder (och unioner), t ex Sverige, EU, Nederländerna, Kanada, Storbritannien, Tyskland, Norge, USA, Australien och Nya Zeeland. För varje ämne, ca 30 st, ges ett förslag på riktvärde för Braån. Redovisade riktvärden avser sådana som beaktar kroniska effekter. Bedömningarna av halttillskott från BT Kemi-området avser en mycket konservativt bedömt scenario där allt grundvatten från såväl södra som norra området dräneras ut i Braån. Belastningen baseras på medelhalter i dräneringsvatten från det norra området under perioden samt grundvattenanalyser från 39 stycken rör inom det södra området och utspädningsfaktorer baserade på de olika områdenas storlek i förhållande till avrinningsområdets storlek för Braån. Vid beräkningen av halttillskott i ån har bidrag från det södra och norra området summerats. Under rådande förhållanden sker dränering av delar av det södra området mot det norra. Det betyder att det ovan beräknade bidraget av föroreningar från BT vi

9 Kemi-området till Braån är överskattat eftersom grundvatten från södra området som dräneras norrut till dräneringen blir inräknad två gånger. Riskbedömningen för Braån baseras på att additiva effekter är möjliga för alla aktuella ämnen. En additiv riskbedömning kan göras genom att ta hänsyn både till det halttillskott i Braån som erhålls från BT Kemi-området samt till belastningen som redan tillförs ån från jordbruk och andra källor av BT Kemi-typiska ämnen och vissa andra utvalda bekämpningsmedel. Vid den additiva riskbedömningen beräknas och summeras först riskkvoterna (uppmätt halt/riktvärde) för utvalda ämnen i Braån uppströms. Därefter beräknas summan av riskkvoterna för uppskattat halttillskott av respektive ämne från BT Kemi-området efter utsläpp till Braån (från dräneringsvatten inom det norra området samt grundvattentillskott från det södra området). Därefter summeras dessa två riskkvoter. Modellen tar hänsyn till möjliga additionseffekter från samtliga ämnen, men inte till synergieffekter. Förfarandet innebär att ca 30 ämnens riskkvoter summeras. Om summan blir mindre än 1 anses ingen risk för biologiska effekter föreligga. Resultat Beräkningarna visar att den totala riskkvoten av för bekämpningsmedel i Braån uppströms BT Kemi uppgår till 0,34 med de i rapporten framtagna riktvärdena, där isoproturon har störst betydelse och MCPA, diuron och metamitron också bidrar signifikant till riskkvotens storlek. Varken isoprutorun, diuron eller metamitron förekommer inom BT Kemi-området, vilket visar att halttillskotten från omgivande verksamheter har en stor påverkan. Beräknad riskkvot för halttillskottet från BT Kemi till Braån blir 0,035. Störst bidrag till riskkvoten kommer från MCPP, som förekommer i högst halter i dräneringsvattnet. MCPP och 4-CPP är de enda ämnen, av de som analyserats både i Braån och inom BT Kemi, som har större halttillskott till recipienten än uppmätt halt i Braån uppströms. Vissa diklorfenoler, som har föreslagits få relativt låga riktvärden och bidrar därmed också signifikant till riskkvoten. Riskbedömning Braån Fastställd handling , rev Summan av riskkvoterna för Braån uppströms och för halttillskottet från BT Kemi för de sammanlagt ca 30 utvalda ämnena i Braån blir 0,38. Bidraget från BT-kemiområdet är ca 1/10 av den sammanlagda belastningen. Slutsats och bedömning Bedömningen av den samlade belastningen, med hänsyn till additiva effekter, för Braån av olika bekämpningsmedel, dess nedbrytningsprodukter och råvaror blir att ån visserligen redan är hårt belastad, men att det tillskott, som kan beräknas komma från BT Kemi-området inte nämnvärt försämrar den kemiska statusen i ån och inte medför att den samlade riskkvoten för utvalda ämnen överstiger 1. Tillförseln av MCPP och 4-CPP kan enligt beräkningen vara av den storleks-ordningen att de enskilda ämnenas halter i Braån mer än fördubblas, dock blir de enskilda riskkvoterna ändå låga för dessa ämnen. vii

10 Riskbedömning avseende Braån 1. Inledning 1.1 Bakgrund Inför den planerade efterbehandlingen av den södra delen av BT Kemi-området pågår en uppdatering av tidigare utförd huvudstudie från 2011 (Sweco Environment AB, 2011). I den riskbedömning (Kemakta, 2011), som var en del av huvudstudien, pekades Braån ut som ett skyddsobjekt av central betydelse. Ett förslag till åtgärdsmål redovisades, som baserades på att utsläppet från det södra området, efter åtgärd, inte skulle leda till att givna riktvärden i Braån överskrids. Det föreslagna målet beaktade den ökade belastning på Braån som förväntas ske när den nu pågående pumpningen av dräneringsvatten inom det norra BT Kemiområdet avslutas. Figur 1 Orienteringsbild BT Kemi-området. 1 av 86

11 Riktvärdena i huvudstudien från 2011 var hämtade från den riskbedömning som utfördes i samband med den först genomförda huvudstudien för BT Kemi-området (Kemakta, 2004), som omfattade både det södra och det norra området. Dessa riktvärden baserades i sin tur på nederländska riktvärden från 1999 (RIVM, Environmental Risk Limits in the Netherlands, 1999) respektive 2001 (RIVM, 2001). Då mer än 10 år har förflutit sedan den senaste sökningen efter relevanta riktvärden för BT Kemi-typiska ämnen gjordes, bedöms det nu finnas ett behov av en översyn baserade på ett aktuellt underlag. Även ökad kunskap om grundvattnets beskaffenhet inom det södra området (efter undersökningar utförda ) samt nyvunnen kunskap om dräneringsvattnets beskaffenhet efter saneringen av det norra området (under ) motiverar en översyn. En förnyad riskbedömning för Braån är således relevant som beslutsunderlag för inte bara förestående efterbehandlingsåtgärder inom det södra området utan också som ett led i BT Kemi-projektets mål att upphöra med pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området och i stället låta grundvattnet dränera mot Braån. Om översynen visar att andra riktvärden är mer relevanta än de tidigare kan det finnas anledning att revidera det nu gällande åtgärdsmålet som gäller samlat för hela BT Kemi-området, att det totala halttillskottet till Braån summa fenoxisyror, klorfenoler och klorkresoler inte ska överstiga 0,4 µg/l (räknat som årsmedelvärde). 1.2 Syfte Syftet med följande rapport är att göra en förnyad riskbedömning av Braån baserad på information som har tillkommit rörande ekotoxdata, föroreningssituationen i recipienten (Braån) samt föroreningsförhållandena inom BT Kemiområdet. Målsättningen är att rapporten skall utgöra ett underlag för framtagande av åtgärdsmål för det södra området, samt kunna användas som underlag för beslut om att minska och på sikt upphöra med pumpningen av dräneringsvatten från det norra området till reningsverket i Landskrona. Rapporten ska även utmynna i en rekommendation av vilka riktvärden som bör tillämpas på BT Kemitypiska ämnen vid bedömning av om belastningen på Braån är acceptabel eller inte. 1.3 Avgränsning Riskbedömningen avser endast kronisk risk för det akvatiska livet i Braån till följd av utläckage av förorenat grundvatten från det södra området, men även från det norra området vid en framtida avslutad pumpning. Det innebär bland annat att den inte tar hänsyn till eventuella tillfälliga höga halter som kan bli följden av åtgärder på det södra området. Riskbedömningen tar inte heller hänsyn till intermittenta utsläpp vid tillfälliga kraftiga regn, eftersom vid avbruten pumpning sker den mesta avrinningen diffust via grundvatten, vilket ger ett mer utjämnat flöde. Dessutom är flödet i ån högre vid sådana tillfällen, vilket bör ge en högre utspädning. Slutligen ligger riktvärden för akuta toxiska effekter vanligen gånger högre än kroniska riktvärden, varför det finns en viss inbyggd säkerhet i de kroniska riktvärdena mot tillfälliga haltförhöjningar. Rapporten tar inte heller 2 av 86

12 upp eventuell påverkan av föroreningar i sediment på vattnet i Braån, då detta vid tidigare riskbedömningar för utsläpp till Braån inte ansetts relevant (på grund av att ackumulationen i sediment av aktuella ämnen är låg). Den totala föroreningssituationen inom det södra området och andra risker än effekter på Braån bedöms inte i denna rapport. 1.4 Metodik/omfattning Arbetet med den uppdaterade riskbedömningen har innefattat nedanstående moment. Arbetet har baserats på uppgifter i genomförda utredningar inom BT Kemi Efterbehandling, genomgång av databaser för kemiska ämnen, litteratursökning samt bedömningar och beräkningar. Genomgång av tidigare riskbedömningar och åtgärdsmål. Genomgång av utredningar och bedömningar rörande Braåns nuvarande status (skyddsvärde, användning etc) samt förekommande föroreningar med fokus på bekämpningsmedel och andra typiska BT Kemi-föroreningar. Sammanställning och genomgång av analyser av grundvatten inom det södra området respektive av dräneringsvattnet på det norra området. Översiktlig genomgång och jämförelse av riktvärden från olika länder för de dominerande BT Kemi-ämnena samt för några andra, i Braån, vanligt förekommande bekämpningsmedel. Framtagande av förslag till nya riktvärden. Bedömning av vilka ämnen som, utifrån föreslagna riktvärden, utgör riskämnen för Braån. Bedömning av möjliga samverkans- och additionseffekter av ingående riskämnen. Framtagande av en metodik för riskbedömning baserad på riskkvoter som kan användas för uppföljning av status i ån. Bedömning av ekotoxikologiska risker till följd av nuvarande belastning av bekämpningsmedel i Braån samt vid en tänkt situation där allt grundvatten som bildas inom BT Kemi-området dräneras ut i Braån. 3 av 86

13 2. Förkortningar och förklaringar Nedanstående tabell presenterar de förkortningar som förekommer i huvuddokumentet, samt även i bilagor till rapporten. Tabell 1. Förklaring förkortningar/begrepp Förkortning Förklaring Kommentar AA Annual Average Årsmedelvärde ADI Acceptable daily intake Acceptabelt dagligt livslångt intag av ett ämne. AF Assessment Factor Säkerhetsfaktor AMF Akutt Miljøfarlighetsverdi Akut riktvärde i Norge. Ccrit-sw CCME CMC EC50 ErC50 EQS Concentration criteria, surface water Canadian Council of Ministers of the Environment Criteria Maximum Concentration Half maximal effective concentration Half maximal effective concentration, growth inhibition Environmental Quality Standard Haltkriterium för ytvatten i NV:s modell för riskbedömning av förorenad mark, rapport 5976 Kanadensiska naturvårdsverket Akuta värden US EPA Den koncentration av ett ämne som orsakar 50 % av den maximala observerade effekten Den koncentration av ett ämne som orsakar 50 % av den maximala observerade effekten m.a.p. på tillväxthämning Gränsvärden (oftast som årsmedelvärde) som används inom EU. Koncentration av ett enskilt ämne eller en grupp av ämnen i vatten, sediment eller biota som ej ska överskridas för att ge skydd för människor och miljö ERL Environmental Risk Limits Nederländska riktvärden. Omfattar NC, MPC, MAC, SRC-värden EU Europeiska Unionen JG-MKN Miljökvalitetsnorm (årsmedelvärde) Nederländerna, Oftast samma som MPC, JG= jaargemiddelde KEMI Kemikalieinspektionen LC50 Median lethal dose Den koncentration av ett ämne som krävs för att döda hälften av individerna i en population under en viss tidsperiod MAC-MKN Maximum Acceptable Concentration MKN i Nederländerna för maximalt acceptabel halt (akutvärde) MB Miljöbalken MFI Indeks for miljøfarlighet, normverdier vann Norskt riktvärde. Består av två typer AMF (akut riktvärde), samt MF ett kroniskt riktvärde 4 av 86

14 Förkortning Förklaring Kommentar MF Miljøfarlighetsverdier Kroniska riktvärden i Norge MKN Miljökvalitetsnorm Enligt kap. 5 MB skall en MKN ange de föroreningsnivåer eller störningsnivåer som människor kan utsättas för utan fara för olägenheter av betydelse eller som miljön eller naturen kan belastas med utan fara för påtagliga olägenheter. MKN baseras på EU-direktiv MPC Maximum Permissable Concentration Nederländerna, riktvärde för maximalt tillåten kronisk halt över tiden Samma som MAC i Nederländerna (beräknas på årsbasis) MTR Maximaal Toelaatbaar Risiconiveau NC Negligible Concentration Koncentrationen av ett ämne som enbart orsakar en försumbar effekt med avseende på det aktuella ekosystemet NOAEL NOEC OECD NV pka PNEC RIVM QSAR No Observed Adverse Effect Level No Observed Effect Concentration Organisation for economic co-operation and development Naturvårdsverket 10-logaritm av syrakonstant Predicted No Effect Concentration Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu Quantitative structure activity relationship Den högsta testkoncentration av ett ämne där inga negativa effekter observerats Den högsta testkoncentrationen av ett ämne där inga negativa effekter observerats. Samma som NOAEL, men avser främst koncentration i akvatiska system, medan NOAEL kan vara även andra exponeringsvägar som t.ex mg/kg kroppsvikt vid oralt intag. Internationell organisation för ekonomiskt samarbete och utveckling En syrakonstant (Ka eller Ks) är en specifik typ av jämviktskonstant som indikerar hur mycket en syra kan protolyseras, d.v.s. hur stor andel av syran som reagerar med vatten och bildar hydroniumjoner (H 3 O + ) i vattenlösning. Den beräknade koncentration av ett ämne där inga negativa effekter förväntas uppträda Myndighet i Nederländerna för folkhälsa och miljö Kvantitativt StrukturAktivitetssamband. Modellbaserat arbetssätt i dataprogram för att uppskatta toxikologiska data 5 av 86

15 Förkortning Förklaring Kommentar QT Quality Target Tyskt riktvärde. En halt av skadliga substanser i vatten som inte bör överskridas för att säkra bevarande och återupprättande av inhemska, självreproducerande och självreglerande akvatiska samhällen ETOX Ecotoxicology and Environmental Quality Targets Informationssystem innehållande internationella och nationella miljökvalitetsriktlinjer, mål m.m. SF Streefwaarde Målvärde att eftersträva i miljön på lång sikt, Riktvärde Nederländerna SRC Serious Risk Concentration Riktvärde från Nederländerna för nivå som är potentiellt skadligt för miljön SSD VISS Species Sensitivity Distribution Vatteninformationsystem Sverige Statistisk frekvensfördelning, metod som används för PNEC-bestämning när det finns mycket toxikologiska testdata Databas med information om Sveriges vattenförekomster, t.ex. ekologisk och kemisk status, skyddsområden etc. TEQ Toxic Equivalents Ett sätt att ange halter för dioxiner, som tar hänsyn till toxicitet i en blandning av dioxiner. Toxic Equivalent (TEQ) metoden väger toxiciteten av den minst toxiska dioxinen som en andel av den mest toxiska dioxinen. Metoden anger toxiciteten i förhållande till 2,3,7,8- TCDD. Varje enskild dioxin får sin halt angiven som TEF Toxic Equivalency Factor. UF Uncertainty Factor Säkerhetsfaktor som toxicetetsdata divideras med för att få fram riktvärden. UF har olika storlek beroende på om korttids- och långtidsdata, hur många arter etc. US EPA United States Naturvårdsverket i USA Environmental Protection Agency UQN Umweltqualitätsnormen, Tysk MKN WQG Water Quality Guidelines Kanadensiska riktvärden enligt CCME WRRL Wasserrahmenrichtlinie Tyska riktvärden för vatten baserade på Vattendirektivets prioriterade ämnen 6 av 86

16 3. Tidigare riskbedömningar I detta kapitel görs en sammanfattning av tidigare förslag till riktvärden samt förslag till åtgärdsmål för utläckande vatten från BT Kemi-området till Braån. I kap 0 kommenteras skillnader mellan de tidigare bedömningarna samt de förslag som presenteras i denna rapport. 3.1 Huvudstudie för BT Kemi-området 2004 I samband med arbetet med huvudstudien för BT Kemi-området sammanställde Kemakta ett förslag till platsspecifika riktvärden för förorenade jordlager (Kemakta, 2004). Riktvärdena, som var avsedda som underlag för bedömning av risker, tog bland annat hänsyn till skydd mot spridning till Braån. Riktvärdena beräknades så att utlakningen av föroreningar från jordlagren inom området inte skulle medföra att givna riktvärden i Braån skulle överskridas. Beräkningen byggde på konservativa antaganden rörande utlakning och utspädning. Vidare antogs att ingen nedbrytning eller fastläggning av föroreningar sker under transporten genom jordlagren och i grundvattnet. Förslaget till riktvärden för Braån baserade Kemakta på nederländska MPCvärden, vilka tagits fram för att skydda ytvattenekosystem (RIVM, 2001). De nederländska MPC-värdena (RIVM, 2001) samt Kemaktas slutliga förslag till riktvärden för BT Kemi-området presenteras i tabell 2. Beroende på kvalitén på dataunderlaget konstaterade Kemakta att dataunderlaget inte stödjer riktvärden för de enskilda mono-, di- och triklorfenolerna. Samma riktvärde på 6 µg/l användes därför för samtliga monoklorfenoler och samma riktvärde på 3 µg/l för samtliga triklorfenoler. Beträffande diklorfenoler resulterade det lägsta värdet från kroniska studier med avseende på 2,4-diklorfenol, 290 µg/l, tillsammans med en säkerhetsfaktor på 100 i ett riktvärde på 3 µg/l för samtliga diklorfenoler. Riktvärdet för 4-klor-o-kresol baserades på det lägsta NOEC-värdet 520 µg/l (fisk) tillsammans med en säkerhetsfaktor på 10 vilket gav ett riktvärde på 50 µg/l. Kemakta ansåg att dataunderlaget inte var tillräckligt tillförlitligt för att sätta ett riktvärde för 4-klor-o-kresol på 50 µg/l. Därför föreslogs att samma ytvattenkvalitetskriterie för ytvatten som för di- och triklorfenoler, 3 μg/l skulle gälla. Beträffande riktvärden för fenoxisyror i ytvatten varierade RIVMS MPC-värden från 1,7 (MCPA) till 40 μg/l (2,4-DP). I Kemaktas samlade bedömning för fenoxisyror redovisades ett riktvärde på 4 μg/l för samtliga fenoxisyror. Detta värde utgjordes av ett medelvärde för MPC-värdena för fenoxisyrorna MCPA, MCPP, 2,4-D, 2,4-DP och 2,4,5-T. Riktvärdet för nitrofenolen dinoseb var hos RIVM 0,025 μg/l och baserades på NOEC-värden för fisk på 5 μg/l med en säkerhetsfaktor på 100. Detta värde från Nederländerna resulterade i ett riktvärde på 0,05 μg/l för dinoseb hos Kemakta. Detta värde jämfördes även med CCMEs WQGs för skydd av akvatiskt liv som angavs till 0,05 μg/l utifrån det lägsta LOEL-värdet och en säkerhetsfaktor på av 86

17 Tabell 2. Kemaktas förslag till kvalitetskriterier för ytvatten samt RIVMs MPCvärden (Kemakta, 2004). Halter i µg/l, för dioxin pg TEQ/l. Ämne/ ämnesgrupp monoklorfenoler RIVMs MPCvärden (2001) Kemaktas kvalitets kriterier för ytvatten (µg/l) 2-klorfenol klorfenol 5,5 6 4-klorfenol 4,0 6 diklorfenoler 2, , ,5 2,8 3 2, ,4 1,1 3 3,5 1,8 3 triklorfenoler 2,3,4 1,2 3 2,3,5 0,6 3 2,3,6 2,9 3 2,4,5 0,45 3 2,4,6 3,2 3 klorfenoler 4-klor-o-kreosol 3 3 fenoxisyror MCPP (mekoprop) 3,9 4 MCPA 1,7 4 2,4-DP (diklorprop) ,4-D 6,2 4 2,4,5-T 8,7 4 2,4,5-TP (fenoprop) Data saknas 4 övriga dinoseb (DNBP) (nitrofenol) Kommentar Samma kriterium föreslogs för samtliga monoklorfenoler, då dataunderlaget inte bedömdes stödja kriterier för enskilda monoklorfenoler. Samma kriterium föreslogs för samtliga diklorfenoler, då dataunderlaget inte bedömdes stödja kriterier för enskilda diklorfenoler. Samma kriterium föreslogs för samtliga triklorfenoler, då dataunderlaget inte bedömdes stödja kriterier för enskilda triklorfenoler. Samma ytvattenkvalitetskriterium som för di- och triklorfenoler på grund av bristfälligt dataunderlag. Samma kriterium föreslogs för samtliga fenoxisyror, då dataunderlaget inte bedömdes stödja kriterier för enskilda fenoxisyror. 0,025 0,05 En säkerhetsfaktor 100 på NOEC-värdet 5 μg/l. dioxin (pg TEQ/l) 0,05 Ingen information Förslaget till riktvärden för Braån låg sedan till grund för framtagande av ett mätbart åtgärdsmål för högsta belastning av föroreningar från BT Kemi-området på Braån. Som åtgärdsmål föreslogs att det framtida utsläppet från området inte skulle överstiga den mängd som på årsbasis skulle ge ett halttillskott i Braån på 8 av 86

18 0,4 µg/l av summa fenoxisyror, klorfenoler och klorkresoler. Målet var satt så att haltökningen i Braån på grund av framtida utläckage inte skulle ge halter som översteg ytvattenkvalitetskriterierna vid låga flöden. Av rapporten framgår inte tydligt redovisat hur man kom fram till att just 0,4 µg/l var en acceptabel haltökning givet de uppsatta riktvärdena för Braån men underförstått har ett antagande om bakgrundshalter uppströms BT Kemi-området tagits med i bedömningen. Kemakta har därför i ett mail från Mark Elert förtydligat hur haltökningen på 0,4 beräknats. Beräkningarna för Braån gjordes för ett vattenflöde motsvarande det som överskrids under 75 % av tiden. Detta flöde var enligt då tillgängliga uppgifter från SMHI 0,15 m 3 /s jämfört med medelflödet på 0,7 m 3 /s (IVL, 1978), d.v.s. knappt 20 % av medelflödet. Kemakta antog att haltökningen är proportionell mot flödet i Braån och då kan ett utsläpp på 9 kg/år ge en haltökning på knappt 2 µg/l under en lågflödesperiod (25 % -percentil) och 0,4 µg/l om på årsbasis (d.v.s. beräknat på ett medelflöde). Med tanke på halterna i ån uppströms BT Kemi (medelvärden perioden ca 1,5 µg/l fenoxisyror) bedömdes detta ge en god marginal mot att överskrida de ytvattenkvalitetskriterier som var uppsatta. Det finns naturligtvis en del osäkerheter i resonemanget exempelvis hur halter och flöden korrelerar), och det finns mer data nu än det fanns för 10 år sedan då åtgärdsmålet togs fram. Kemakta valde att klumpa ihop klorfenoler, klorkresoler och fenoxisyror av flera skäl. Dels förväntade de sig att dessa ämnen ger likartade effekter på miljön, dels var de framtagna riktvärdena av samma storleksordning. Eftersom fenoxisyrorna förekom i högst halter så gjordes avvägningen med inriktning på halter och kvalitetsmål för dem. Halttillskottet på 0,4 µg/l bedömdes således motsvara ett utsläpp på ca 9 kg/år från BT Kemi-området till Braån. Beräknat på en grundvattenbildning på m 3 /år skulle detta motsvara en medelhalt på ca 500 µg/l i det grundvatten som dräneras ut från området. Då mängden vatten som pumpades i dräneringssystemet inom det norra området bedömdes vara 4 gånger större än den uppskattade grundvattenbildningen sattes i stället kravet på halterna i dräneringsvattnet till max 100 µg/l. 1 1 Fram till slutskedet av saneringen av det norra området (2009) pumpades dräneringsvattnet till en damm inom området. Från denna skedde läckage till grundvattenmagasinet, vilket medförde att rundpumpning av vatten skedde inom området. Mängden pumpat vatten var av denna anledning större än grundvattenbildningen. 9 av 86

19 3.2 Huvudstudie för södra området 2011 Under förberedelsefasen för efterbehandling av BT Kemi-området, vilken pågick under , framkom att det södra området var mer föroreningsbelastat och mer komplicerat att åtgärda än vad som tidigare hade bedömts. Detta ledde till att fortsatta åtgärder inriktades till det norra området, medan ställningstaganden rörande det södra området fick avvakta. Efter det att saneringen var genomförd inom det norra området beslutades att en särskild huvudstudie skulle genomföras för det södra området. Som ett led i detta arbete gjordes en förnyad riskbedömning. Även vid den förnyade riskbedömningen, som Kemakta gjorde som underkonsult till Sweco för det södra området (Sweco Environment AB, 2011), utgjorde de i tabell 2 redovisades riktvärdena ett underlag. Det konstaterades att av de analyser i Braån som gjorts av fenoxisyror hade halterna vid fyra mättillfällen nedströms BT Kemi-området under perioden legat över haltkriteriet på 4 μg/l, vilket motsvarade 5 % av samtliga mätningar. Tillfällena då höga halter uppmättes bedömdes sammanfalla med perioder med kraftig nederbörd. Det konstaterades även att de halter som hade påvisats i Braån i de flesta fall låg under de halter som förväntades ge skador vid bevattning. Halterna av MCPA låg dock över det riktvärde på 0,025 µg/l som hade satts för vatten som används för bevattning (CCME databas riktvärden, 2014) Den potentiella risken för att de givna riktvärdena skulle kunna överskridas samt riskerna vid bevattning var grunden till att man ansåg att det fanns ett behov av att begränsa utläckaget från det södra området. Ett förslag till åtgärdsmål togs fram för utläckage av grundvatten från det södra området (med beaktande av läckage från det norra området vid avslutad pumpning). Bedömningen gjordes att med en halt av fenoxisyror i utläckande grundvatten på 100 µg/l skulle den beräknade avrinningen på m 3 /år ge ett utläckage av 1,2 kg per år och medföra en haltökning i Braån på 0,04 µg/l vid medelvattenföring och 0,13 µg/l vid lägre vattenföring. Dessa halter bedömdes ligga under de kriterier som skulle skydda Braån mot negativa effekter. Man gjorde även en bedömning av vilka halttillskott som skulle kunna uppstå vid perioder med hög nederbörd och konstaterande att en halt på 100 µg/l inte skulle innebära några risker för vattendraget, inte ens vid perioder med låga flöden i vattendraget. 10 av 86

20 4. Braån Huvuddelen av den information som redovisas under denna rubrik bygger på uppgifter från Saxån-Braåns vattenvårdskommitté. Kommittén är ett samarbetsorgan för de nämnder som ansvarar för miljö- och naturvårdsfrågorna i kommuner inom Saxån-Braåns avrinningsområde. 4.1 Hydrologi Braån mynnar i Saxån, väster om Häljarp. Avrinningsområdet för Saxån och Braån är 360 km 2 vid utloppet till Öresund, se Figur 2. Nästan 80 % av markanvändningen utgörs av jordbruksmark. Avrinningsområdet uppströms BT Kemi-området är ca 80 km 2. Figur 2. Avrinningsområde för Saxån-Braån (röd markering) (SMHI, 2014). Det utförs inga regelbundna flödesmätningar i Braån, men SMHI beräknar flöden med PULS-modellen för station Braån 5 vid Asmundtorp, ca 10 km nedströms BT Kemi-området, se Figur 2. I redovisningen av miljökontrollen för BT Kemi-området under perioden (Sweco Environment AB, 2013) gjordes ett korrelationssamband mellan månadsmedelvärden av nivåmätningar vid BT Kemi-området och flödena vid Asmundtorp. Utifrån detta samband uppskattades karaktäristiska vattenföringar för perioderna och Medelflödet under perioden beräknades till ca 0,7 m 3 /s, och något högre för perioden Som 11 av 86

21 jämförelse kan nämnas att tidigare beräkningar utförda av SMHI anger högsta högvattenföring till 16 m 3 /s, medelvattenföring till 0,7 m 3 /s och lägsta lågvattenföring till 0,1 m 3 /s (IVL, 1978). Flödesvariationerna i ån är således mycket stora. Även nivåvariationerna är på grund av terrängförhållandena mycket stora, med en uppmätt skillnad mellan lägsta och högsta vattennivå på ca 3 m vid BT Kemi-området. 4.2 Allmänna intressen Saxån-Braån är av riksintresse för naturvård enl. 3 kap 6 i MB på grund av värdefull fauna. Braån är ett viktigt lek- och uppväxtområde för havsöring. Öringsstammen i ån har stort skyddsvärde. Andra skyddsvärda fiskar i Braån är grönling och sandkrypare, som båda är rödlistade. För att trygga förutsättningarna för allmänhetens friluftsliv och för att bevara goda livsvillkor på land och i vatten för djur- och växtlivet gäller strandskydd kring sjöar och vattendrag. Den västra delen av det södra området och den norra delen av Norra området omfattas av strandskydd (Länsstyrelsen Skåne Län, 2014). 4.3 Övriga intressen och nyttjande Lantbruk och trädgårdsnäring har bevattningsintressen som berör vattendragen. I samband men en biotopinventering som genomfördes 2001 noterades ett stort antal bevattningsuttag i Saxån och i Braån (Eklövs Fiske och Fiskevård, 2001). Jordbruket nyttjar vattendragen även som recipient för dräneringsvatten från åkermark. Detta förekommer även utmed Braån. Likaså nyttjas vattendragen som recipient för dagvatten och behandlat spillvatten från samhällen. 12 av 86

22 4.4 Ekologisk status Saxån-Braåns vattensystem har en varierad fiskfauna med förekomst av flera renvattenälskande fiskarter som bäcknejonöga, elritsa samt havs- och bäcköring (Ekologgruppen, 1986). I ån finns dessutom mört, ål, gädda, signalkräftor, groddjur m.m. Förändringar i bottenfauna och morfologiska förändringar av kiselalger i Braån följs upp årligen på uppdrag av Saxån-Braåns Vattenvårdskommitté. Vattendragen är belastade av näringsämnen som påverkar den ekologiska statusen, men positiva förändringar har skett. Av den senast publicerade vattenkontrollsrapporten från 2013 (Ekologgruppen, 2013) framgår den ekologiska statusen med avseende på kiselalger och bottenfauna. Bedömningen anger den ekologiska statusen, där hög status anger ett bra eller önskat tillstånd och dålig status anger ett bristfälligt eller oönskat tillstånd. Statusen för bottenfauna och kiselalger har undersökts i åtta provpunkter. I sex av provpunkterna har statusen för bottenfauna och kiselalger bedömts som måttlig. I en provpunkt har statusen för bottenfauna bedömts som god och i tre provpunkter har statusen för bottenfaunan bedömts som hög. Under 1970-talet påvisades höga halter av klorfenoler i fiskens lever samt förekomst av deformerade fiskar i Braån (Ekologgruppen, 1986). Under augusti 2012 inkom rapporter om fiskdöd i Saxåns nedre utlopp. Ekologgruppen i Landskrona konstaterade i en rapport att fiskdöden orsakats av en förhöjd förekomst av plankton som medförde att syrgasnivåerna i ån minskade kraftigt (Ekologgruppen, 2012). Efter år 1975 infördes en strängare ytvattenkontroll vilket kan ha haft en positiv inverkan på vattendraget till följd av avsiktligt försiktigare hantering av b jordbrukskemikalier (Rahm, 2002). På uppdrag av BT Kemi-projektet utförde Ekologigruppen en bottenfaunaundersökning i en punkt i Svalövsbäcken uppströms BT Kemiområdet, och en punkt i Braån vid Asmundtorp, ca 10 km nedströms BT Kemiområdet. Bottenfaunaundersökning utförd under 2002 tydde på betydande organisk föroreningspåverkan i den uppströms liggande punkten, medan påverkan vid nedströms liggande punkten var måttlig (Ekologgruppen, 2003). Under våren 2006 och hösten 2010 genomfördes bottenfaunaundersökningar i Braån uppströms och nedströms BT Kemi-området. Syftet med undersökningarna var att kontrollera eventuella ekologiska effekter av saneringsarbetet vid BT Kemiområdet. Undersökningen omfattade kontroll av artantal samt ovanliga och rödlistade arter och förororeningspåverkan. Graden av föroreningspåverkan bedömdes utifrån den procentuella fördelningen av renvatten- och smutsvattenindikerade arter. Resultaten från de utförda undersökningarna visade inte på några tydliga trender eller skillnader vid en jämförelse av resultaten uppströms och nedströms BT Kemiområdet. Undersökningarna visade att samtliga undersökta lokaler (4 st) bedömdes ha hög ekologisk status (Ekologgruppen, 2011). 13 av 86

23 4.5 Miljökvalitetsnorm Braån utgör en vattenförekomst enligt förordningen om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljö (SFS 2004:660). Vattenförekomsten Braån (SE ) omfattar vattendraget från utloppet i Saxån upp till källan på Söderåsen. Ekologisk status är klassad 2009 till otillfredsställande och klassningen är den samma enligt arbetsmaterial Kvalitetskravet är god ekologisk status Undantag från miljökvalitetsnormen avseende övergödning är satt med tidsfrist till 2027 medan kvalitetsfaktorn morfologiska förändringar har en tidsfrist till 2021 (VISS 2014). Belastning från förorenade områden inom avrinningsområdet har inte varit avgörande för klassningen av ekologisk status. För kemisk ytvattenstatus (med generellt undantag för kvicksilver) är klassningen 2009 god ytvattenstatus och kravet är god ytvattenstatus 2015 (VISS 2014). Det ska noteras att de prioriterade ämnen som ingår vid bedömning av kemisk ytvattenstatus inte omfattar de BT Kemi-typiska föroreningarna. 4.6 Förekomst av bekämpningsmedel Saxån - Braån Saxån-Braåns Vattenvårdskommitté sammanställt resultaten för de årliga vattenkontrollerna som bland annat omfattar analyser av bekämpningsmedel i Saxån-Braåns vattensystem (Saxån-Bråns vattenvårdskommitté, 2013). I tabell 3 redovisas en sammanfattning av resultaten med avseende på de uppmätta halterna bekämpningsmedel som har påvisats inom Saxåns-Braåns vattensystem. Analysresultaten avser åren Samtliga analyser är utförda på ytvattenprover från provpunkt 1 som är lokaliserad i Häljarp, se Figur 2, där Saxån och Braån har förenats till ett vattendrag. Under perioden utfördes provtagning vid 12 tillfällen, och analyser med avseende på ett stort antal bekämpningsmedel och bekämpningsmedelsrester (nedbrytningsprodukter). I tabell 3 redovisas de ämnen som har påvisats i mer 50 % av analyserna samt den uppmätta maxhalten för respektive ämne. 14 av 86

24 Tabell 3. Påvisade ämnen i mer än 50 % av de utförda analyserna i ytvatten från provpunkt 1 vid Häljarp. Ämne Bentazon Glyfosat Mecoprop Diflufenikan Isoproturon Kvinmerak MCPA Metazaklor Flurtamon Azoxystrobin Kloridazon Protiokonazol-destio Pyraklostrobin Triflusulfuronmetyl Antal analyser (st) Andel påvisade (%) Maxhalt (µg/l) Två av de ämnen som redovisas i Tabell 3, mecoprop och MCPA, är BT Kemitypiska ämnen. Detta innebär nödvändigtvis inte att ämna har sitt ursprung från BT Kemi-området, eftersom både mecoprop och MCPA har använts i stor omfattning och fortfarande används inom jordbruket. Av den senaste vattenkontrollrapporten som sammanställdes av Ekologgruppen 2013 (ej redovisad i datunderlaget som presenteras på hemsidan) framgår det att ämnena bentazon, diflufenikan, flurtamon, isoproturon, kloridazon och mecoprop detekterades i halter över laboratoriets rapporteringsgränser vid de sex provtagningstillfällena under Det ämne som uppmättes i högst halt var MCPA, i juni 2013 var den analyserade halten 0,53 µg/l. Samtliga uttag av ytvattenprover utfördes i provpunkt 1 vid Häljarp (Ekologgruppen, 2013) Braån vid BT Kemi-området Provtagning och analys av vatten i Braån uppströms och nedströms har skett sedan 1970-talet. Efter saneringen av BT Kemi-området påbörjades en löpande kontroll med start under Kontrollen, som pågick fram till 2005, utfördes i en punkt uppströms väg 17 och i en punkt nedströms Rååbanan. Provtagningsfrekvensen varierade, men var vanligtvis 4-6 gånger per år. Inledningsvis analyserades endast fenoxisyror, men efterhand lades även klorfenoler, klorkresoler och dinoseb till analysprogrammet. Under förberedelserna inför saneringen av det norra området upprättades ett kontrollprogram, som bland annat omfattade övervakning av Braån. Provtagningen, som inleddes under våren 2005, utfördes i tre punkter i Braån 15 av 86

25 (benämnda Braån C, D och E, Figur 3). Punkten för provtagning uppströms BT Kemi-området flyttades således närmare området. Motivet var att minska risken att andra potentiella källor till föroreningar skulle försvåra bedömningen av BT Kemi-områdets inverkan på ån. För att säkrare kunna bedöma inverkan av det norra området tillkom Braån D, strax nedströms detsamma. Den längre nedströms belägna punkten Braån E, var belägen på samma ställe som tidigare nedströmspunkt (nedströms Teckomatorps största dagvattenledning). Inledningsvis utfördes provtagning varannan månad vilken förtätades till en gång per månad under Denna frekvens har därefter varit följts. Analyserna har under hela perioden från 2005 omfattat fenoxisyror, klorfenoler, klorkresoler och dinoseb, men även ett antal övriga bekämpningsmedel som inte har någon direkt koppling till BT Kemis verksamhet (bentazon, bromoxynil, 2,6-diklorbenzamid, 2,6-diklorprop, diuron, fluroxipyr, imazapyr, ioxinil, isoproturon, klopyralid, kvinmerac, metamitron och propyzamid). Figur 3. Provtagningspunkter för yt- och dräneringsvatten. I tabell 4 redovisas en sammanställning av påvisade ämnen i Braån uppströms BT Kemi (Braån C) under perioden Skälet till att den valda perioden enbart omfattar de senaste fem åren är att den bedöms ge den mest aktuella informationen. På grund av förändrad användning av bekämpningsmedel (typ och omfattning) har förändringar skett under åren av påverkan i ån. Under våren 2009 avslutades dessutom efterbehandlingsåtgärderna inom det norra området. 16 av 86

26 Tabell 4. Påvisade ämnen i Braån C, uppströms,(i fler än 5 % av proverna) under perioden Vid beräkningen av medel- eller medianhalter har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen. Ämne Antal analyser (st) Andel påvisade (%) Max (µg/l) 95PERC 2 (µg/l) Median (µg/l) Medel (µg/l) Bentazon ,71 0,29 0,025 0,08 MCPP (mekoprop) ,40 0,21 0,06 0,08 Kvinmerak ,1 0,45 0,04 0,17 Isoproturon ,24 0,14 0,02 0,04 4-CPP ,19 0,08 0,02 0,03 Metamitron ,6 0,08 0,60 MCPA ,5 0,26 <0,005 0,08 2,6-diklorbenzamid ,02 0,02 <0,005 0,01 Klopyralid ,4 0,3 <0,05 0,09 4-klor-2-metylfenol ,21 0,11 <0,005 0,03 Diuron ,04 0,03 <0,005 0,01 Fluroxipyr ,05 0,05 <0,05 0,04 Under perioden förekom 12 ämnen i fler än 5 % av proven, varav de vanligaste var bentazon, MCPP, kvinmerak, isopruton, 4-CPP och metamitron med frekvens på 50 % eller högre. Av dessa var det metamitron som haltmässigt dominerade. Av BT Kemi-typiska ämnen (fenoxisyror, klorfenoler, klorkresoler och dinoseb) utgjorde fenoxisyrorna MCPP, MCPA samt 4-CPP de haltmässigt dominerande ämnena. Övriga BT-Kemi typiska ämnen, såsom klorfenoler, klorkresoler och dinoseb, har inte påvisats i analyser från den aktuella mätperioden. Det bör framhållas att utöver de BT Kemi-typiska ämnena analyseras endast ett tiotal andra bekämpningsmedel inom ramen för miljökontrollen vid BT Kemi. Dessa andra ämnen har redovisats av laboratoriet då de har kunnat bestämmas inom ramen för valda analyspaket. De ämnen som inte har ingått i analyserna, men som frekvent eller som i höga halter har påvisats inom Vattenvårdskommitténs uppföljningar vid Häljarp under senare år är glyfosat och AMPA. Det är högst troligt att dessa förekommer även längre uppströms i motsvarande halter PERC står för 95-percentilen vilket är det värde som delar observationsvärdena så att 95 procent av dem är mindre än värdet och 5 procent är större. 17 av 86

27 5. Föroreningar i grund- och dräneringsvatten inom BT Kemiområdet I detta kapitel görs en beskrivning av föroreningar i grundvattnet inom BT Kemiområdet. En uppdelning har gjorts genom att beskriva det norra respektive det södra området var för sig. Beskrivningen av grundvattnet inom det norra området bygger på analyser av det vatten som pumpas från dräneringsledningen, medan beskrivningen av det södra områdets grundvatten bygger på analyser från ett utvalt område som innefattar källområdena med betvämmorna som centrum och angränsande områden. Av Figur 4 framgår att det södra områdets grundvatten delvis dräneras till det norra området. Detta betyder att de halter som redovisas för det norra området inte bara beskriver grundvatten från det norra området utan även till en viss del från det södra området. 5.1 Grundvatten inom det södra området För att få en uppfattning av vilka ämnen som dominerar i grundvattnet inom det södra området har en genomgång gjorts av grundvattenanalyser från ett 30 ha stort område med betsvämmorna som centrum, se grön rödfärgad rektangel i Figur 4. Detta område täcker med marginal källområdena med högst föroreningshalter i såväl jord som grundvatten. Analyserade bekämpningsmedel omfattar BT Kemi-typiska ämnen, d.v.s. fenoxisyror, klorkresoler, klorfenoler och dinoseb. Övriga bekämpningsmedel har inte analyserats. Figur 4. Område inom vilket grundvattenanalyser valt ut för att beskriva grundvattnets sammansättning inom det södra området. 18 av 86

28 Antalet grundvattenrör inom området, från vilka vattenprov har tagits, uppgår till 39 st. Två mer omfattande provtagningsomgångar har utförts, en under 2007 och en under Vissa rör har provtagits vid båda tillfällena och vissa bara en gång. Endast en analys per provtagningspunkt har använts och då i första hand värdet från I Tabell 5 redovisas de ämnen som påvisades i fler än 5 % av proven. Tabell 5. Påvisade ämnen i grundvattnet inom det södra området (i fler än 5 % av proven) under perioden , sorterade efter förekomst. Vid beräkningen av medel- och medianvärden har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen. Ämne Antal analyser (st) Andel påvisade (%) Max (µg/l) 95PERC (µg/l) Median (µg/l) Medel (µg/l) MCPP (mekoprop) , CPP , klor-2-metylfenol , ,6-DCPP ,70 8,8 6-klor-2-metylfenol ,19 1,6 2,4,5-TP ,7 0,32 1,6 2,4+2,5-diklorfenol ,9 <0,05 2,3 2,4-DP (diklorprop) <0, monoklorfenol <0, ,4-diklorfenol <0,05 2,9 2,6-diklorfenol ,3 <0,05 1,4 MCPA <0,05 4,5 2-monoklorfenol ,1 <0,05 0,64 2,4-D ,5 <0,05 1,9 2,4,6-triklorfenol ,0 <0,05 0,82 2,4,5-T ,4 <0,05 1,5 2,4,5-triklorfenol ,4 <0,05 1,2 2,3,4,6-tetraklorfenol ,2 0,27 <0,05 0,11 pentaklorfenol ,53 0,32 <0,05 0,08 3-monoklorfenol <0,05 3,1 DNOBP (Dinoseb) ,25 1,25 <0,05 0,35 2,3,6-triklorfenol ,3 0,23 <0,05 0,10 2,3,5-triklorfenol ,8 0,12 <0,05 0,23 2,3,5,6-tetraklorfenol ,79 0,11 <0,05 0,07 Den haltmässigt dominerande ämnesgruppen är fenoxisyror, med högst halter av mekoprop (MCPP) och 4-CPP. Även fenoxisyrorna 2,4-DP och 2,6-DCPP påvisades i flertalet prov, men i lägre halter. 19 av 86

29 Klorfenoler dominerades av monoklorfenoler och diklorfenoler. Klorkresoler påvisades i 74 % av rören med 4-klor-2-metylfenol som dominerande ämne. Dinoseb påvisades i 10 % av grundvattenrören och då i låga halter. 5.2 Dräneringsvatten från det norra området För att få en uppfattning av vilka ämnen dominerar i dräneringsvattnet från det norra området har en sammanställning och genomgång gjorts av de analyser som utförts på dräneringsvattnet i samband med miljökontrollprogrammet under perioden , d.v.s. efter genomförd sanering av det norra området. I tabell 6 redovisas de ämnen som påvisades i fler än 5 % av proven. Analyserade bekämpningsmedel omfattar förutom BT Kemi-typiska ämnen, dvs fenoxisyror, klorkresoler, klorfenoler och dinoseb även (bentazon, bromoxynil, 2,6-diklorbenzamid, 2,6-diklorprop, diuron, fluxopyr, imazapyr, ioxinil, isoroturon, klopyralid, kninmerac, metamitron och propyzamid), dvs samma ämnen som analyseras på södra området. 20 av 86

30 Tabell 6. Påvisade ämnen i dräneringsvattnet (i fler än 5 % av proven) under perioden Vid beräkningen av median- och medelvärden har prov med halt under rapporteringsgränsen tilldelats ett värde som motsvarar halva rapporteringsgränsen. Ämne Antal Andel Max 95PERC Median Medel analyser (st) påvisade (µg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (%) MCPP (mekoprop) klor-2-metylfenol ,9 7,3 2,6-DCPP ,9 9,6 6-klor-2-metylfenol ,7 1,7 0,67 0,76 antimon ,3 4,9 1,4 1,9 4-CPP ,4,5-TP ,1 1,5 0,58 0,74 2,4+2,5-diklorfenol ,9 0,73 0,23 0,29 4-monoklorfenol ,4 3,5 1,2 1,4 2,6-diklorfenol ,24 0,21 0,09 0,10 Diuron ,06 0,05 0,03 0,03 2-monoklorfenol ,42 0,27 0,12 0,13 MCPA ,1 0,41 0,05 0,13 Bentazon ,0 0,05 0,02 0,04 2,4,6-triklorfenol ,1 0,01 0,02 0,02 MCPB ,65 0,64 0,52 0,40 3,4-diklorfenol ,33 0,09 0,03 0,04 2,4-DP (diklorprop) ,24 2,3 2,4,5-triklorfenol ,83 0,16 0,02 0,05 2,4,5-T ,0 0,59 0,03 0,13 2,6-diklorbenzamid ,2 0,04 0,01 0,02 Kvinmerak ,26 0,25 <0,03 0,06 Klopyralid ,5 0,5 <0,05 0,06 2,4-D ,39 0,10 <0,005 0,03 3-monoklorfenol ,2 0,06 <0,005 0,04 Imazapyr ,06 0,04 <0,005 0,01 DNOBP (Dinoseb) ,18 0,05 <0,005 0,02 metamitron ,78 0,05 <0,005 0,02 3,5-diklorfenol ,05 0,05 <0,005 0,01 Av tabellen ovan kan konstateras att den haltmässigt dominerande ämnesgruppen är fenoxisyror, med högst halter av mekoprop (MCPP) och 4-CPP. Även fenoxisyrorna 2,4-DP och 2,6-DCPP har påvisats i flertalet prov, men i lägre 21 av 86

31 halter. Klorfenoler dominerades av monoklorfenoler och diklorfenoler. Klorkresoler påvisades i alla prov med 4-klor-2-metylfenol som dominerande ämne. Dinoseb påvisades vid endast enstaka tillfällen (vid ca 10 % av provtagningstillfällena) och då i låga halter. Av övriga bekämpningsmedel, som inte har någon känd koppling till BT Kemis verksamhet förekommer diuron, bentazon och 2,6-diklorbenzamid mest frekvent (vid ca 50 % eller fler av provtagningstillfällena). 5.3 Jämförelse mellan grundvatten inom det södra området och dräneringsvatten från det norra området Det kan konstateras grundvattenbeskaffenheten inom det södra området och dräneringsvattnet inom det norra området är mycket likartad. I båda områdena är det ämnena mekoprop (MCPP) och 4-CPP som dominerar. Högre maxhalter av enskilda ämnen har dock noteras i det södra området. Räknat på medelhalter så är dock halterna i det norra området högre än i de södra. I det södra området har fler ämnen påvisats än i det norra. Detta torde dock till stor del bero på att de ligger under rapporteringsgränsen i det norra och inte att de saknas. När man gör jämförelsen av grundvattnets beskaffenhet på det södra respektive det norra området måste man dock vara medveten om att beskrivningen av grundvattnets grundar sig på olika sorters dataunderlag. Underlaget för det norra området baseras på dräneringsvatten, som kan betraktas som ett blandat grundvatten, under en lång tidsserie, medan underlaget för det södra området baseras på punktvärden från ett 40-tal rör spridda över området från ett par tillfällen. Beskrivningen av den samlade grundvattenkvaliten inom norra området bedöms därmed vara mer tillförlitligt och innehålla färre osäkerheter än beskrivningen av det södra området. I likhet med förhållandena inom det södra området kan sannolikt de lokala variationerna i grundvattnets beskaffenhet inom det norra området vara stora. En osäkerhet vad gäller beskrivningen av grundvattenkvaliteten inom det norra området är dock att dräneringsvattnet även innehåller en andel grundvatten från det södra området. Analyser av vatten i gränsen mellan det norra och södra området har dock visat på förhållandevis låga halter, varför det bedöms att det inte sker någon betydande föroreningstransport från det södra området in till det norra området. Tillrinningen från det södra området bedöms därför ha en utspädande effekt varför halterna i dräneringsvattnet kan något underskatta de egentliga halterna i grundvattnet inom det norra området. 22 av 86

32 6. Kvalitetskriterier 6.1 Riktvärden och gränsvärden Med kvalitetskriterium för ytvatten avses vanligen någon typ av kvalitetskrav som uttrycks i form av en mätbar koncentration (halt) och som ibland är kopplad till sanktioner. Kvalitetskriterier brukar uttryckas som gräns- eller riktvärden. Med gränsvärde avses en halt som ej får överskridas medan riktvärde är en halt som bör underskridas. Även riktvärden kan vara kopplade till sanktioner. Det är mycket sällsynt med gränsvärden för ytvatten utan det vanliga är just riktvärden som sedan kan ligga till grund för mer platsspecifika överväganden och eventuella gränsvärden. Riktvärden kan vara satta för att ge godtagbar säkerhet mot antingen akuta eller kroniska effekter; det förra som en momentanhalt och det senare ofta som ett årsmedelvärde. Vissa länder har också värden som uttrycker en nära-0 nivå som anses ge endast försumbar påverkan på ekosystemet. I denna rapport redovisas enbart värden för kroniska effekter då riktvärden för akuta effekter normalt ligger en 10-potens högre än kroniska och så höga halter har sällan uppmätts i Braån. Det är dessutom svårt att förutse när höga halter kan förväntas och anpassa ett kontrollprogram till detta. Om det i framtiden skulle visa sig att något ämne förekommer momentant i höga halter kan givetvis riktvärde för detta tas fram. 6.2 Bestämning av riktvärden De flesta länder har mycket likartad metodik för att ta fram riktvärden för ytvatten. Gemensamt är att de baseras på laboratorieförsök på utvalda arter enligt standardiserade metoder. Arterna ska representera olika nivåer i en tänkt näringskedja (olika taxinomiska arter eller olika klasser i näringskedjan). Ekotoxikologiska laboratorieförsök kan utvärdera dödlighet eller andra effekter som t.ex. reproduktion, rörlighet eller tillväxt. Beroende på hur stort dataunderlag som finns att tillgå motsvarar ofta riktvärden halten av ett ämne i vatten där 95 % av alla arter inte uppvisar några toxiska effekter (t.ex. NOEC) på populationsnivån (det som benämns 95 % percentil). Metoden med säkerhetsfaktor används, när det finns färre akuta eller kroniska testdata. Det innebär att det lägsta värdet av en ekotoxikologisk testparameter från kroniska eller akuta tester (LC50 eller EC50) divideras med en säkerhetsfaktor som bestäms av datakvaliteten. Om det finns akuta data från tre olika trofiska nivåer (nischer i näringskedjan) så väljs enligt de flesta länders vägledningar en säkerhetsfaktor på 1000 (för sötvatten) även för att ta fram kroniska riktvärden från akuta data, om kroniska data saknas. Ibland väljs säkerhetsfaktor 100 om det finns ett större dataunderlag. Metoden är använd bl.a. i RIVM rapport för framtagande av de nederländska MPC-värdena för pesticider (RIVM, Crommentuijn T. et.al., 1997), som i sin tur bygger på en reviderad metod från US EPA. I de fall som en säkerhetsfaktor väljs är oftast syftet att skydda så gott som alla arter i aktuellt vattendrag. 23 av 86

33 Om det finns kroniska data från åtminstone tre olika trofiska nivåer väljs normalt säkerhetsfaktorn 10. Om NOEC-värden ligger mycket nära akuta data väljs ibland ändå akuta data och en högre säkerhetsfaktor för att säkerställa att plötsligt akuta höga värden av ämnet inte ger skador på arter i vattendraget. Så är t.ex. vissa av de nederländska kroniska riktvärdena framtagna. Om datakvaliteten är god finns det möjlighet att ta fram riktvärden utifrån den statistiska fördelningen av testdata (NOAEL-värden). Då väljs normalt 95 % - percentilen av NOAEL-värdet. Tester av toxicitet för vattenorganismer De tester som finns att tillgå har tillkommit för att klarlägga akuta och kroniska effekter på representanter från en tänkt näringskedja. 1. En växt (primärproducent), ofta en mikroalg, tar tillvara på solenergin. I tester används i t.ex. mikroalgen Selenastrum capricornutum. 2. Växten utgör i sin tur föda för vattenloppor/hinnkräftor. I tester används i regel vattenloppor av släktet Daphina. 3. Hinnkräftan konsumeras i sin tur av en fisk. I tester används t.ex. zebrafisk (Danio rerio). Beträffande alger studeras hämningen av antalet nya individer (alger) under 3 dygn (72 timmar) efter exponering av en känd koncentration testsubstans. Hos vattenloppor mäts orörlighet efter 48 timmar. Effektkoncentrationen uttrycks som EC50, d.v.s. den koncentration av testsubstans som efter 72 timmar minskar tillväxten respektive efter 48 timmar orsakar orörlighet hos hälften (50 %) av individerna i testet. Hos zebrafisk mäts antalet individer som har dött efter 4 dygn. I detta fall används begreppet LC50, d.v.s. den koncentration som efter 96 timmar dödar 50 % av fiskarna (96 tim LC50) (Celia Jones, 2006). I Tabell 7 redovisas tester på vattenorganismer som är i allmänt bruk i Sverige och internationellt. Förslag på tester redovisas i Naturvårdsverkets rapport 5538, som har tagits fram inom ramen för kunskapsprogrammet Hållbar sanering (Celia Jones, 2006). 24 av 86

34 Tabell 7. Tester på vattenorganismer (Naturvårdsverket, 2006). Testorganism Effektparameter End point Standard Bakterie Vibrio fisheri Hämning av luminiscens EC50 SS-EN-ISO Alg Kräftdjur Encelliga alger sötvatten Encelliga alger Marin Daphnia magna Tillväxthämning Tillväxthämning Effekt på rörlighet hos unga djur Reproduktion NOEC, ECx NOEC, ECx EC50 ECx, NOEC ISO 8692 ISO ISO 6341 ISO Copepoder Marin copepod Dödlighet LC50 ISO * Vattenväxt Lemna minor Tillväxthämning ErCx, LID (lowest ineffective dilution) ISO ** Fisk Danio rerio Dödlighet LC50 SS-EN-ISO 7346 * Finns även som SS med Nitocra spinipes som testorganism ** Finns även som SS QSAR I de fall inga data hittades har QSAR-beräkningar för akuttoxiska ekologiska data utförts baserat på US EPA:s programvara (US EPA ECOSAR, 2011). Detta program bygger på parametrar som molekylstruktur, vattenlöslighet och log-kow. QSAR - data användes sedan för att ta fram ett PNEC. Dessa PNEC innehåller större osäkerhet än experimentellt framtagna data, men det är en vetenskapligt accepterad metod då data saknas. Då det med programmet vanligen beräknas QSAR-data från tre trofiska nivåer användes oftast det lägsta QSAR-värdet för med en säkerhetsfaktor på Detta värde divideras med en extra säkerhetsfaktor på 10 eftersom de ekotoxikologiska data endast baserades på QSAR-värden. För att göra en utvärdering av ECOSARs tillförlitlighet gjordes även en QSAR bestämning för som jämförelse för några av de ämnen som det även fanns riktvärden baserade på experimentellt framtagna data. Även i dessa fall valdes säkerhetsfaktorn på lägsta akuta data. Se QSAR data för dessa ämnen i avsnitt av 86

35 6.3 Bedömning av olika testorganismers lämplighet för Braån De testorganismer som traditionellt används för ekologiska tester (se tabell 7 ovan för exempel) är utvalda just för sin känslighet bland den artrikedom som finns i ekosystemen. Ibland prioriteras tester på arter som förekommer naturligt i det ekosystem som ska skyddas. Nackdelen med det är att dataunderlaget blir mera begränsat. Fördelen med att använda tester på många olika organismer är att man då inkluderar en större variation som normalt finns naturligt i ett ekosystem samt att olika arter kan vara olika känsliga för olika ämnen. Genom att använda vanligt förekommande och ofta testade arter kan det vara lättare att jämföra resultaten för olika ämnen. Vår bedömning är att inga testdata ska väljas bort på grund av att de gäller arter som inte förväntas förekomma i Braån utan att det ger högre tillförlitlighet att inkludera så många tester som möjligt som är utförda med beprövade metoder. Exempelvis zebrafisk (Danio rerio) är en akvariefisk som förekommer ofta vid toxikologiska tester. Den och andra karpfiskar väljs ofta vid testning (eller val av riktvärden från tester) för att de är väl utprovade, även om just zebrafisk ej förekommer i Braån. I de nederländska riktlinjerna för val av testorganismer vid framtagande av riktvärden prioriteras också kräftdjur eller fisk före alger och andra vattenväxter. Dessa djur är mer komplexa och kan bättre representera ekosystemet än alger och vattenväxter. Detta trots att alger eller andra vattenväxter kan tyckas mer representativa, som exempelvis för Braån. Vid test på ämnen som specifikt är kända för att påverka växter eller används som herbicider väljer man dock ofta vattenväxter eller alger som typiska testorganismer, men vår bedömning är att för val av riktvärden ska inte vattenväxter och alger prioriteras utan val av riktvärden ska grundas på det totala datunderlaget. Finns det data från flera trofiska nivåer är det att föredra då det bättre beskriver ekosystemet. 6.4 Riktvärden i olika länder Litteratursökningen har baserats på att finna riktvärden för ytvatten från olika länder. Nedan sammanfattas hur dessa länder (eller unioner) tar fram sina gränsoch riktvärden. Dessa värden är i sin tur baserade på olika mängd data. Det har ofta inte gått att finna det ursprungliga dataunderlaget. Värdena som redovisas nedan är huvudsakligen riktvärden mot kroniska effekter och inte bindande gränsvärden med undantag för de värden som är gemensamma gränsvärden inom EU Europeiska Unionen EU har lagstadgade miljökvalitetsnormer för vatten för vissa prioriterade ämnen. I själva direktivet med gränsvärden presenteras dock inga uppgifter om vad gränsvärdena är baserade på. Sverige har implementerat gränsvärden för prioriterade ämnen i HVMFS 2013:19 baserat på direktiv 2008/105/EG (HVMFS, 2013). Gränsvärdena har uppdaterats av EU i ett nytt direktiv 2013/39/EU, som ännu inte har implementerats i svensk lagstiftning (EU Direktiv, 2013). Gränsvärdena i det nya direktivet baseras troligen på principer från antingen Technical Guidance Document (EU-kommissionen, 2003) eller vägledningen från ECHA för bestämning av PNEC vid REACH registreringar (ECHA, 2008). Det finns också en draft Guidance från Europeiska kommissionen från 2011 för att bestämma 26 av 86

36 miljökvalitetsnormer för de prioriterade ämnen enligt Vattendirektivet och detta dokument kan eventuellt ligga till grund för det senaste direktivet på området. I förekommande fall vid val av riktvärde för Braån anges gränsvärdesnormerna i den uppdaterade versionen av direktivet från Sverige I Sverige har Kemikalieinspektionen på uppdrag av Naturvårdsverket tagit fram riktvärden för ett antal bekämpningsmedel för ytvatten. Dessa riktvärden är baserade på NOEC koncentrationer för alla tillgängliga arter. En säkerhetsfaktor på 10 på lägsta NOEC har oftast valts. De olika riktvärdena för ytvatten som använts vid beräkningen av generella riktvärden för förorenad mark (Naturvårdsverket, 2009a) är huvudsakligen baserad på data från vattenlevande organismer. Flera av dessa data är i sin tur baserade på data sammanställda av miljömyndigheten i Nederländerna (RIVM). Detta gäller t.ex. riktvärden för jord för samtliga klorfenoler. Havs- och vattenmyndigheten håller på att utarbeta klassgränser för särskilda förorenande ämnen, som underlag för en uppdaterad version av HVMFS 2013:19, som planeras att ges ut Av den skrivelse som upprättats av HAV i Göteborg framgår att bland de BT Kemi-specifika ämnena kommer diklorprop, MCPA och mekoprop ges gränsvärdesnormer (MKN) för vattenförekomster. Eftersom dessa värden ännu ej blivit publicerade beaktas de inte i föreliggande rapport. Det kan dock noteras att i många fall är det samma riktvärden som Kemikalieinspektionen tidigare tagit fram Nederländerna RIVM tillämpar olika metoder för framtagning av riktvärden beroende på datatillgängligheten. Två typer av riktvärden som motsvarar olika påverkansnivåer och som används för olika ändamål för föroreningar i ytvatten tas fram i Nederländerna. Dessa två typer av riktvärden är SRCeco (Serious Risk Concentration) samt MPC (Maximum Permissible Concentration). SRCeco representerar halter vid vilka allvarliga störningar i ekologiska funktioner förekommer eller kan förekomma. Detta antas motsvara halten där 50 % av arter och/eller mikrobiella funktioner/processer påverkas (i ekotoxikologiska tester) (dvs. 50-percentilen av fördelningen av NOEC data). MPC (Maximum Permissible Concentration) är riktvärden som är satta för att skydda alla arter i ekosystemet från skadliga effekter. Detta antas motsvarar en nivå där 5 % av arterna kan påverkas, d.v.s. 5-percentilen av fördelningen av NOEC-data. MPCeco water innebär ett MPC värde för ytvatten (sötvatten). Om kroniska data är tillgängliga för 4 eller fler taxonomiska grupper (se avsnitt 6.2) används vanligen den statistiska fördelningen av NOEC data. Om få kroniska data, eller endast akuta data är tillgängliga, tillämpas metoder med säkerhets- 27 av 86

37 faktorer. Riktvärden tas fram för att motsvara skyddsnivån som anges vid användning av fördelningsmetoden. De riktvärden som tagits fram i Nederländerna är baserade på en vägledning framtagen av RIVM 2001 som uppdaterades 2007 och då ersatte den gamla vägledningen, rapport (RIVM v. V., 2007). För fullständig nomenklatur och förkortningar för olika riktvärden som används i Nederländerna hänvisas till tabell 1 i RIVM rapport I denna nya vägledning från 2007 togs bl.a. in metoder från Technical Guidance Document i EU och en del synpunkter i andra länders vägledningar framförallt en tysk rapport (Lepper, 2005). Nederländerna har också precis som övriga europeiska länder inom EU införlivat EU:s MKNvärden i sin egen lagstiftning (Nederländerna, 2010). Vissa nederländska riktvärden har tagits fram i internationella kommissioner t.ex. för skydd av Rhen (ICBR, 2009) och sedan införlivats bland de nederländska riktvärdena. Rhen är Västeuropas längsta flod och riktvärden för detta ytvatten berör mer än ett land. De riktvärden som idag är aktuella i Nederländerna presenteras i en sökbar databas på internet (RIMV, 2014). I vissa fall redovisar databasen inte de riktvärden för ytvatten som togs fram 2001, trots att inga nyare värden redovisas. Det har inte gått att ta reda på varför vissa riktvärden ej verkar gälla längre i Nederländerna, trots att riktvärden presenterats i äldre rapporter. Databasen omfattar idag enbart värden för grundvatten för några ämnen (framgår under respektive ämne nedan) trots att MPC-värden för ytvatten fanns framtagna i äldre rapporter. Vid val av riktvärden tas inte hänsyn till äldre nederländska värden utan endast aktuella riktvärden i Nederländerna föreslås Kanada Sedan 2007 bygger framtagande av riktvärden i Kanada för ytvatten (och även andra media) både på statistisk bearbetning av data och om det finns få data, på division med en säkerhetsfaktor. Hur riktvärden tas fram finns beskrivet i Protocol for the derivation of Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life (WQGPAqL) (CCME Canadian Council of Ministers of the Environment, 2007). Det finns riktvärden som är nationella, men Kanada har också en vägledning för att ta fram platsspecifika riktvärden. Aktuella riktvärden i Kanada presenteras i en databas hos den federala kanadensiska miljömyndigheten (CCME databas riktvärden, 2014). Dessa riktvärden gäller ofta för en viss provins eller ibland för hela Kanada. Källor till kanadensiska riktvärden redovisas i bilaga Storbritannien Brittiska standards och riktvärden följer MKN på EU-nivå i första hand. Målet med dessa är att skydda naturen och kontrollera risker med vattenkvalitén för konsumenter och grödor. Brittiska riktvärden har inte gått att finna för särskilt många av BT Kemi-ämnena. I den mån det förekommer riktvärden presenteras de ofta i ämnesgrupper som t.ex. organiska halider i föda eller i dricksvatten. De flesta gräns- och riktvärden avser luftkvalité t.ex. i arbetsmiljön och inte 28 av 86

38 vattenkvalité för ytvatten. Ingen vägledning för framtagande av de brittiska riktvärden hittades på den hemsida och databas (UK-EPA, 2014) som presenterar olika riktvärden. Riktvärdena bygger troligen bl.a. på Technical Guidance Dokument från 2003 och det senare vägledningsdokumentet för hela EU från 2011 för att ta fram EQS (se ovan under EU). Det sistnämnda dokumentet är framtaget som ett gemensamt projekt som enligt förordet i vägledningen leddes av Storbritannien tillsammans och EU:s Joint Research Centre, men flera av medlemsstaterna samt Norge har bidragit till dokumentet genom en vetenskaplig expertgrupp. Detta dokument utgår från det äldre TGD, men har tagit hänsyn till forskning och utveckling inom området sedan 2003 och tar bl.a. upp hur man kan ange riktvärden för grupper av ämnen. De brittiska riktvärden som finns för BT Kemi-ämnen (t.ex. mecoprop) specificeras i bilaga 1. De värden som finns i Storbritannien är dels ett riktvärde som inte ska överskridas på årsbasis (AA-EQS), men det finns också standard för målnivå i naturen. I de fall det finns många data så har riktvärdet baserats på 95 % percentilen av de olika NOEC. I något fall, som för MCPA har de brittiska myndigheterna gett ett riktvärde för salt av MCPA vid ph>7, som är högre (80 µg/l) än för den rena syran (12 µg/l). Detta beror troligen på större toxisk effekt om syran är fri och lättrörlig i ekosystemet än motsvarande salter av denna fenoxisyra. Samma förhållande är troligen tillämpligt för mekoprop men här finns inget phberoende brittiskt gränsvärde trots att båda fenoxisyrorna har ungefär samma löslighet och pka-värde Tyskland I Tyskland finns lagstadgade riktvärden (Quality Targets) för en del av BT Kemiämnena (Författning, 2011). Syftet med dessa är att säkerställa god ytvattenkvalité. Dessa riktvärden är vägledande och således inte bindande. Tyskland klassificerar vattenförekomster i fem olika klasser beroende på renhet. Det har inte gått att finna bakgrundsvärden till de tyska riktvärdena Norge (MF) Från 2005 är de norska MF-gränsvärdena ändrade och tar hänsyn både till akuta och kroniska effekter. Värdena baseras på beräkning av PNEC enligt reglerna i Technical Guidance Document (TGD), samt EU:s förslag till vattenkvalitetsstandard. Akutt MF-verdi (AMF) baseras på PNEC1, ett gränsvärde för kortvarig exponering av bekämpningsmedel för att skydda främst växter och vattenlevande organismer för akuta toxiska effekter. AMF tas fram från akuta EC50- eller LC50- värden. Beräkningen av PNEC1 baseras på lägsta värdet av akutdata för fisk eller daphnia LC50 eller EC50 dividerat med en säkerhetsfaktor (AF) på 100. Om värde även finns för alger och vattenväxter divideras detta med en säkerhetsfaktor på 10. AF 10 används också om PNEC1 blir lägre än PNEC2 (kroniskt värde). PNEC2 baseras på lägsta NOEC eller EC10 vid långtidstest på vattenlevande organismer dividerat med en säkerhetsfaktor på 10. Om inga kroniska data finns baseras det norska PNEC2 värdet på lägsta akuta data från fisk och daphnia med en säkerhetsfaktor på 1000 eller AF 100 om data även finns på växter och alger. 29 av 86

39 De EU-bindande miljökvalitetsnormerna finns införda i den norska Vannföreskriften (Norge, 2006), samt i ett förslag från Klima och Forurensnings Direktoratet på lagstiftning för att ta med EU:s senaste miljökvalitetsnormer för ytvatten. I en översikt av riktvärden för växtskyddsmedel från Bioforsk finns länkar till sammanställning över vilka data enskilda MF-värden baseras på (Bioforsk, 2010). I Norge finns gränsvärden för ytvatten för fyra av de BT Kemi-typiska ämnena USA USA har två olika typer av riktvärden på federal nivå, men också riktvärden i olika delstater eller delar av USA. De federala riktvärdena är satta för att skydda 95 % av alla arter i akvatisk miljö. De två typerna av riktvärden benämns Criterion Maximum Concentration (CMC) och Criterion Continuous Concentration (CCC). Maxvärdet är ett akutvärde för tillfälliga utsläpp, medan CCC-värdet är ett kroniskt riktvärde. CMC-värdet sätts normalt som häften av det lägsta akutvärdet (d.v.s. en säkerhetsfaktor 2) medan CCC-värdet är baserat på det lägsta av följande kroniska värden: Final Chronic Value, Final Plant Value och Final Residue Value. Dessa värden kan tas fram som statistiska medelvärden av de tester som finns eller med en säkerhetsfaktor på lägsta värde. USA betonar i sin vägledning att riktvärden helst ska baseras på data från organismer som finns i USA. För mer detaljer hänvisas till kriteriedokumentet (US-EPA, 2010) Australien och Nya Zeeland Australien och Nya Zeeland har gemensamma policys och riktlinjer för riktvärden för vatten (Australien, 2000). Riktvärdena bestäms normalt för fyra olika nivåer av skydd, som uttrycker hur många arter som de avser att skydda (80, 90, 95 eller 99 % av arterna). Det riktvärde som används mest gäller skydd av 95 % av arterna, medan ett 99 % skydd tillämpas för särskilt känsliga områden eller områden som redan är belastade av föroreningar och som man vill skydda från mer påverkan. Riktvärdet 95 % används främst för områden som redan har en måttlig påverkan. De australiensiska riktvärdena baseras i första hand på statistisk bearbetning av NOEC eller på dessa NOEC-värden med en säkerhetsfaktor. Det australiensiska kriteriedokumentet beaktar inte biokoncentrationsförmåga i sina riktvärden. 30 av 86

40 6.5 Tillämpbarhet riktvärden I de flesta länder finns kriteriedokument för hur riktvärdena ska tas fram. De enda länder där kriterier inte kunnat spåras är Tyskland och Storbritannien. Det innebär att bakgrunden till dessa riktvärden inte är kända utan att de bara presenteras i databaser. För de brittiska värdena finns dock ofta en beskrivning över vilka data de baseras på, men en motsvarande beskrivning saknas för de tyska värdena. Riktvärden som redovisar bakgrundsdata har i första hand använts vid val av riktvärden för Braån. De tyska riktvärdena är generellt ganska låga och är ett uttryck för målvärden i naturen. I den förordning som styr de tyska ytvattenriktvärdena (Tyskland, 2011) framgår att de syftar till god ekologisk standard samt högsta ekologiska potential. Även för de gränsvärden som tagits fram i EU saknas hänvisning till bakgrundsdata i själva direktivet. Det är relativt få av BT Kemi-typiska ämnen som det finns gränsvärdesnormer för i EU:s direktiv. De kriterier som används för att ta fram riktvärden är mycket likartade och skillnaden mellan olika länders värden beror troligen på att de utgått från olika data. Urvalet av data kan givetvis också bero på regionala skillnader vad gäller existerande organismer och klimat inom ett land. Den amerikanska vägledningen för riktvärden framhåller t.ex. att tester helst ska göras på arter som förekommer i USA. Se ovan om riktvärden i USA. Om inga bindande EU-gränsvärden finns föreslås att de svenska riktvärdena används om sådana finns tillgängliga. I några fall föreslås inte de svenska, eftersom de huvudsakligen är baserade på nederländska värden från RIVM 2001 och eftersom det finns nyare riktvärden som är baserade på mer dataunderlag. Om inga svenska värden finns framtagna för det enskilda ämnet (utan endast för en ämnesgrupp) väljs i första hand värden från Nederländerna. Att välja nederländska riktvärden har dock inte alltid varit möjligt då aktuella riktvärden saknas idag i Nederländernas databas för en del BT-ämnen. Även kanadensiska värden väljs ganska ofta då dessa är framtagna med samma principer som de nederländska, men ibland är de baserade på större dataunderlag och en statistisk frekvensfördelning av dataunderlaget. Vid val av riktvärde tas vanligen inte heller hänsyn till sekundärförgiftning via upptag i växter och i fisk. Samtliga BT Kemi-typiska ämnen har relativt låg biokoncentrationsfaktor (ca 3 eller därunder) och upptag i fisk eller växter bedöms som låg (se dock ovan om klorfenoler i fisklever). I de fall riktvärdena tar hänsyn till bevattning eller upptag i fisk framgår det under val av respektive ämne. Tyska, brittiska, australiensiska och nya zeeländska riktvärden redovisas som jämförelse, men föreslås vanligen inte om andra relevanta data finns att tillgå. 31 av 86

41 7. Urval av ämnen för vilka förslag till riktvärden tas fram Det kan konstateras att halterna varierar mycket mellan de olika ämnen som analyseras i grundvattnet inom BT Kemi-området samt i Braån. Av dessa ämnen har ett antal inte alls påvisats eller påvisats vid endast enstaka tillfällen i förhållandevis mycket låga halter. Dessa ämnen bedöms inte bidra till riskerna annat än i underordnad omfattning och riktvärden har därför inte tagits fram för dessa ämnen. Valet har gjorts att ta fram nya riktvärden för ämnen, där 95- percentilen överstiger 1 µg/l, se tabell 8. Detta bedöms ge en betryggande säkerhet i riskbedömningen. Tabell 8. Halter (95-percentilen) av olika ämnen i dräneringsvattnet från det norra området samt grundvatten inom det södra området. För ämnen som har gråmarkerats görs en översyn av riktvärdena. Halter under rapporteringsgränsen har antagits motsvara halva värdet av denna vid beräkning av 95 percentilen. Ämne Dräneringsvatten norra området (µg/l) Grundvatten södra området (µg/l) MCPP (mekoprop) CPP ,6-DCPP ,4-DP (diklorprop) klor-2-metylfenol monoklorfenol 3, klor-2-metylfenol 1,7 23 2,4,5-TP 1,5 8,7 2,4+2,5-diklorfenol 0,73 8,9 MCPB 0,64 <2,5 2,4,5-T 0,59 3,4 MCPA 0, monoklorfenol 0,27 4,6 2,6-diklorfenol 0,21 6,3 2,4,5-triklorfenol 0,16 8,4 3,4-diklorfenol 0, ,4-D 0,10 4,5 2,4,6-triklorfenol <0,05 4,0 3-monoklorfenol <0,05 11 DNOBP (Dinoseb) <0,05 1,25 32 av 86

42 Tabell 8 (forts från föregående sida). Halter (95-percentilen) av olika ämnen i dräneringsvattnet från det norra området samt grundvatten inom det södra området. För ämnen som har gråmarkerats görs en översyn av riktvärdena. Halter under rapporteringsgränsen har antagits motsvara halva värdet av denna vid beräkning av 95 percentilen. Ämne Dräneringsvatten norra området (µg/l) Grundvatten södra området (µg/l) 2,3,5-triklorfenol <0,05 0,08 3,5-diklorfenol <0,05 <0,05 2,3,4-triklorfenol <0,05 <0,05 2,3-diklorfenol <0,05 <0,05 2,3,6-triklorfenol <0,05 0,23 3,4,5-triklorfenol <0,05 <0,05 2,3,4,5-tetraklorfenol <0,05 <0,05 2,3,4,6-tetraklorfenol <0,05 0,27 2,3,5,6-tetraklorfenol <0,05 0,07 pentaklorfenol <0,05 0,32 De utvalda ämnena enligt Tabell 8 är grupperade i ämnesgrupper i Tabell 9. Tabell 9. Urval av BT Kemi-typiska ämnen för vilka en översyn av riktvärden görs. Fenoxisyror Klorkresoler Klorfenoler Nitrofenoler MCPP (mecoprop) 4-CPP 2,6-DCPP 2,4-DP (diklorprop) 2,4,5-TP (fenoprop) MCPA 2,4,5-T 2,4-D 4-klor-2-metylfenol 6-klor-2-metylfenol 2-monoklorfenol 3-monoklorfenol 4-monoklorfenol 3,4-diklorfenol 2,6-diklorfenol 2,4+2,5-diklorfenol 2,4,5-triklorfenol 2,4,6-triklorfenol Dinoseb Utöver dessa ämnen är det också nödvändigt att beakta andra bekämpningsmedel som förekommer i Braån, eftersom de kan befaras ge additiva eller samverkanseffekter i kombination med BT Kemi-ämnena. Förekomst av andra 33 av 86

43 bekämpningsmedel kan således påverka bedömningen av vilken belastning som kan accepteras från BT Kemi-området. Information om ytvattenkriterier har därför sökts också för andra frekvent förekommande bekämpningsmedel. Av kap 4.6 framgår att följande ämnen förekom i fler än 5 % av proven från Braån vid BT Kemi-området, utöver de BT Kemi-typiska ämnena MCPP, MCPA, 4CPP och 4-klor-2-metylfenol: bentazon kvinmerac isopruton metamitron klopyralid diuron fluroxipyr Glyfosat och AMPA, som är en nedbrytningsprodukt från glyfosat, har ej analyserats i Braån (vid BT Kemi). Båda är vanligt förekommande i Saxån, och troligtvis också längre uppströms i Braån. Aktuella riktvärden redovisas därför även för dessa ämnen. 34 av 86

44 8. Jämförelse och val av riktvärden för ytvatten I detta kapitel görs en jämförelse av riktvärden för ytvatten från olika länder för de utvalda ämnena enligt kap 0. Kapitlet behandlar inledningsvis de BT Kemitypiska ämnen och därefter övriga bekämpningsmedel. För varje ämne ges ett förslag på riktvärde för Braån. En sammanställning av föreslagna riktvärden redovisas avslutningsvis i kapitlet. De riktvärden som redovisas avser sådana som beaktar kroniska effekter. Underlaget till riktvärdena redovisas i bilaga 1. I några fall används beteckningar på holländska för nederländska riktvärdena utan att översättning ges, för att undvika oklarhet vilka värden som avses. För varje ämne som behandlas ges en kort introduktion. Denna kan innefatta information om ämnena har använts eller ingått i BT Kemis produktion. För bekämpningsmedel anges när de har introducerats på den svenska marknaden och i förkommande fall när godkännanden har upphört. Även uppgifter om försålda kvantiter under 2012 redovisas för då godkända medel. Uppgifterna om bekämpningsmedel har primärt hämtats från Kemikalieinspektionens bekämpningsmedelsregister och statistik om bekämpningsmedel (KEMI 2014). 8.1 BT Kemi-typiska ämnen MCPP (mekoprop) Fenoxisyran mekoprop, som framställdes vid BT Kemi, introducerades i Sverige i slutet av 1950-talet och kom att få stor användning som komplement till MCPA och 2,4-D. Användningen har dock med tiden minskat kraftigt. Mekoprop säljs fortfarande i Sverige (ca 7 ton 2012) under handelsnamnet Stroller. För närvarande är den är enbart godkänd som mekoprop-p (den ena stereoisomereren av mekoprop). Den bekämpar tvåhjärtbladiga växter. Mekoprop har påvisats i samtliga prov på dräneringsvattnet från det norra området samt i flertalet punkter inom det södra området (85 %) i höga halter (max resp. ca µg/l). Även i ån har det påvisats frekvent (85 %) i halter upp till 0,4 µg/l). 35 av 86

45 Jämförelse av riktvärden Tabell 10. Riktvärden MCPP (mekoprop) (µg/l) Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI (SE) 20 NOEC för Lemna minor. Data för tre trofiska nivåer. AF 10, (KEMI, 2007). MPC-värde (NL) 18 Från rapport skydd av Rhen. (ICBR, 2009). Baserat på lägsta NOEC värde vattenväxt med flera data. Finns ca 13 NOEC data och åtskilliga akuta. AF 10. WQG (CAN) 13 Quebeq EQS (UK) 20 MFI (NO) 44 NOEC för Lemna minor. Data för tre trofiska nivåer. AF 10. Ramböll QSAR med ECOSAR 10 Säkerhetsfaktor på QSAR EC50 värde för grönalg (133 mg/l), med en värdesiffra. Se ovan under avsnitt 6.2 om anledning till att detta QSAR-värde presenteras. Det föreslås att KEMI:s riktvärde används för att det grundas på väl underbyggda data, som bygger på det äldre nederländska MPC-värdet från Detta äldre nederländska värde ligger i samma storleksordning som nuvarande värdet i Nederländerna, vilket baseras på ca 13 NOEC-värden med säkerhetsfaktor 10. Det brittiska gränsvärdet baseras på statistisk frekvensfördelning av data. Denna metod leder till samma värde som det svenska, som baseras på NOEC av tre trofiska nivåer (lägst värde för Lemna minor). Förslag till riktvärde KEMI:s riktvärde på 20 µg/l föreslås tillämpas CPP Fenoxisyran 4-CPP framställdes inte för kommersiellt bruk vid BT Kemi och har så vitt känt inte använts som pesticid. Ämnet, som har uppmätts i höga halter i såväl jord som grundvatten inom BT Kemi-området, utgör sannolikt biprodukt som uppkom vid framställningen andra fenoxisyror eller nedbrytningsprodukt i jordlager och grundvatten. 4-CPP har påvisats i praktiskt taget samtliga prov på dräneringsvattnet från det norra området samt i flertalet punkter inom det södra området (ca 75 %) i höga halter (max ca 400 resp. ca 900 µg/l). Även i ån har det påvisats frekvent (ca 50 %) i halter upp till ca 0,2 µg/l). 36 av 86

46 Jämförelse av riktvärden För 4-CPP återfinns mycket lite information. Det finns dock data i litteraturen som tyder på att ämnet kan ge viss påverkan på muskelspänning och är misstänkt mutagen hos däggdjur, men inget hittades som är relevant för att kunna ta fram ett riktvärde för Braån. Eftersom inga data hittades har en QSAR-beräkning för akuttoxiska ekologiska data utförts baserat på US EPA:s programvara (US EPA ECOSAR, 2011). Då det finns QSAR-data från tre trofiska nivåer användes det lägsta QSAR-värdet för grönalg med en säkerhetsfaktor på Detta värde divideras med en extra säkerhetsfaktor på 10 eftersom data endast är baserade på QSAR-värden. Tabell 11. Riktvärden för 4-CPP (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning PNEC (QSAR Ramböll) 80 PNEC (kroniskt), baserat på QSAR För att göra en utvärdering av ECOSARs tillförlitlighet gjordes även en QSAR bestämning för MCPP. Även här valdes säkerhetsfaktorn på lägsta akuta data som var för grönalg. Då erhölls ett PNEC på 13 µg/l som presenteras ovan. Detta PNEC ligger i samma storleksordning som experimentellt framtagna riktvärden. Ytterligare ett QSAR-värde togs fram för 4-klor-2-metylfenol och i detta fall erhölls PNEC 0,75 µg/l vilket är lägre än de riktvärden som tagits fram av olika myndigheter (se 8.1.9). Jämförelsen mellan ECOSAR och olika experimentellt framtagna värden tyder dock på att man kan använda programmet som en sista utväg då data saknas. Ett säkrare underlag för riktvärdet ges om 4- CPP testas för toxicitet med något standardtest, t.ex. grönalg eller andmat (d.v.s. en alg eller vattenväxt som är relevant för toxicitet hos nedbrytningsprodukter från fenoxisyror), men QSAR data bedöms ge tillräcklig säkerhet för bedömning av risker för Braån. Förslag till riktvärde Det föreslås att ett QSAR värde på 80 µg/l tillämpas ,6-DCPP, (2,6-diklorfenoxi)propionsyra Fenoxisyran 2,6-DCPP framställdes inte för kommersiellt bruk vid BT Kemi och har så vitt känt inte använts som pesticid. Ämnet utgör sannolikt biprodukt som uppkom vid framställningen andra fenoxisyror eller som nedbrytningsprodukt i jordlagren. 2,6-DCPP har påvisats i samtliga på dräneringsvattnet från det norra området och i flera punkter (ca 60 %) inom det södra området i förhållandevis måttliga halter (max ca 30 µg/l resp. ca 75 µg/l). I ån har det påvisats vid ett enstaka tillfälle (<0,3 µg/l). 37 av 86

47 Jämförelse av riktvärden Även för 2,6-DCPP återfinns mycket lite information. På samma sätt som för 4- CPP kan en möjlig förklaring till bristerna i data vara att ämnet inte har tillverkats för att användas kommersiellt. Detta har därmed medfört att kraven på tester från tillverkarna har uteblivit. Tabell 12. Riktvärden för 2,6-DCPP (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning PNEC (QSAR Ramböll) 10 PNEC (kroniskt), baserat på QSAR Eftersom inga data hittades har en QSAR-beräkning för akuttoxiska ekologiska data utförts baserat på US EPA:s programvara ECOSAR ver Det finns endast några få uppgifter i litteraraturen om att 2,6-DCPP kan ge tillväxthämning av ris Framtaget PNEC innehåller större osäkerhet än experimentellt framtagna data. Då det finns QSAR data från tre trofiska nivåer användes QSAR-värdet för grönalg som var det lägsta akuttoxiska värdet (från ECOSAR) med en säkerhetsfaktor på Denna faktor multipliceras med en extra säkerhetsfaktor på 10 (d.v.s. en säkerhetsfaktor på totalt) eftersom data endast är baserade på QSARvärden. Beräknat QSAR värde på 13,6 avrundas till en värdesiffra, då det är en stor osäkerhet i värdet. Förslag till riktvärde Det föreslås att ett QSAR värde på 10 µg/l tillämpas ,4-DP (diklorprop) Fenoxisyran diklorprop, som framställdes vid BT Kemi, kom på den svenska marknaden i mitten av 1960-talet. Den fick i stort sett samma användning som mekoprop. De sista godkännandena gick ut under Diklorprop har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 70 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 30 µg/l). Inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 40 %) i förhållandevis höga halter (max ca 500 µg/l). I ån har det påvisats vid enstaka tillfällen (<0,1 µg/l). 38 av 86

48 Jämförelse av riktvärden Tabell 13. Riktvärden för 2,4-DP (diklorprop) (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI, (SE) 10 (KEMI, 2007), Baserat på NOEC 0,15 mg/l för Lemna gibba. Detta värde var för diklorprop-p och avrundas till 0,10 mg/l. AF 10. Det fanns både kroniska och akuta data från tre trofiska nivåer. MPC-värde (NL) 1 Gäller LANDOPPERVLAKTEWATEREN wettelijk JG-MKN (totaal) Ur databas NL. RIVM,samt lagtext (Nederländerna, 2010). Värdet framtaget i rapporten Skydd av Rhen. (ICBR, 2009) Finns även värde i RIVM rapport från 1997, men framtaget värde i denna rapport skiljer från lagtext. Värdet gäller diklorprop-p (CAS ) och ej diklorprop (CAS ). För denna reacemiska blandning saknar NL riktvärde utan det ges enbart för diklorprop-p liksom i Sverige. MFI (NO) 15 Det svenska riktvärdet föreslås tillämpas för att det gäller specifikt diklorprop-p som är den hormonellt mest aktiva substansen av diklorprop. Även det nederländska gällande värdet gäller diklorprop-p. Lägsta värde i data som användes för framtagning av KEMIs riktvärde för diklorprop-p gäller just denna substans. Det är framtaget från data från tre trofiska nivåer med både akuta och kroniska data. Kommersiell diklorprop är enligt RIVM rapport oftast ett racemat (spegelbilder av två molekyler) och den stereoisomer som är aktiv som bekämpningsmedel (+-varianten) benämns diklorprop-p. Det nederländska värdet som idag presenteras i deras databas är lägre än det som framtagits av RIVM i en rapport med olika riktvärden för pesticider (RIVM, Crommentuijn T. et.al., 1997). I denna rapport var MPCwater 40 µg/l, d.v.s. över det svenska riktvärdet. Att värdet från 1997 blev högt berodde på brist på data från just växter, som bedömdes som enda möjliga organismer att basera ett riktvärde på, då diklorprop-p har inverkan just hormonellt på växter och därför inte var lika giftig för andra organismer. I rapporten med riktvärden för Rhen baseras riktvärdet på ett lägsta NOEC för alg på 16 µg/l samt ett NOEC på 13 µg/l för en dimetylaminester av diklorprop (DP-P- DMA). Lägsta akuta data är också för alg (EC50 91 µg/l). Riktvärdet är sedan framtaget även med tanke på sekundär förgiftning t.ex. vid fiske från floden och är konservativt framtaget, men säkerhetsfaktor 10 på NOEC värdet på 13 för DP- P-DMA. Då biokoncentrationsfaktorn för 2,4-DP är låg så förväntas ingen 39 av 86

49 biokoncentration och mycket liten risk för sekundär förgiftning via fiske eller bevattning. Det svenska värdet bedöms därför ge tillräckligt skydd för den racemiska blandning som förekommer vid BT Kemi. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 10 µg/l föreslås tillämpas ,4,5-TP (fenoprop) Fenoxisyran fenoprop, som så vitt känt inte framställdes vid BT Kemi, har använts i tämligen liten omfattning i Sverige. Sista godkännande upphörde under Fenoprop har påvisats i praktiskt taget samtliga prov på dräneringsvattnet från det norra området och i flera punkter (55 %) inom det södra området, dock i förhållandevis låga halter (<5 µg/l resp. max ca 10 µg/l). I ån har det påvisats vid ett enstaka tillfälle (ca 0,2 µg/l). Jämförelse av riktvärden Tabell 14. Riktvärden för 2,4,5-TP (fenoprop) (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning MPC-värde (NL) 0,3 Bakgrund har ej hittats till dagens värde i Nederländerna. Gäller OPPERVLAKTE- WATER ad hoc MTR (opgelost). CCC (US EPA) 30; 36 Michigan (reg 3); hela USA Australien o NZ 36 Det amerikanska värdet är baserat på 5:e percentilen av EC50-värden och avser hela USA för både akvatiskt liv och rekreation t.ex. fiske och bad i vattnet. Då bakgrundsdata saknas för det nederländska värdet väljs inte detta. I Rapport (RIVM, Crommentuijn T. et.al., 1997) har ett MPC-värde på 8,7 µg/l räknats fram baserat på en modifierad amerikansk metod, men det som finns idag i Nederländernas databas är ovanstående lägre värde på 0,3 µg/l. Då både USA och Australien använder samma riktvärde föreslås detta. Värdet i Michigan (region3 i USA) är i samma storleksordning. Förslag till riktvärde Det föreslås att det amerikanska riktvärdet på 36 µg/l tillämpas MCPA Fenoxisyran MCPA, som framställdes vid BT Kemi, introducerades i Sverige under slutet av 1940-talet, och har sedan dess varit det dominerande ogräsmedlet i stråsäd. Försäljningen under 2012 uppgick till drygt 200 ton. MCPA har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 80 %), men i förhållandevis låga halter (max ca 2 µg/l). Inom det södra området har det 40 av 86

50 påvisats i flera punkter (ca 30 %) i förhållandevis höga halter (max ca 100 µg/l). I ån har det påvisats vid flera tillfällen (40 %) och i halt upp till 1,5 µg/l. Jämförelse av riktvärden Tabell 15. Riktvärden för MCPA (µg/l). Källa Riktvärde KEMI, (SE) Riktvärde µg/l Anmärkning 1 NOEC för Lemna Gibba. Data för tre trofiska nivåer. AF 10, (KEMI, 2007). MPC-värde (NL) 1,4 Rapport Skydd av Rhen EQS (UK) 12 Vid ph <7, annars högre MFI (NO) 13 KEMI:s riktvärde föreslås tillämpas för att data baseras på NOEC för tre trofiska nivåer (känsligaste art Lemna Gibba, AF 10). Förslag till riktvärde KEMI:s riktvärde på 1 µg/l föreslås tillämpas ,4,5-T (2,4,5-triklorfenoxiättiksyra) Fenoxisyran 2,4,5-T, som framställdes vid BT Kemi, introducerades i Sverige i början av 1950-talet. Det användes främst för slybekämpning inom skogsbruket. Medlet, som blev mycket omtalat under handelsnamnet Hormoslyr, förbjöds i slutet av 1970-talet. 2,4,5-T har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 70 %), men i låga halter (<1 µg/l). Inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 25 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 25 µg/l). I ån har det påvisats vid ett enstaka tillfälle (ca 0,3 µg/l). Jämförelse av riktvärden Tabell 16. Riktvärden för 2,4,5-T (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning MPC-värde (NL) 9 Lagtext i NL samt Rapport RIVM , riktvärden pesticider (värde i texten 8,8 µg/l). Baserat på enbart sötvattenarter. LC50 fisk. AF WQG (CAN) 20 (avser bevattning av grödor) CCC (US EPA) 686 Region 5 och 3 Det nederländska värdet baseras på AF 1000 (ett akutvärde), nära det lägsta NOEC-värdet och rekommenderas i detta fall. Det kanadensiska riktvärdet är högre och främst gäller bevattning av grödor och det amerikanska är avsevärt mycket högre. Dataunderlag saknas både för det kanadensiska och amerikanska 41 av 86

51 värdet. Det nederländska värdet är underbyggt med akuta data och har antagits i deras gällande författning om riktvärden (Nederländerna, 2010) Förslag till riktvärde Det nederländska värdet på 9 µg/l föreslås tillämpas ,4-D Fenoxisyran 2,4-D, som framställdes vid BT Kemi, introducerades på den svenska marknaden i slutet av 1940-talet, d.v.s. samtidigt med MCPA. Medel innehållande 2,4-D återkallades omkring 1990, men är godkänt på nytt sedan 2011 i form av etylhexylester (under handelsnamnet Mustang). 2,4-D har påvisats tämligen frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 30% av proven), men i låga halter (<0,4 µg/l). Inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 30 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 38 µg/l). I ån har det påvisats vid ett enstaka tillfälle (ca 0,3 µg/l). Jämförelse av riktvärden Tabell 17. Riktvärden för 2,4-D (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning EU 270 (EU Commission Working Document, 2001) för 2,4-D. Värdet avser NOEC känsligaste art (syran) utan AF. 2,4-D togs aldrig med i EU:s lagstadgade MKN, men kommissionens dokument innehåller data om 2,4-D och togs med som jämförelse. MPC-värde (NL) 26 OPPERVLAKTEWATER wettelijk MTR (totaal). Från databas NL. Källa enligt databasen: RIVM, NL, rapport Pesticides , samt lagtext 14 april 2010 (både syra och estrar av 2,4-D). I pesticidrapporten är dock riktvärdet totalt för vatten 9 µg/l, och baseras på lägsta NOEC. Det finns både kroniska och akuta data. Metod Aldenberg and Slob. WQG (CAN) 40; 4 BC, Ontario (samt hela Kanada) CCC (US EPA) 220 Michigan Australien o NZ 280 EQS (UK) 10; 40 Esterform, fri syra MFI (NO) 2,2 AF 10 på lägsta NOEC som avsåg Salmo gairdneri. Det kanadensiska värdet föreslås tillämpas då detta är baserat på NOEC med en statistisk frekvensfördelning av data, samt även andra toxikologiska överväganden (bioackumulering och mutagen verkan). Det är samma värde som för hela Kanada (för färskvatten och med statistisk bearbetning baserat på 5 percentil av EC10 och NOEC). Det är i samma storleksordning som det norska värdet. 42 av 86

52 Värdet från British Columbia är baserat på lägsta EC20 värde på fisk (d.v.s. akuta data på en art som ej bedöms som lika känslig för fenoxisyror). Det äldre nederländska värdet i RIVMs pesticidrapport är också baserat på NOEC och en statistisk bearbetning och ligger relativt nära det äldre nederländska värdet. Ingen bakgrund till det senaste nederländska värdet har hittats. Eftersom detta skiljer sig från den rapport över MPC-värden på pesticider från 1997 som hittats så väljs inte det nederländska värdet. Då NOEC i EU:s preliminära dokument från EUkommissionen 2001 är högt (känsligaste art Lemna Gibba) och inget PNEC togs fram i rapporten, utan data bara presenteras för olika trofiska nivåer så kan detta värde ej ligga till grund för ett riktvärde. Förslag till riktvärde Det kanadensiska värdet på 4 µg/l föreslås tillämpas klor-2-metylfenol Klorkresolen 4-klor-2-metylfenol, framställdes vid BT Kemi, som råvara för fenoxisyrorna MCPA och MCPP. Förekomsten i jordlager och grundvatten kan utgöra rester från produktionen eller nedbrytningsprodukt av nämnda fenoxisyror. 4-klor-2-metylfenol har påvisats i samtliga prov av dräneringsvattnet från det norra området, men i förhållandevis måttliga halter (max ca 60 µg/l). Inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 30 %) med stor spridning i halter (max ca 400 µg/l). I ån har det påvisats till och från (20 % av proven) i halter upp till ca 0,2 µg/l. Jämförelse av riktvärden Tabell 18. Riktvärden för 4-klor-2-metylfenol (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning MPC-värde (NL) 50 Bakgrundsdata har inte hittats. Från lagtext (Nederländerna, 2010). OPPERVLAKTEWATER MTR (totaal). EQS (UK) 40 SSD data OECD SIDS (Danish EPA, 1995) QSAR ECOSAR, Ramböll 50 PNEC (vatten). Baserat på EC10 alg, NOEC fisk och daphnia reproduktionstest, AF10. 0,75 Säkerhetsfaktor på lägsta LC50 värde för daphnia. Det brittiska värdet föreslås tillämpas. Det är baserat på statistisk frekvensfördelning av data, vilket tyder på stort dataunderlag och föreslås därför som riktvärde. Det ligger också relativt nära det PNEC-värde som redovisas i OECD SIDS för 4-klor-2-metylfenol, och det nederländska värdet. Inga bakgrundsdata finns till det nederländska riktvärdet och där för väljs inte detta, men det är samma som OECD SIDS värdet. 43 av 86

53 QSAR-värdet togs enbart fram av Ramböll som jämförelse om QSAR värden är relevanta för detta ämne och framförallt nedbrytningsprodukter av fenoxisyror där data saknas. QSAR-värdet är baserat enbart på datasimulering utifrån molekylstruktur och vattenlöslighet m.fl. parametrar i ECOSAR, men då experimentella data finns så föredras givetvis riktvärden baserade på sådana. Förslag till riktvärde Det brittiska värdet på 40 µg/l föreslås tillämpas klor-2-metylfenol Klorkresolen 6-klor-2-metylfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte, vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten biprodukt från framställningen av 4-klor-2-metylfenol eller omvandlingsprodukt. 6-klor-2-metylfenol har påvisats i samtliga prov av dräneringsvattnet från det norra området, men i förhållandevis låga halter (<3 µg/l). Inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 60 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 70 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 19. Riktvärden för 6-klor-2-metylfenol (µg/l). Källa Australien, NZ Riktvärde µg/l Anmärkning 3 Australian and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water Quality (Australien, 2000) har tillämpats vid framtagande, men data saknas om arter och metod. Värdet hämtat från databas på Department of the Environment, Australias, hemsida. Avser fisk och akvatiskt liv, men något oklart vilket skydd värdet avser. Det australiensiska riktvärdet föreslås tillämpas då inga andra data för denna klorkresol hittades. Bakgrundsdata för det australiensiska värdet saknas. Förslag till riktvärde Det australiensiska riktvärdet på 3 µg/l föreslås tillämpas monoklorfenol Klorfenolen 2-monoklorfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte, vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten nedbrytningsprodukt. 2-monoklorfenol har påvisats frekvent dräneringsvattnet från det norra området (ca 90 % av proven), men i låga halter (<0,5 µg/l). I grundvattnet inom det södra 44 av 86

54 området har det påvisats i flera punkter (ca 30 %) i förhållandevis låga halter (max ca 10 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 20. Riktvärden för 2-monoklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, Sverige,(Ccritsw) Riktvärde µg/l Anmärkning 3 Från NV-rapport 5976 förorenad mark. Detta värde är ett samlat värde för alla monoklorfenoler. Förklaring i NV-rapporten: Baserat på RIVM, 2001e. Lägsta NOEC värdet och SF=50 för 2- och 4-klorfenol samt lägsta akuta data och SF=1000 för 3-klorfenol. Riktvärde i CCME 1999n ligger i samma nivå (7 μg/l). MPC-värde (NL) 35 Baserat på NOEC på 7 olika arter. RIVM rapport om riktvärden på monoklorfenoler. (RIVM monoklorfenoler, 2009). WQG (CAN) 17 British Columbia, se bilaga 1 för mer information CCC (USA) 24; 44; 18 Region 3 (även hälsa); region 4; Michigan, se bilaga 1. EQS (UK) 50 Chronic, AA-EQS (årligt medelvärde). Ingen oacceptabel effekt på akvatiskt liv. NOEC eller 5th percentil av SSD (beroende på dataunderlag eller med AF faktor). (De anger ej vilket). Det nuvarande nederländska MPC-värdet föreslås tillämpas för att det baseras på NOEC på 7 olika arter varav den känsligaste var vattenväxten Salvinia minia. Då underlag inte ges till de amerikanska och kanadensiska riktvärdena, så kan inte dessa bedömas på samma sätt som de nederländska värdena. Riktvärdet i USA från region 3 avser att skydda både hälsa och akvatiskt liv och är troligen mer konservativt. De kanadensiska och amerikanska värdena är dock inom samma storleksordning som det nederländska. Storbritannien redovisar ej med vilken metod de tagit fram sitt värde. Det är samma värde i UK för alla monoklorfenoler och därför föreslås ej det brittiska värdet för denna monoklorfenol. Det svenska riktvärdet är baserat på äldre nederländsk information och gäller inte specifikt 2-monoklorfenol, utan för alla monoklorfenoler och därför föreslås inte heller detta. Förslag till riktvärde Det nuvarande nederländska MPC-värdet på 35 µg/l föreslås tillämpas. 45 av 86

55 monoklorfenol Klorfenolen 3-monoklorfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten biprodukt från framställningen av 2,4-diklorfenol eller nedbrytningsprodukt. 3-monoklorfenol har påvisats i flera prov av dräneringsvattnet från det norra området (ca 30 %), men i låga halter (max ca 1 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i enstaka punkter (10 %) med stor spridning i halter (max 75 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 21. Riktvärden för 3-monoklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, (SE), (Ccrit-sw) Riktvärde µg/l Anmärkning 3 Från NV-rapport 5976 förorenad mark. Detta värde är ett samlat värde för alla monoklorfenoler. Förklaring i NV-rapporten: Baserat på RIVM, 2001e. Lägsta NOEC värdet och SF=50 för 2- och 4-klorfenol samt lägsta akuta data och SF=1000 för 3-klorfenol. Riktvärde i CCME 1999n ligger i samma nivå (7 μg/l). MKM-JG (NL) 4 Baserat på akutdata, (lägsta LC50 värde fisk, AF 1000), RIVM Rapport (2009) om monklorfenoler WQG (CAN) 15 British Columbia, Skydd av allt akvatiskt liv i hela livscykeln. Känsligaste LOAEL + UF 0.2. EQS (UK) 50 Underlag hur det tagits fram saknas. Chronic, AA- EQS (årligt medelvärde). Ingen oacceptabel effekt på akvatiskt liv. NOEC eller 5th percentil av SSD (beroende på datunderlag eller med AF faktor), (de anger ej vilket). Det nederländska riktvärdet föreslås tillämpas därför att det är väl underbyggt med data. Det svenska värdet är baserat på äldre nederländska data och är ett samlat riktvärde för alla monoklorfenoler Det nuvarande nederländska värdet bygger på data från 5 olika typer av arter, men lägsta akuta värde är från en saltvattenfisk. MPCvatten baseras på detta värde då övriga data för andra arter ligger i samma storleksordning. För UK och British Columbia i Kanada saknas underlaget till data (utom informationen i bilaga 1), så därför föreslås ej dessa värden då de är högre än i det nederländska underlaget. BC har en relativt låg säkerhetsfaktor till LOAEL, som eventuellt ger sämre skydd, men skyddet för akvatiskt liv beror på hur många trofiska nivåer och antal test, vilket ej anges. Förslag till riktvärde Det nederländska riktvärdet på 4 µg/l föreslås tillämpas. 46 av 86

56 monoklorfenol Klorfenolen 4-monoklorfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten nedbrytningsprodukt. 4-monoklorfenol har påvisats i praktiskt taget samtliga prov av dräneringsvattnet från det norra området, men i förhållandevis låga halter (<6 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 40 %) i förhållandevis höga halter (max ca 600 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 22. Riktvärden för 4-monoklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, (SE), (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) Riktvärde µg/l Anmärkning 3 Från NV-rapport 5976 förorenad mark. Detta värde är ett samlat värde för alla monoklorfenoler. Förklaring i NV-rapporten: Baserat på RIVM, Lägsta NOEC värdet och SF=50 för 2- och 4-klorfenol samt lägsta akuta data och SF=1000 för 3-klorfenol. Riktvärde i CCME 1999 ligger i samma nivå (7 μg/l). 16 NOEC för 12 olika sötvattenarter. Finns även ca 25 akuta data från olika trofiska nivåer. Riktvärde baserat på lägsta LC50 för fisk, AF 10. RIVM Rapport (2009) om monklorfenoler WQG (CAN) 7; 8; 15 Tre olika delstater, något olika typ av skydd (se bilaga 1 för mer detaljer). Australien o NZ 220 Akvatiskt ecosystem. Ska skydda omgivande vatten. 95 percentil av NOEC fördelning. EQS (UK) 50 Chronic, AA-EQS (årligt medelvärde). Ingen oacceptabel effekt på akvatiskt liv. NOEC eller 5th percentil av SSD (beroende på dataunderlag eller med AF faktor), (de anger ej vilket). Samma värde i UK för alla tre BT-Kemi aktuella monoklorfenoler. Det nederländska riktvärdet föreslås tillämpas då det baseras på 12 olika NOEC och med väl underbyggda förklaringar till hur det tagits fram. Det svenska riktvärdet är baserat på de nederländska äldre data. Det svenska värdet är inte specifikt för denna klorfenol utan gäller alla monklorfenoler och samma toxicitet kan inte förutsättas enbart för att molekylstrukturen liknar ett annat ämne. Dataunderlaget till de kanadensiska värdena har ej kunnat bedömas (mer än uppgifterna som finns i bilaga 1) men de är i samma storleksordning som det 47 av 86

57 nederländska värdet. För det australiensiska värdet har dataunderlaget ej heller kunnat bedömas. Storbritannien anger ej underlag för sitt värde utan det kan vara en av flera metoder som använts. Storbritannien har samma riktvärde för alla tre monoklorfenolerna. Då underlag saknas så föreslås varken det kanadensiska, brittiska eller australiensiska värdet. Förslag till riktvärde Det nederländska riktvärdet på 16 µg/l föreslås tillämpas ,4-diklorfenol Klorfenolen 3,4-diklorfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten biprodukt från framställningen av 2,4-diklorfenol eller nedbrytningsprodukt. 3,4-diklorfenol har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (75 % av proven), men i låga halter (<0,4 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i flera punkter (ca 40 %) i förhållandevis måttliga halter (<60 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 23. Riktvärden för 3,4-diklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, Sverige, (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) Riktvärde µg/l Anmärkning 1 Samlat värde för alla diklorfenoler. NV rapport Ur NV rapport: Baserat på data RIVM 2001, Lägsta akuta toxdata och SF=1000 för fem diklorfenoler (där endast akuta data fanns) och 5-percentilen från fördelning av kroniska data för 2,4-diklorfenol. Riktvärde i CCME, 1999 är lägre, 0,2 μg/l men dataunderlaget är opublicerat. Med hänsyn till andra klorfenoler bedöms riktvärdet vara tillräckligt skyddande. - Endast värde för grundvatten framtaget idag. Se dock RIVM Report /2009, för 2,4 diklorfenol som jämförelse. WQG (CAN) 2,7; 0,2 British Columbia (2010), LOAEL för känsligaste art + UF på 0.1. Arten anges ej i Kanadas databas. Värdet gäller även rekreation, växter och estetiska värden och är satt med tanke på bioackumulering och mutagenicitet. Det svenska riktvärdet föreslås tillämpas för att data är underbyggda, även om dessa är äldre och gäller alla diklorfenoler medan det kanadensiska inte är lika väldokumenterat. För Kanada (BC) har underlag ej hittats och därför kan val av 48 av 86

58 säkerhetsfaktor och dataunderlag ej bedömas. Nederländerna har numera inga riktvärden för ytvatten utan bara grundvatten enligt sin databas. Samtliga värden som hittats ligger dock i samma storleksordning. Värdet i Ontario är troligen mycket konservativt, men dataunderlaget kan ej bedömas och därför föreslås ej detta värde. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 1 µg/l föreslås tillämpas ,6-diklorfenol Klorfenolen 2,6-diklorfenol framställdes inte, och nyttjades så vitt känt inte vid BT Kemi. Sannolikt utgör förekomsten i jordlager och grundvatten biprodukt från framställningen av 2,4-diklorfenol eller omvandlingsprodukt. 2,6-diklorfenol har påvisats i praktiskt taget samtliga prov av dräneringsvattnet från det norra området, men i låga halter (<0,3 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i flera punkter (drygt 30 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 25 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 24. Riktvärden för 2,6-diklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, Sverige, (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) Riktvärde µg/l Anmärkning 1 Samlat värde för alla diklorfenoler. NV rapport Ur NV rapport: Baserat på data RIVM 2001, Lägsta akuta toxdata och SF=1000 för 5 diklorfenoler (där endast akuta data fanns) och 5- percentilen från fördelning av kroniska data för 2,4-diklorfenol. Riktvärde i CCME, 1999n är lägre, 0,2 μg/l, men dataunderlaget är opublicerat. Med hänsyn till andra klorfenoler bedöms riktvärdet vara tillräckligt skyddande. - Endast värde för grundvatten framtaget idag i NL databas, men se dock RIVM Rapport /2009, för 2,4 diklorfenol som jämförelse. MPCvatten för denna diklorfenol 0,54 µg/l, MPCeco 1,6 µg/l (Lägsta NOEC (fisk) av 12 tester olika trofiska nivåer, AF 10. WQG (CAN) 9; 0,2 British Columbia: Skydd av alla akvatiska organismer i hela livscykeln. Känsligaste LOAEL + UF 0.1; Ontario: (Akvatiskt liv och rekreation, skydd för både människa, akvatiskt liv och växter) Lägsta NOEC för akvatisk, mutagen eller m.a.p. bioackumulering). 49 av 86

59 Det kanadensiska riktvärdet föreslås tillämpas då det är baseras på NOEC-värden och är konservativt framtaget för att skydda flera aspekter än bara akvatiskt liv. Dataunderlag saknas dock, men det gäller även det svenska värdet som är baserat på data för flera diklorfenoler och äldre data från Nederländarna. Idag har dock Nederländarna valt att ej ta fram riktvärde för ytvatten för just denna diklorfenol och därför föreslås ej det svenska värdet utan det konservativa värdet från Ontario. Värdet från British Columbia har inte heller kunnat bedömas då data ej hittats, men väljs inte då det är högre än både det svenska och i Ontario. Förslag till riktvärde Det kanadensiska riktvärdet på 0,2 µg/l föreslås tillämpas ,4+2,5-diklorfenol Av analystekniska skäl redovisas halterna av 2,4- och 2,5-diklorfenol som summa halt. Klorfenolen 2,4-diklorfenol framställdes vid BT Kemi som råvara för 2,4-D och 2,4-DP. Förekomsten i jordlager och grundvatten kan utgöra rester från produktionen eller nedbrytningsprodukt av nämnda fenoxisyror. 2,4+2,5-diklorfenol har påvisats i praktiskt taget samtliga prov av dräneringsvattnet från det norra området, men i låga halter (<2 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i flera punkter (drygt 40 %) i förhållandevis måttliga halter (max ca 40 µg/l). I ån har det inte påvisats. 50 av 86

60 Jämförelse av riktvärden Tabell 25. Riktvärden för 2,4+2,5-diklorfenol (µg/l). Källa Haltkriterie NV, Sverige, (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) (gäller 2,4- diklorfenol) Riktvärde µg/l Anmärkning 1 Samlat värde för alla diklorfenoler. NV rapport Ur NV rapport: Baserat på data RIVM 2001, Lägsta akuta toxdata och SF=1000 för 5 diklorfenoler (där endast akuta data fanns) och 5-percentilen från fördelning av kroniska data för 2,4-diklorfenol. Riktvärde i CCME, 1999n är lägre, 0,2 μg/l, men dataunderlaget är opublicerat. Med hänsyn till andra klorfenoler bedöms riktvärdet vara tillräckligt skyddande 0,54 LANDOPPERVLAKTEWATEREN wettelijk JG-MKN (totaal). Se RIVM Rapport för 2,4 diklorfenol. MPCvatten för denna diklorfenol 0,54 µg/l, MPCeco 1,6 µg/l. Lägsta NOEC (fisk) av 12 tester olika trofiska nivåer, AF 10. (RIVM diklorfenoler, 2009). För 2,5-diklorfenol finns bara ett värde för grundvatten på 0,2 µg/l (summa diklorfenoler) framtaget i NL:s databas. WQG (CAN) 2,3; 0,2; 2,3 British Columbia; hela Kanada; Ontario CCC (US EPA) 36,5; 11 Reg3; Reg 5 Australien o NZ 120 EQS (UK) 20 Årligt medelvärde I tabellen ges lägsta riktvärde av dessa två klorfenoler. Då det kanadensiska värdet för hela Kanada är konservativt (gäller 2,5-diklorfenol) baseras på lägsta NOEC för akvatiskt liv, mutagenicitet eller bioackumulering föreslås detta riktvärde tillämpas. Det svenska riktvärdet är baserat på äldre nederländska data, som idag är lägre i RIVMs rapport från Även NV:s rapport hänvisar till ett lågt kanadensiskt värde på 0,2 µg/l och samma hänvisning finns för föregående diklorfenol. Det nederländska värdet är enligt RIVM-rapporten framtaget även för sekundär förgiftning i ekosystemen, även för människa, t.ex. vid fiske och ger högre skydd än bara ett kroniskt akvatiskt värde MPCeco. För 2,5-diklorfenol hittades inte bakgrundsdata, men det konservativa värdet för Ontario föreslås för denna diklorfenol och för summan av dessa två diklorfenoler då det tar hänsyn till osäkerhet i datunderlag för en blandning av diklorfenoler. Se nedan diskussion om möjliga additiva effekter för ämnen med liknande struktur. 51 av 86

61 Förslag till riktvärde Det kanadensiska på 0,2 µg/l föreslås tillämpas ,4,5-triklorfenol Klorfenolen 2,4,5-triklorfenol framställdes inte vid BT Kemi, men inköpt nyttjades som råvara vid framställning av 2,4,5-T. 2,4,5-triklorfenol har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 70 av proven), men i förhållandevis låga halter (<1 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i ca 25 % av punkterna (max ca 15 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 26. Riktvärden för 2,4,5-triklorfenol (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Haltkriterie NV, Sverige, (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) 1 Samlat värde för alla triklorfenoler. NV Baserat på data från RIVM ,13 Från Nederländska databas Risco s van Stoffen, baserad på RIVM, NL; Report /2009 om triklorfenoler. I denna presenteras dock ett MPCecowater 10 µg/l, baserat på 6 kroniska och ca 20 akuta färskvattenorganismer (AF 10 på lägsta NOEC). WQG (CAN) 2; 18 British Columbia (Skydd av akvatiskt liv i hela livcykeln, känsligaste LOAEL + UF 0,1), Ontario (Skydd av akvatiskt liv, människa och växter, samt estetiska värden, lägsta NOEC för effekter på akvatiskt liv, mutagenicitet eller bioackumulering). Det kanadensiska värdet föreslås tillämpas för att det ligger nära det svenska gemensamma för triklorfenoler. Anledningen till att det svenska värdet inte väljs är att det är baserat på data från 2001 och i Nederländernas rapport för triklorfenoler (RIVM, 2009) är data senare. Det nederländska värdet är lägre än det kanadensiska men, verkar vara konservativt satt och ej baserat på underlagsrapporten, utan gäller vad de benämner LANDOPPERVLAKTEWATEREN wettelijk JG-MKN (totaal), vilket innebär all användning och skydd av ytvatten. Värdet för Ontario är baserat på NOEC, medan det i British Columbia baseras på LOEL med en säkerhetsfaktor 10. Det saknas data för hur båda dessa är framtagna. Värdet i British Columbia är mer konservativt och baseras på verklig effekt och därför föreslås värdet från British Columbia. 52 av 86

62 Förslag till riktvärde Det kanadensiska värdet på 2 µg/l föreslås tillämpas ,4,6-triklorfenol Klorfenolen 2,4,6-triklorfenol framställdes i viss utsträckning vid BT Kemi för saluföring som träskyddsmedel (fungicid). Användningen förbjöds i slutet av talet. 2,4,6-triklorfenol har påvisats frekvent i dräneringsvattnet från det norra området (ca 80 av proven), men i låga halter (<0,1 µg/l). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i ca 30 % av punkterna (max ca 10 µg/l). I ån har det inte påvisats. Jämförelse av riktvärden Tabell 27. Riktvärden för 2,4,6-triklorfenol (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning HaltkriterieNV, Sverige, (Ccrit-sw) MPC-värde (NL) 1 Samlat värde för alla triklorfenoler. NV Baserat på RIVM, 2001, Lägsta akuta toxdata och SF=1000 för fyra av triklorfenolerna (där endast akuta data fanns) och lägsta kroniska data och SF=100 för två av triklorfenolerna (där kroniska data fanns). Riktvärde i CCME, 1999 indikerar att riktvärdet är tillräckligt skyddande. 0,26 (RIVM, 2009) Rapport om riktvärden triklorfenoler, 7 kroniska data och akuta från 11 olika taxa (ca 30 tester). Detaljer om tester finns i rapporten. Detta är ett övergripande värde som även gäller havsvatten och sekundär förgiftning, eftersom riktvärdet bedömdes kunna omfatta även marina arter med det dataunderlag som fanns. Det MPCeco(färskvatten), som presenteras i rapporten är baserat på AF 10 på lägsta NOEC blir 17 µg/l. Detta värde tar inte hänsyn till möjlig sekundär förgiftning av organismer. Värdet på 0,26 µg/l gäller LANDOPPERVLAKTEWATEREN wettelijk JG-MKN (totaal), MPCeco 17 µg/l. WQG (CAN) 18; 5,3; 5 18 är för hela Kanada (fr. 1999), medan övriga data är från olika provinser, se bilaga 1 för uppgifter. CCC (US EPA) 3,2; 4,9 Region 4; Region 5 och 3 Australien, NZ 3 Baserat på 95 % percentil av NOEC fördelning. 53 av 86

63 Det kanadensiska värdet föreslås för att det baseras på 5 % percentil av EC10 värdet och avser ett värde baserat på statistisk frekvensfördelning av data, vilket antyder en större datamängd. Det amerikanska värdet är baserat på en säkerhetsfaktor på akuta data. Det australiensiska är också baserat på en statistisk frekvensfördelning av data, men det finns inte uppgifter vad det avser att skydda, mer än att omgivande vatten avses. Australien har liksom Nederländerna skydd för flera aspekter av akvatiskt liv, men underlag till värdet saknas och vad detta värde avser att skydda. Det svenska värdet uppges vara baserat på det nederländska, men dessa värden överensstämmer inte med varandra, vilket beror på att det svenska värdet gäller alla triklorfenoler, samt är baserat på data från RIVM data från RIVM har nu sammanställt senare information i sin rapport om triklorfenoler. Det låga gällande nederländska riktvärdet bygger på stort dataunderlag. Bakgrundsdata kommer från RIVM-rapporten om triklorfenoler, men värdet gäller alla typer av vatten och är samma som för havsvatten. Värdet tar även hänsyn till sekundär förgiftning t.ex. vid fiske, men är lägre än det MPCecowater-värde på 17 µg/l som presenteras i bakgrundsrapporten om triklorfenoler. MPCcowater-värdet ligger nära det kanadensiska värdet som föreslås för denna enskilda triklorfenol. Förslag till riktvärde Det kanadensiska värdet på 18 µg/l föreslås Dinoseb (2,4-dinitro-6-sec-butylfenol) Dinoseb, som framställdes under en period vid BT Kemi, introducerades i Sverige i början av 1950-talet och fick stor användning för ogräsbekämpning i stråsäd och baljväxter. Medlet, som tillhörde gruppen gula preparat på grund av dess starkt gula färg, förbjöds i slutet av 1970-talet och ersattes av bentazon, som hade lägre giftighet. Dinoseb har påvisats till och från i dräneringsvattnet från det norra området (ca 10 % av proven). I grundvattnet inom det södra området har det påvisats i samma andel punkter (10 %). I ån har det påvisats vid endast ett tillfälle. 54 av 86

64 Jämförelse av riktvärden Tabell 28. Riktvärden för dinoseb (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI, Sverige - MPC-värde (NL) 0,03 Från NL databas OPPERVLAKTEWATER MTR (totaal), bakgrund RIVM rapport om pesticider sid 67(589). Baserat på NOEC för känsligaste art, Salvelinus namacycush (Kanada röding AF 10), Lägsta akuta data LC50 32 µg/l (också för Kanadaröding). Metod modifierad US EPA metod. WQG (CAN) 0,5; 0,05 British Columbia, Kanada (skydd alla akvatiska organismer), 5 % percentil av EC10 värdet CCC (US EPA) 4,8 Michigan Det nederlänska värdet föreslås tillämpas då det är konservativt och underlaget finns tillgängligt. Underlag saknas för det amerikanska och kanadensiska värdena och dessa föreslås därför ej. Dinoseb är förhållandevis akuttoxiskt med LC50 nära NOEC, vilket motiverar ett lågt riktvärde. Förslag till riktvärde Det nederländska värdet på 0,03 µg/l föreslås tillämpas. 8.2 Övriga bekämpningsmedel Bentazon Bentazon är ett bekämpningsmedel (herbicid) av typen bensotiodiazin, som verkar selektivt på de växter som ej kan bryta ner produkten. Medlet introducerades i Sverige i början av 1970-talet som ersättning till de gula preparaten (bl.a. dinoseb) för ogräsbekämpning i odlingar med baljväxter och stråsäd. Den används fortfarande i Sverige och försäljningen under 2012 uppgick till ca 12 ton (Basagran). Det finns inga uppgifter om att bentazon skulle ha hanterats av BT Kemi. Det introducerades på den svenska marknaden av BASF. Bentazon har påvisats frekvent (ca 80 % av proven) i dräneringsvattnet från det norra området, men vanligtvis i låga halter (tabell 6). I ån har det nästan alltid påvisats (>90 %). 55 av 86

65 Jämförelse av riktvärden Tabell 29. Riktvärden för bentazon (µg/l). Källa Riktvärde KEMI, Sverige Riktvärde µg/l 36 MPC-värde (NL) 73 WQG (CAN) 510 EQS (UK) 500 MFI (NO) 80 Tyskland 0,1 Riktvärden för bentazon ligger inom intervallet 0,1-510 g/l. Den högsta uppmätta halten i Braån är 0,71 µg/l, vilket är väl under det samtliga riktvärden utom det lagstadgade i Tyskland (se bilaga 1). Det svenska värdet är framtaget av KEMI och ligger på 36 µg/l och NL på 74 µg/l. Det svenska riktvärdet föreslås tillämpas för bentazon. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 36 µg/l för bentazon Kvinmerak Kvinmerak är en herbicid av typen aromatisk karboxylsyra. Den har använts i Sverige sedan mitten av 1990-talet och används i odlingar med raps och rybs och sockerbetor. Försäljningen under 2012 uppgick till ca 14 ton (Fiesta och Butisan). Kvinmerak introducerades på den svenska marknaden långt efter nedläggningen av BT Kemi. Kvinmerak har påvisats tämligen frekvent (ca 30 % av proven) i dräneringsvattnet inom det norra området ( tabell 6). I ån är det vanligt förekommande (85 %). Jämförelse av riktvärden Tabell 30. Riktvärden för kvinmerak (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Riktvärde KEMI, Sverige 100 MPC-värde (NL) 100 Det svenska riktvärdet på föreslås för kvinmerak, då enbart detta och Nederländernas riktvärde hittas och de är samma. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 100 µg/l föreslås tillämpas. 56 av 86

66 8.2.3 Isoproturon Isoproturon är en herbicid av typen aromatisk urea, som använts sedan mitten av 1970-talet i Sverige för ogräsbekämpning i stråsäd. Godkännandet upphörde under 2012, men den försålda mängden uppgick till ca 115 ton detta år. Isoproturon regleras av EU (EU Direktiv, 2002). Det finns inga uppgifter om att isoproturon skulle ha hanterats av BT Kemi. Det introducerades på den svenska marknaden först i slutet av BT Kemis verksamhet. Isoproturon har påvisats vid enstaka tillfällen i dräneringsvattnet från norra området (<4 % av proven), men mycket frekvent i ån (ca 80 %). Jämförelse av riktvärden Tabell 31. Riktvärden för isoproturon (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Riktvärde KEMI, Sverige 0,3 MPC-värde (NL) 0,3 EU riktvärde 0,3 EQS (UK) 2 MFI (NO) 0,32 UQN (GER) 0,3 Det svenska riktvärdet föreslås för isoproturon. Övriga riktvärden som hittats ligger i samma storleksordning och bygger alla på EU:s riktvärde. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 0,3 µg/l föreslås tillämpas ,6 diklorbensamid (BAM) BAM är nedbrytningsprodukt av diklobenil, som var den aktiva substansen i totalbekämpningsmedel, t.ex. Totex. Diklobenil introducerades i Sverige i slutet av 1960-talet och förbjöds Trots detta är BAM fortfarande en av de vanligaste bekämpningsmedelsresterna i miljön. Det finns inga uppgifter om att diklobenil skulle ha hanterats vid BT Kemi. BAM har påvisats tämligen frekvent (ca 50 % av proven) i dräneringsvattnet, men i vanligtvis låga halter (tabell 6). I ån har det påvisats vid färre tillfällen, men ändå tämligen frekvent (ca 30 %). 57 av 86

67 Jämförelse av riktvärden Tabell 32. Riktvärden för 2,6-diklorbensamid (BAM) (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning MPC-värde (NL) 1000 Egentligen ng/l, RIVM 3 jan 2014 MFI (NO) 21 AF 10 på lägsta NOEC för alg. Data till det nederländska värdet har inte hittats, men det nederländska väljs då det norska är lågt i förhållande till de olika akuta data som finns som antyder låg toxicitet för BAM (akuta data låg inom intervallet µg/l). Som jämförelse kan nämnas att EFSA (European Food Safety Authority, 2013) bestämt ett ADI på 0.05 mg/kg kroppsvikt per dag för BAM. Detta ADI nämns som jämförelse för att det ligger relativt högt, vilket kan motivera ett högt riktvärde för ytvatten. Förslag till riktvärde Det nederländska riktvärdet på 1000 µg/l föreslås för BAM Metamitron Metamitron (4-amino-3-metyl-6-fenyl-1,2,4-triazin-5-on) är en herbicid som använts i Sverige sedan mitten av 1970-talet för ogräsbekämpning i sockerbetor. Medlet används fortfarande (bl.a. under handelsnamnet Goltix) och försäljningen under 2012 uppgick till ca 120 ton. Det finns inga uppgifter som om att metamitron hanterades av BT Kemi. Det introducerades på den svenska marknaden först i slutet av BT Kemis verksamhet. Metamitron har visats vid enstaka tillfällen (ca 5 % av proven) i dräneringsvattnet från norra området (tabell 6). I ån har det påvisats frekvent (50 %). Jämförelse av riktvärden Tabell 33. Riktvärden för metamitron (µg/l). Källa Riktvärde KEMI, Sverige Riktvärde µg/l 10 MPC-värde (NL) 10 MFI (NO) 10 Det svenska riktvärdet föreslås för metamitron. Övriga riktvärden som hittats ligger på samma nivå. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 10 µg/l föreslås tillämpas. 58 av 86

68 8.2.6 Klopyralid Klopyralid har använts sedan mitten av 1970-talet i Sverige och används fortfarande. Det är en herbicid av typen klor-pyridin-karboxylsyra som bekämpar bredbladiga växter. Försäljningen under 2012 uppgick till ca 15 ton bl.a. under handelsnamnet Ariane. Klopyralid uppges ha inköpts av BT Kemi i bruksfärdig lösning som emballerades inför försäljning (KVK, 1978). Hanteringen måste ha varit kortvarig och pågått endast under slutet av BT Kemis verksamhet, eftersom de första tillstånden är daterade sommaren Klopyralid har påvisats tämligen frekvent (ca 30 % av proven) i dräneringsvattnet från det norra området, men vanligtvis i låga halter. I ån har det påvisats vid något färre tillfällen (drygt 20 %). Jämförelse av riktvärden Tabell 34. Riktvärden för klopyralid (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Riktvärde KEMI 54 MPC-värde (NL) 75 MFI (NO) 71 Det svenska riktvärdet föreslås för klopyralid. Övriga riktvärden som hittats ligger i samma storleksordning. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 54 µg/l föreslås tillämpas Diuron Diuron (DCMU, (3-(3,4-dichlorfenyl)-1,1-dimetylurea) är en herbicid som blockerar fotosyntesen i växter. Medlet introducerades i Sverige i mitten av talet för totalbekämpning av ogräs under bl.a. handelsnamnet Karmex80. Diuron förbjöds i början av 1990-talet. Det finns inga uppgifter om att diuron skulle ha hanterats vid BT Kemi. Diuron har dock påvisats mycket frekvent (>90 % av proven) i dräneringsvattnet från det norra området, men vanligtvis i låga halter (tabell 6). Även i ån är det tämligen frekvent förekommande (ca 80 %). Förekomsten inom det norra området kan möjligtvis bero på tidigare besprutning av banvallarna som gränsar mot området längs två sidor. 59 av 86

69 Jämförelse av riktvärden Tabell 35. Riktvärden för diuron (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI, Sverige MPC-värde (NL) 0,2 EU riktvärde 0,2 EQS (UK) 2 - WQG (CAN) 1,6 Ontario Det nederländska riktvärdet föreslås tillämpas för diuron då det är konservativt och EU:s MKN värde är det samma. Förslag till riktvärde Det nederländska riktvärdet på 0,2 µg/l föreslås tillämpas Fluroxipyr Fluroxipyr introducerades i Sverige i början av 1990-talet och används fortfarande i form av metylester (under bl.a. handelsnamnet Starane) för ogräsbekämpning i stråsäd, men även golfbanor och gräsvallar. Den fria syran har ej använts i Sverige. Försäljningen under 2012 uppgick till ca 50 ton. Fluroxipyr introducerades på den svenska marknaden långt efter nedläggningen av BT Kemi. Fluroxipyr har inte påvisats i dräneringsvattnet inom det norra området. I ån har det påvisats till och från (drygt 10 % av proven). Jämförelse av riktvärden Tabell 36. Riktvärden för fluroxipyr (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI 10; 20 Fri syra; Fluroxypyr-mept MPC-värde (NL) 2 Metylester och ej fri syra MFI (NO) 10 Det svenska riktvärdet föreslås tillämpas för fluroxipyr (både metyl-ester och fri syra). De låga nederländska värdet gäller också den fria syran. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 10 µg/l föreslås tillämpas. 60 av 86

70 8.2.9 Glyfosat Glyfosat ((N-(phosphonomethyl)glycine) introducerades i Sverige i mitten av mitten av 1970-talet. Det är en brett verkande herbicid, som främst dödar tvåhjärtbladiga växter. Medlet är en av de mest sålda herbiciderna i Sverige (bl. a. under handelsnamnet Roundup). Försäljningen uppgick 2012 till ca 700 ton. Det finns inga uppgifter om att glyfosat skulle ha hanterats vid BT Kemi. Dräneringsvattnet inom det norra området har inte analyserats med avseende på glyfosat, och inte heller i ån i anslutning till BT Kemi-området. Jämförelse av riktvärden Tabell 37. Riktvärden för glyfosat (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI 100 KEMI (uppdatering rapport med data Glyfosat) MPC-värde (NL) 77 RIVM, NL, 3 jan 2014.samt Risico's van Stoffen. MFI (NO) 280 Lägsta NOEC (alg) från tre trofiska nivåer, 8 tester. Australien Nya Zeeland th percentil av NOEC distribution (underlag saknas). Kanada 650 British Columbia; Skydd för akvatiskt liv, Lägsta EC20 för fisk, med AF (anges ej). (Fisk är ej så relevant för glyfosats verkningsmekanism som specifikt hämmar vissa aminonsyrors produktion i växter) Kanada 280; 65 Skydd känsliga växter, LOAEL och NOAEL med AF (se bilaga 1 för detaljer), 1993; 5:e precentilen av EC10 fördelning, ska skydda alla aspekter av akvatiskt liv i hela livscykeln (2007) Det svenska riktvärdet förslås tillämpas för glyfosat. KEMI har relativt nya data, även om de avvaktar en stor riskbedömning av EU, varför det framtagna värdet är endast preliminärt. Då data finns tillgängliga och underlag finns, så föreslås det svenska riktvärdet. Det lägsta kanadensiska värdet på 65 µg/l kan också övervägas, då det är framtaget med en statistisk fördelning av EC10 värdet och NOEC-data, vilket de kanadensiska riktlinjerna prioriterar framför kroniska riktvärden. Då dataunderlag har ej hittats, föreslås ej detta värde. De svenska och nederländska värdena och det lägsta kanadensiska värdet i Kanada är i samma storleksordning. 61 av 86

71 Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 100 µg/l förslås tillämpas AMPA AMPA (aminometylfosfonsyra) är den viktigaste nedbrytningsprodukten från glyfosat. AMPA har aldrig använts som bekämpningsmedel i Sverige. Det finns inga uppgifter om att glyfosat skulle ha hanterats vid BT Kemi. Dräneringsvattnet inom det norra området har inte analyserats med avseende på glyfosat eller AMPA, och inte heller i ån i anslutning till BT Kemi-området. Jämförelse av riktvärden Tabell 38. Riktvärden för AMPA (µg/l). Källa Riktvärde µg/l Anmärkning Riktvärde KEMI 452 KEMI 2007, 5 tester, tre trofiska nivåer MPC-värde (NL) 79,7 Tre tester, tre nivåer. RIVM report /2003 Environmental risk limits for aminomethylphosphonic acid (AMPA) T.P. Traas and C.E. Smit (RIVM, 2003) MFI (NO) 452 Det svenska riktvärdet föreslås tillämpas på AMPA, då KEMI baserar riktvärdet på senare och något fler data än Nederländerna. KEMI skriver dock att det är en preliminär bedömning då mer data väntas från EU:s riskbedömning som ej var tillgänglig när riktvärdet togs fram. Rapporten antyder en kommunikation med EU om data. Det norska värdet är exakt detsamma som KEMIs. Förslag till riktvärde Det svenska riktvärdet på 452 µg/l föreslås tillämpas. 62 av 86

72 8.3 Förslag till riktvärden I tabell 39 och tabell 41 redovisas en sammanställning av de föreslagna kroniska riktvärdena för ytvatten i Braån. Motiveringen till de valda riktvärdena redovisas under respektive ämnestabell (Tabell 10till Tabell 38). Tabell 39. Förslag till riktvärden för Braån (µg/l). BT Kemi-ämnen. Ämne Föreslagna riktvärden (µg/l) Underlag (Land) Riktvärden, Kemakta (2004) Fenoxisyror 2,4-D 4 Kanada 4 MCPA 1 Sverige 4 MCPP (mekoprop) 20 Sverige 4 2,4,5-T 9 Nederländerna 4 2,4-DP 10 Sverige 4 (diklorprop) 2,4,5-TP 36 USA 4 (fenoprop) 4-CPP 80 Eget - 2,6-DCPP 10 Eget 4 Klorkresoler 4-klor-2-40 UK 3 metylfenol 6-klor-2-3 Australien NZ 3 metylfenol Klorfenoler 2-klorfenol 35 Nederländerna 6 3-klorfenol 4 Nederländerna 6 4-klorfenol 16 Nederländerna 6 3,4-diklorfenol 1 Sverige 3 2,6-diklorfenol 0,2 Kanada 3 2,4+2,5- diklorfenol 0,2 Kanada 1 2,4,6-triklorfenol 18 Kanada 3 2,4,5-triklorfenol 2 Kanada 3 Övriga ämnen Dinoseb 0,03 Nederländerna 0,05 Av tabell 40 framgår att de föreslagna riktvärdena i flera fall är högre än Kemaktas värden, men värden för enskilda ämnen t.ex. klorfenoler ligger också lägre i många fall. Rambölls förslag till riktvärden jämförs här med Kemaktas slutliga förslag till riktvärden för Braån. Kemakta valde att tillämpa riktvärden på grupper av ämnen. Det är då naturligt att ursprungligt riktvärde eller underlag till riktvärde för vissa enskilda föreningar inom dessa grupper kan ligga högre än föreslagen nivå för gruppen som helhet. Det har också framkommit mer data sedan 2001 då Nederländerna tog fram de data som Kemakta byggde sin riskbedömning på. Nederländerna har ändrat riktvärden bl.a. genom ett arbete med att ta fram riktvärden för skydd av Rhen. 63 av 86

73 En annan anledning till att värdena skiljer sig mot Kemaktas riktvärden är att Kemakta nästan enbart använde nederländska värden, medan Ramböll i denna rapport även föreslagit värden från bl.a. Kanada bl.a. i de fall då riktvärdena bedöms bygga på större data underlag. Kanada har en vägledning för att ta fram data som är vetenskapligt underbyggd och liknar EUs vägledning. För värden från Kanada, Storbritannien och Australien har det dock ofta inte gått att hitta bakgrundsdata. Tabell 40. Förslag till riktvärden för övriga bekämpningsmedel som förekommer i Braån uppströms BT Kemi. Ämne Riktvärden för Land ytvatten (µg/l) Bentazon 36 Sverige Kvinmerak 100 Sverige Isoproturon 0,3 Sverige BAM 1000 Nederländerna Metamitron 10 Sverige Klopyralid 54 Sverige Diuron 0,2 Nederländerna Fluroxipyr 10 Sverige Glyfosat 100 Sverige AMPA 452 Sverige 64 av 86

74 9. Beräkning av halttillskott och riskkvoter 9.1 Jämförelse mellan halter i Braån och föreslagna riktvärden För att få en uppfattning av tillståndet i Braån uppströms BT Kemi-området har en jämförelse gjorts av påvisade halter i punkten Braån C (uppströms det norra området) med de riktvärden som tagits fram för fortsatt övervägande, se tabell 42. Jämförelsen har gjorts med beräknade medelvärden från analyser utförda under perioden För varje ämne har även en riskkvot beräknats genom att dividera medelhalten med det föreslagna riktvärdet. För läsbarhetens skull har endast riskkvoter redovisats för de ämnen som ger ett mätbart bidrag till den totala riskkvoten. Det är sannolikt att även andra bekämpningsmedel än de som analyserats förekommer vid Braån C. Analyser från Saxån vid Häljarp visar att AMPA och glyfosat där är de mest frekventa, och det är inte orimligt att anta att de även förekommer längre uppströms i motsvarande halter. För att kunna inkludera dessa i riskbedömningen för Braån vid BT Kemi-området har i brist på bättre underlag antagits att medelhalten vid Braån C är samma som vid Häljarp. 65 av 86

75 Tabell 41 Påvisade halter i Braån C (µg/l) (uppströms Norra området) och föreslagna riktvärden. För AMPA och glyfosat anges halter som uppmätts nedströms i Saxån vid Häljarp. Halter som ger störst bidrag till riskkvoten har markerats med gult. Ämnesgrupp/ämne Medelhalt i Braån C Föreslaget riktvärde Riskkvot Fenoxisyror 2,4-D 0,02 4 0,0040 MCPA 0,08 1 0,079 MCPP (mekoprop) 0, ,0042 2,4,5-T 0,02 9 0,0018 2,4-DP (diklorprop) 0, ,0013 2,4,5-TP (fenoprop) 0, , CPP 0, , ,6-DCPP Klorkresoler 4-klor-2-metylfenol 0, , klor-2-metylfenol Klorfenoler 2-klorfenol klorfenol klorfenol ,4-diklorfenol - 1-2,6-diklorfenol - 0,2-2,4+2,5-diklorfenol - 0,2-2,4,6-triklorfenol ,4,5-triklorfenol Övriga ämnen Dinoseb - 0,03 - Övriga bekämpningsmedel (ej BT Kemi-typiska) Bentazon 0, ,0022 Kvinmerak 0, ,0017 Isoproturon 0,04 0,3 0,14 2,6 diklorbensamid (BAM) Metamitron 0,6 10 0,059 Klopyralid 0, ,0017 Diuron 0,01 0,2 0,041 Fluroxipyr 0, ,0043 AMPA 0, ,00027 Glyfosat 0, ,00050 SUMMA RISKKVOT 0,34 Av tabellen framgår att ingen av medelhalterna överstiger de enskilda riktvärdena. Vad gäller riskkvoterna kan noteras att isoproturon har klart högst riskkvot följt av MCPA, metramitron och diuron. För dessa ämnen är föreslagna riktvärden förhållandevis mycket låga, särskilt för diuron. För diuron är beräkningen osäker 66 av 86

76 då medelhalten ligger i nivå med rapporteringsgränsen. Halterna för övriga ligger klart eller mycket klart under riktvärdena, varför riskkvoterna är låga. Det kan även konstateras att summan av riskkvoterna beräknas uppgå till 0,34, d.v.s. mindre än 1. Isopruton är det ämne som bidrar med högst andel av riskkvoten (ca 40 %). Som nämnts i kap är isoproturon sedan 2012 inte längre godkänt. Halterna och därmed riskerna av isoproturon kan därför på sikt förväntas minska. 9.2 Beräkning av halttillskott i Braån från BT Kemi-området I detta kapitel görs en beräkning av vilket halttillskott som skulle ske i Braån från BT Kemi-området under förutsättning att både det södra och norra området dräneras fullt ut via grundvatten till ån. Pumpning och avledning av dräneringsvatten utanför Braåns tillrinningsområde förutsätts således inte ske. Vidare förutsätts att ingen naturlig nedbrytning sker i jordlager och grundvatten. Mängden föroreningar som kan spridas från BT Kemiområdet till Braån kan beräknas genom att multiplicera medelhalterna inom det norra respektive det södra området med ett bedömt grundvattenflöde från respektive delområde (A NO samt A SO i Figur 5). Figur 5. Konceptuell modell för avrinning och utspädning. Grundvattenflödet bedöms i sin tur motsvaras av grundvattenbildningen inom respektive delområde, som är proportionell mot områdes storlek. Ytan för det södra området uppgår till ca 3 ha och det norra till ca 6 ha (område A so respektive A NO i Figur 5). Hur stor haltökningen i Braån blir till följd av utsläppen från BT Kemi-området beror på flödet i Braån, d.v.s. hur stor utspädningen blir. Flödet i ån motsvarar avrinningen inom avrinningsområdet uppströms BT Kemi-området, en yta om 8200 ha (område A tot i Figur 5). 67 av 86