Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen. Stöd till vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av MKN

Transkript

1 Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen Stöd till vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av MKN rapport 5799 April 2008

2 Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen Stöd till Vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av miljökvalitetsnormer NATURVÅRDSVERKET

3 Beställningar Ordertel: Orderfax: E-post: Postadress: CM-Gruppen, Box , Bromma Internet: Naturvårdsverket Tel , fax E-post: Postadress: Naturvårdsverket, SE Stockholm Internet: ISBN pdf ISSN Elektronisk publikation Naturvårdsverket 2008 Tryck: CM Gruppen AB Omslag (foto): Maria Linderoth

4 Förord Denna rapport har tagits fram som stöd till vattenmyndigheter och länsstyrelser i deras arbete med att klassificera ekologisk status och fastställa miljökvalitetsnormer enligt kraven i förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliten på vattenmiljön och Naturvårdsverkets föreskrifter (2008:1) och allmänna råd om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten. Vattenmyndigheterna ska göra en klassificering av kemisk ytvattenstatus och ekologisk status för alla vattenförekomster. När det gäller toxiska kemiska ämnen klassificeras de som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer under kemisk ytvattenstatus. Men även andra ämnen kan orsaka problem nationellt eller lokalt, dessa ska klassificeras under ekologisk status för de berörda vattenförekomsterna och kallas för särskilda förorenande ämnen. På uppdrag av Naturvårdsverket har Kemikalieinspektionen tagit fram förslag på gränsvärden för ett antal ämnen som Vattenmyndigheterna kan använda i sitt arbete med statusklassificering och fastställande av miljökvalitetsnormer för särskilda förorenande ämnen. Naturvårdsverket mars 2008 Martin Eriksson Avdelningsdirektör 3

5 4

6 Innehåll FÖRORD 3 SAMMANFATTNING 7 SUMMARY 8 FÖRKORTNINGAR OCH BEGREPP 9 1 INLEDNING 11 2 URVAL AV ÄMNEN 13 3 METODIK Allmänt Dataunderlag GV vatten GV sediment EP-GV sediment beräknat från GV vatten GV biota GV dricksvatten Val av övergripande GV Källor 19 4 FÖRESLAGNA GRÄNSVÄRDEN 20 5 METALLER Krom Zink Koppar 32 6 VÄXTSKYDDSMEDEL Aklonifen Bentazon Cyanazin Diklorprop Diflufenikan Dimetoat Fenpropimorf Glyfosat Kloridazon MCPA Mekoprop & Mekoprop-p Metamitron Metribuzin 44 5

7 6.14 Metsulfuronmetyl Pirimikarb Tifensulfuronmetyl Sulfosulfuron Tribenuronmetyl Källor 47 7 BIOCIDER Bronopol Irgarol ÖVRIGA ÄMNEN Triclosan C kloralkaner, MCCP PCBer, dioxiner och furaner Perfluorooktansulfonat Hexabromcyklododekan Bisfenol-A Nonylfenoletoxilater 71 BILAGA 1 73 Riktvärdesberäkningar - växtskyddsmedel 73 6

8 Sammanfattning Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige. Gränsvärden föreslås för sammanlagt 31 olika ämnen eller ämnesgrupper (3 metaller, 2 biocider, 18 växtskyddsmedel och 8 övriga ämnen). För varje ämne har ett gränsvärde tagits fram för en eller flera av följande kategorier beroende på möjlighet och relevans: inlandsvatten, andra vatten (kust, hav och vatten i övergångszon), sediment och biota. I vissa fall har även ett indikativt gränsvärde för sediment baserat på gränsvärdet för vatten beräknats. Beräkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är utförd enligt de krav som är angivna i ramdirektivet för vatten. Gränsvärdena har fastställts utifrån data som redan tidigare blivit kritiskt granskad. Granskningen har skett under riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har gränsvärdena fastställts utifrån de ekotoxikologiska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden. Ämnena som det här föreslås gränsvärden för har valts ut utifrån följande underlag: Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande organismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över riktvärden/gränsvärden där sådana är satta. Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella miljöövervakningen. Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM. Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande sammanhang i våra grannländer. 7

9 Summary To support the regional Water Authorities when performing the classification for specific pollutants the Swedish Chemical Agency, by order of the Swedish Environmental Agency, has derived proposals for environmental quality standards (EQS) for a number of pollutants that may be problematic in certain parts of Sweden. EQS are proposed for 32 different pollutants and groups of pollutants (3 metals, 2 biocides, 18 plant protection products and 8 other pollutants). For each pollutant EQS have been derived for one or more of the following categories depending on possibility and relevance: inland waters, other waters (coastal, marine and transitional waters), sediment and biota. In some cases also an indicative EQS for sediment based on the EQS for water has been calculated. The calculations of EQS are performed according to the requirements in the Water Framework Directive. The EQS are derived from data all ready critically rewied according to Council regulation (EEC) No 793/93 on the evaluation and control of the risks of existing substances, according to Council Directive 91/414/EEC concerning the placing of plant protection products on the market or according to other risk assessments or guidelines developed by authorities och organisiations (OECD, the Canadian and the Danish EPA). For biocides the EQS have been developed acording to the ecotoxicological hazard assessments made at the Swedish Chemical Agency before a product is reliased on the Swedish market. The following material has been used to select which pollutants to develop proposed EQS for: Pollutants with inherent properties that can couse damage on water living organisms or predators or humans that feed on water living organisms. Pollutants detected through monitoring in concentrations abow EQS or guide values where available. Results from the national screening activity of pollutants in the environment. Priority list from HELCOM. Information on which pollutants neighbouring countries have developed EQS for 8

10 Förkortningar och begrepp ADI AF AVS BCF BLM BMF C susp DAR DOC EC EP EPA EU GV HBCD KemI K oc K ow Kp SPM Kp SPM-vatten LC LOEC MCCP MCPA NOAEL NOEC OECD PCB PFOS PNEC RAR Acceptable daily intake; acceptabelt dagligt intag Assessment factor; säkerhetsfaktor Acid volatile sulphide; sulfider i sediment som bl.a. binder katjoner av metaller Bioconcentration factor; biokoncentrationsfaktor Biotic ligand model; modelltyp som utarbetats inom riskbedömningarna av metaller för att förutsäga hur metallers toxicitet varierar med de vattenkemiska förhållandena Biomagnification factor; biomagnifikationsfaktor Koncentration av suspenderat material Draft Assessment Report; utkast till riskbedömningsrapport för växtskyddsmedel utförd i enlighet med Rådets direktiv 91/414/EEG Dissolved organic carbon; löst organiskt kol Effective concentration; effektkoncentration Equilibrium partitioning; jämviktsfördelning Environmental Protection Agency; myndighet motsvarande Naturvårdsverket European Union; Europeiska unionen Föreslaget gränsvärde Hexabromcyklododekan Kemikalieinspektionen Fördelningskoefficienten till organiskt kol Fördelningskoefficienten oktanol-vatten Fördelningskoefficienten mellan partiklar och vatten i SPM Fördelningskoefficienten mellan SPM och vatten Lethal concentration; dödlig koncentration Lowest observed effect concentration; den lägsta testkoncentration vid vilken effekter observerats Medium chained chlorinated paraffins; kloralkaner med kolkedja på kol (4-klor-2-metylfenoxi)ättiksyra No observed adverse effect level; den högsta testdos då inga negativa effekter observerats No observed effect concentration; den högsta testkoncentration då inga negativa effekter observerats Organisation for economic co-operation and development Polychlorinated biphenyl; polyklorerad bifenyl Perfluorooctane sulphonate; perfluoroktansulfonat Predicted no effect concentration; den beräknade koncentration av ett ämne då inga negativa effekter förväntas uppträda Risk assessment report; riskbedömningsrapport 9

11 RHO solid SEM SPM SSD TDI TEF TEQ TGD TOC WHO Partikeldensitet Simultaneously extracted metals; metalljoner som extraheras ur sediment samtidigt med AVS (se ovan) Suspended particulate matter; suspenderat partikulärt material Species sensitivity distribution; statistisk frekvensfördelning, statistisk metod som används för PNEC-bestämning för datarika ämnen Tolerable daily intake; tolerabelt dagligt intag Toxic equivalent factor; toxisk ekvivalent Toxic equivalent quotient; total toxisk ekvivalent Technical guidance document; tekniskt vägledningsdokument som används vid riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG Total organic carbon, total halt organiskt kol World health organisation, Världshälsoorganisationen 10

12 1 Inledning Toxiska kemiska ämnen i vattenmiljön tas omhand inom förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön och EGs ramdirektiv för vatten i två kategorier. De ämnen som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer (MKN) (framförallt de prioriterade ämnena men också ytterligare ett antal ämnen som regleras i EG-direktiven om fiskevatten och skaldjur) ingår i klassificeringen av kemisk ytvattenstatus. Utöver dessa ska vid klassificeringen av ekologisk status, som en av de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna, särskilda förorenande ämnen klassificeras. Vilka ämnen detta är kan variera mellan vattenförekomster beroende på olika typ av påverkan. I bilaga V i Ramdirektivet för vatten anges att de ämnen som ska bedömas är de förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd i vattenförekomsten. Det är vattenmyndigheterna som har i uppdrag att bedöma vilka ämnen som släpps ut i betydande mängd samt att klassificera status och fastställa miljökvalitetsnormer för dessa ämnen. Naturvårdsverket har i sina föreskrifter och allmänna råd om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (NFS 2008:1) reglerat hur detta ska göras. Mer vägledning finns också i Naturvårdsverkets handbok Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon (2007:4). Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige. Beräkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är, så långt det varit möjligt, utförd enligt de principer och metoder som accepterats på EU-nivå beträffande beräkning av gränsvärden för de prioriterade ämnena. Metoden stämmer även överens med de krav som anges i ramdirektivet för vatten för framtagande av gränsvärden för särskilda förorenande ämnen. Detta innebär att gränsvärden tagits fram för vatten och sediment baserat på ekotoxikologiska effektstudier på olika trofinivåer. Gränsvärden har också tagits fram för människor eller rovdjur som äter föda från vattenmiljön med orala labstudier som utgångspunkt. Metoderna är inte heltäckande och t.ex. tas inte hänsyn till eventuella additativa eller synergistiska effekter även om brister i dataunderlag har korrigerats med säkerhetsfaktorer. På grund av detta kan man inte garantera att det inte kommer att uppstå effekter på biota till följd av exponering av farliga ämnen trots att inga gränsvärden är överskridna. Sådana effekter bör dock upptäckas genom att de biologiska kvalitetsfaktorerna alltid ska bedömas. Om biologin visar på en påverkan klassificeras vattenförekomsten i måttlig eller sämre status även om fysikalisk-kemisk status är god. De parametrar som i dag bedöms för de biologiska kvalitetsfaktorerna visar inte specifikt på en toxisk påverkan utan ger tydligare respons på närings-, eller surhetsstress eller på hydromorfologisk påverkan. Detta kan dock utvecklas framöver så att man tar fram parametrar som tydligare svarar på en toxisk påverkan. 11

13 Arbetet med att ta fram gränsvärden för de särskilda förorenande ämnena har främst utförts mellan 1 januari och 31 mars 2007, men vissa uppdateringar har också gjorts under hösten

14 2 Urval av ämnen Efter en mindre cirkulation till representanter för vattenmyndigheterna och länsstyrelserna har ämnena, som det här föreslås gränsvärden för, valts ut av Naturvårdsverket i samarbete med KemI utifrån följande underlag: Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande organismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över riktvärden/gränsvärden där sådana är satta. Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella miljöövervakningen. Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM. Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande sammanhang i våra grannländer. 13

15 3 Metodik 3.1 Allmänt De föreslagna gränsvärdena (GV) har så långt det varit möjligt beräknats enligt de principer och metoder som man på EU-nivå använt sig av för att beräkna miljökvalitetsnormer för de prioriterade ämnena, identifierade i Europaparlamentets och rådets beslut 2455/2001/EG. Manualen, med dessa principer, Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC), nedan kallad EQS-manualen, grundar sig till stor del på de vägledningsdokument (Technical Guidance Document, TGD) som arbetats fram i samband med riskbedömningen av nya och existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG och riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG. En kortfattad beskrivning av denna metodik följer nedan. 3.2 Dataunderlag Tidsramarna för projektet har inte medgivit en kritisk granskning av originalstudier (utom i undantagsfall), utan GV har fastställts utifrån data som redan blivit kritiskt granskade. Denna granskning har skett under riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har GV fastställts utifrån de ekotoxikologiska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden. 3.3 GV vatten Föreslagna GV vatten grundar sig på toxicitetsdata från laboratorietest. Datasetet bör bestå av minst tre NOEC-värden (No Observed Effect Concentration) från studier med vattenlevande arter som representerar olika trofinivåer, vanligtvis alg, kräftdjur och fisk. Om datasetet uppfyller dessa krav beräknas PNEC (Predicted No- Effect Concentration) genom att det lägsta NOEC-värdet delas med en säkerhetsfaktor (AF) på 10. En högre säkerhetsfaktor används om kvaliteten och kvantiteten av data är lägre, se tabell 1 och EQS-manualen. GV vatten = PNEC vatten = NOEC min /AF För mer omfångsrika dataset, både vad gäller antal arter och antal representerade taxonomiska grupper, kan samtliga NOEC-värden användas för att ta fram ett PNEC med en statistisk metod. Metoden bygger på att arters känslighet för ett 14

16 ämne kan beskrivas som en statistisk frekvensfördelning (SSD). Genom att beräkna den 5:e percentilen (HC5) av frekvensfördelningen kan den koncentration av ämnet fastställas, som kan anses säker för 95 % av alla arter. PNEC beräknas genom att detta värde delas med en säkerhetsfaktor på 1-5, utifrån datasetets kvalitet och kvantitet. För utförligare beskrivning se EQS-manualen. Tabell 1. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor för beräkning av PNEC vatten. Tillgängliga data Säkerhetsfaktor Åtminstone ett akut L(E)C 50 -värde för varje trofinivå Ett kroniskt NOEC-värde (fisk eller Daphnia) 100 Två kroniska NOEC för arter som representerar två trofinivåer (fisk 50 och/eller Daphnia och/eller alger) Kroniska NOEC för åtminstone tre arter (oftast fisk, Daphnia och 10 alger) som representerar tre trofinivåer SSD 1-5 Andra typer av studier, t.ex. mesokosm- och fältstudier från fall till fall Eftersom artdiversiteten är högre, och därmed förmodligen även spridningen i känslighet, i saltvatten än sötvatten tillkommer vanligtvis ytterligare en säkerhetsfaktor, AF=10, när toxicitetsresultat som tagits fram för sötvattensarter används för att beräkna PNEC för andra ytvatten (kust, hav och vatten i övergångszon). Om det finns toxicitetsdata som indikerar att marina arter inte är känsligare än sötvattensarter behöver ingen ytterligare säkerhetsfaktor användas. GV vatten avser årsgenomsnittet för ämnet. För att bestämma en norm för tillfälliga koncentrationstoppar utgår man ifrån akutdata och en AF= GV sediment GV sediment beräknas för ämnen med Log Kp SPM-vatten 3 eller som av annan anledning förväntas ackumuleras i sediment. Beräkningen av GV sediment utgår ifrån NOEC-värden som fastställts vid toxicitetstestning med sedimentlevande organismer. Även här tillämpas olika säkerhetsfaktorer för att bestämma PNEC, beroende på datasetets kvalitet, se EQS-manualen och tabell 2. GV sediment = PNEC sediment =NOEC min /AF Tabell 2. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor vid beräkning av PNEC sediment. Tillgängliga data Säkerhetsfaktor Ett kroniskt NOEC-värde 100 Två kroniska NOEC för arter som representerar olika livs- och 50 födostrategier Kroniska NOEC för åtminstone tre arter som representerar olika 10 livs- och födostrategier 15

17 För att GV sediment ska kunna jämföras med GV vatten kan ett GV vatten_sediment räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik (equilibrium partitioning, EP) enligt formeln nedan. Detta förutsätter att uppgifter finns om fördelningskoefficienten Kp SPM-vatten. För organiska ämnen kan fördelningskoefficienten också uppskattas utifrån ämnets K oc -värde (se TGD). GV vatten_sediment = GV sediment_våtvikt /((Kp SPM-vatten /densitet SPM) * 1000) Densitet SPM = 1150 kg/m 3 Kp SPM-vatten =f solid (0,1) * (Kp SPM /1000) * RHO solid Kp SPM = f oc (0,1) * K oc RHO solid = 2500 kg/m 3 F oc = fraktion organiskt kol F solid = fraktion partiklar 1000 = omvandlingsfaktor m 3 /kg till l/kg 3.5 EP-GV sediment beräknat från GV vatten Om toxicitetsdata saknas för sedimentlevande organismer kan med jämviktsfördelningsmetodik ett indikativt värde på GV sediment, EP-GV sediment, beräknas utifrån GV vatten. EP-GV sediment kan också användas om man vill använda sig av sediment som provtagningsmatris för att uppskatta halten av ett ämne i vatten. Om ämnet har ett Log K ow > 5 måste även andra exponeringsvägar än vatten, t.ex. födoexponering beaktas, detta görs genom att en faktor 0,1 inkluderas i ekvationen nedan. EP-GV sediment_.våtvikt (mg/kg) = (Kp SPM-vatten /densitet SPM) * 1000 * GV vatten (mg/l) (* 0,1 (om LogK ow > 5)) Densitet SPM = 1150 kg/m 3 Kp SPM-vatten =f solid (0,1) * (Kp SPM /1000) * RHO solid Kp SPM =f oc (0,1) * K oc RHO solid = 2500 kg/m 3 F oc = fraktion organiskt kol F solid = fraktion partiklar 1000 = omvandlingsfaktor m 3 /kg till l/kg Det beräknade EP-GV sediment är starkt beroende av valet av fördelningskoefficient och andelen organiskt kol är det som är mest avgörande för adsorptionen av organiskt material till sediment. Istället för att använda standardvärden som i beräkningarna ovan bör man därför mäta andelen organiskt kol och räkna fram en platsspecifik fördelningskoefficient och därmed EP-GV sediment. De EP-GV sediment som redovisas i tabell 7 ska därför bara ses som indikativa. En överträdelse av dessa värden tyder på att ämnet behöver undersökas vidare till exempel genom en mätning i vatten. Uträkningarna redovisas inte för de bekämpningsmedel som inte förväntas anrikas i sediment. 16

18 3.6 GV biota Sekundärförgiftning av predatorer beaktas om biokoncentrationsfaktorn (BCF) för ett ämne är över 100. Sekundärförgiftning av människa beaktas när ämnet är klassificerat som cancerogent, mutagent eller reproduktionstoxiskt i kategori I-III, (R40, R45, R46 eller R60-R64), eller om ämnet har ett BCF-värde över 100, BMF över 1 eller Log K ow >3 samt är klassificerat som skadligt eller giftigt vid oralt intag eller kontakt med huden (R21, R22, R24, R25, R27 eller R28), eller misstänks orsaka allvarliga hälsoskadliga effekter vid långvarig användning (R48). För att bestämma ett GV biota_pred med syfte att skydda predatorer från sekundärförgiftning krävs en oral, helst kronisk, studie med antingen fågel eller däggdjur. En säkerhetsfaktor för att omvandla NOEC till PNEC väljs enligt tabell 3 utifrån studiens längd och vilka levnadsstadier man studerat. GV biota_pred = PNEC oral = NOEC min /AF Tabell 3. Val av säkerhetsfaktor för beräkning av PNEC oral. Typ av oral studie Studiens längd Säkerhetsfaktor LC 50 fågel 5 dagar 3000 NOEC fågel Kronisk 30 NOEC däggdjur 28 dagar 90 dagar Kronisk Ofta uttrycks resultaten av dessa test som den dos (mg/kg kroppsvikt*dag) som inte gett några effekter, NOAEL. NOAEL-värden kan omvandlas till NOEC-värden med hjälp av omvandlingsfaktorerna i tabell 4. Tabell 4. Omvandlingsfaktorer från NOAEL till NOEC. Art Omvandlingsfaktor Canis domesticus 40 Macaca sp. 20 Microtus sp. 8,3 Mus musculus 8,3 Oryctolagus cuniculus 33,3 Rattus norvegicus (> 6 veckor) 20 Rattus norvegicus (> 6 veckor) 10 Gallus domesticus 8 NOAEL, ADI, TDI värden som har identifierats i hälsodelen av riskbedömningarna under Rådets förordning 793/93/EEG eller Rådets direktiv 91/414/EEG används som utgångspunkt för att beräkna ett GV biota_human. Dessa värden härrör vanligtvis från studier av upprepad dos, oral toxicitet, reproduktionsstudier eller carcinogenicitetsstudier. Motsvarande värden fastställda av WHO eller liknande internationellt erkända organ kan också användas som utgångspunkt för att beräkna ett 17

19 GV biota_human. Vanligtvis används en säkerhetsfaktor på 100 för att beräkna ett TDI för människa utifrån ett relevant NOAEL, men den kan även bli högre. Maximalt 10 % av fastställt TDI får komma från intag av fisk, därav faktorn 0,1 i formeln nedan. GV biota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) För att kunna jämföra GV biota med GV vatten kan en surrogatstandard för vatten, GV vatten_biota, beräknas utifrån ämnets bioackumulationsförmåga enligt följande formel. GV vatten_biota = GV biota /(BCF*BMF 1 (*BMF 2, gäller marina näringsvävar)) I ideala fall baseras BMF-värdena på uppmätta data men om sådana data inte finns tillgängliga kan TGDs standardvärden användas (Tabell 5). I första hand väljs BMF utifrån ett uppmätt BCF-värde, i andra hand från ämnets Log K ow. Tabell 5. Standard BMF för organiska ämnen. Ämnets Log Kow BCF (fisk) BMF 1 BMF 2 < 4,5 < ,5 - < > > > 9 < GV dricksvatten Om det för ett ämne finns ett lagstiftat gränsvärde för dricksvatten i Rådets direktiv 75/440/EEG antas det som GV dricksvatten, i annat fall räknas ett provisoriskt värde för dricksvatten ut enligt formeln nedan. Max 10 % av TDI får uppnås genom vattenintag. GV dricksvatten = 0,1 * tröskelvärde * kroppsvikt/ dricksvattenintag Tröskelvärde = TDI, ADI eller motsvarande uttryckt i mg/kg kroppsvikt per dag Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dricksvattenintag = 2 l 18

20 3.8 Val av övergripande GV Om GV vatten är lägre än GV vatten_sediment och GV vatten_biota så bedöms detta värde som tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer samt predatorer och människa från sekundärförgiftning. Om så inte är fallet krävs ytterligare skydd för dessa grupper, antingen genom att GV vatten sänks eller att separata GV införs för sediment och/eller biota. Föreslagna gränsvärden sammanfattas i tabell 6 & 7. I tabell 8 redovisas ämnenas EP-GV sediment. 3.9 Källor 1) ECB (2003) Technical Guidance Document (TGD) on Risk Assessment in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the Placing of Biocidal Products on the Market. Part II: Environmental Risk Assessment Dokumentet finns tillgängligt på Internet: 2) Fraunhofer-Institute, Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC). 19

21 4 Föreslagna gränsvärden Tabell 6. Föreslagna GV vatten (inlandsvatten)och GV andra_ytvatten (kustvatten, vatten i övergångszon och marint vatten). Om GV vatten saknas, redovisas även separata GV sediment eller GV biota i tabell 7. Substans GV vatten (μg/l) GV andra_ytvatten (μg/l) Krom Zink 1,2 8 vid hårdhet > 24 mg CaCO 3 /l 3 vid hårdhet < 24 mg CaCO 3 /l Koppar Bronopol 0,7 0,3 Irgarol - 0,003 Triclosan 0,05 0,005 MCCP 1 0,2 Icke-dioxinlika PCBer - - Dioxinlika PCBer, dioxiner - - och furaner PFOS 30 3 HBCD 0,3 0,03 Bisfenol A 1,5 0,15 Nonylfenoletoxilater 3 0,3 NP-TEQ 0,3 NP-TEQ Aklonifen 0,2 - Bentazon 30 - Cyanazin 1 - Diflufenikan 0,005 - Diklorprop 10 - Dimetoat 0,7 - Fenpropimorf 0,2 - Glyfosat Kloridazon 10 - MCPA 1 - Mekoprop & Mekoprop p 20 - Metamitron 10 - Metribuzin 0,08 - Metsulfuronmetyl 0,02 - Pirimikarb 0,09 - Sulfusulfuron 0,05 - Tifensulfuronmetyl 0,05 - Tribenuronmetyl 0,1-1 För metaller avser gränsvärdet den lösta delen metall d.v.s. koncentrationen i den fas som erhålls efter filtrering genom ett 0,45 μm filter. Vid utvärdering av övervakningsdata mot de nedan angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området. 8 20

22 2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd vattendraget utöver bakgrundshalter. 3 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP- TEQ). Tabell 7. GV sediment och/eller GV biota föreslås som kompletterande GV för de ämnen då GV vatten inte är tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer och/eller människa och/eller predatorer från sekundärförgiftning. Substans MCCP Icke-dioxinlika PCBer Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner GV sediment GV biota (torrvikt) (våtvikt) 20 mg/kg (sötvatten) - 5 mg/kg (marin) 30 μg total-pcb/kg (sötvatten) 0,1 mg/kg PCB μg total-pcb/kg (marin) 0,9 ng TEQ fisk /kg 8 pg TEQ däggdjur /g 2 PFOS - 0,006 mg/kg HBCD 0,9 mg/kg 1,5 mg/kg 1 Gränsvärde i Sverige för fisk för humankonsumtion (LIVSFS 1993:36) 2 Gränsvärde i EU för fisk för humankonsumtion (Förordning EG 1881/2006) 21

23 Tabell 8. Indikativa GV sediment, EP-GV sediment, som har beräknats med jämviktsfördelningsmetodik utifrån ämnenas GV vatten. Substans Krom 1 0,7-7 Zink 2,3 860 EP-GV sediment (mg/kg) torrvikt Koppar - Bronopol 0,0007 Irgarol 0,0002-0,0008 Triclosan 0,2 MCCP - Icke-dioxinlika PCBer - Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner - PFOS - HBCD - Bisfenol A 0,1 Nonylfenoletoxilater 4 0,2 NP-TEQ Aklonifen 0,1 Bentazon 0,04 Cyanazin 0,007 Diflufenikan 0,0009 Diklorprop 0,04 Dimetoat 0,001 Fenpropimorf 0,06 Glyfosat 180 Kloridazon 0,2 MCPA 0,08 Mekoprop och mekoprop-p 0,04 Metamitron - Metribuzin 0,0008 Metsulfuronmetyl 0, Pirimikarb 0,0004 Sulfusulfuron 0,00003 Tifensulfuronmetyl 0,00007 Tribenuronmetyl 0, Gäller neutral och alkalisk miljö respektive sur miljö. 2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd sedimentet utöver bakgrundshalter. 3 PNEC har utifrån labstudier bestämts till 49 mg/kg torrvikt, det finns därför anledning att befara risk för sedimentlevande organismer under det angivna EP-GV sediment. 4 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP- TEQ). 22

24 5 Metaller Metaller är naturligt förekommande ämnen, vilket man måste ta hänsyn till vid gränsvärdesberäkningen. I de pågående och slutförda riskbedömningar av metaller som har genomförts enligt Rådets förordning 793/93/EEG har man använt sig av två olika tillvägagångssätt. Det första tillvägagångssättet bygger på antagandet att det är den totala halten löst metall som är av betydelse för metallens toxicitet. Den uppmätta halten av metallen jämförs då direkt med det gränsvärde som är framtaget baserat på totalhalter av metallen. Det andra tillvägagångssättet bygger istället på antagandet att arterna i ett ekosystem är anpassade till bakgrundskoncentrationen av metaller i den miljö de lever i, och att det således inte är den absoluta koncentrationen av en metall som har betydelse för dess toxicitet, utan enbart den av människan tillförda mängden, detta koncept benämns adderad risk. I detta fall ska bakgrundshalten av metallen dras ifrån den uppmätta halten innan jämförelse mot gränsvärde görs. Gränsvärdet är då framtaget baserat på den adderade mängden metall i toxicitetsstudier (totalhalt-bakgrundskoncentration). Metallers toxicitet är beroende av deras biotillgänglighet. Biotillgängligheten är beroende av i vilken form metallerna finns i vattnet; metallerna kan t.ex. vara adsorberade till partiklar, eller ingå i lösta men inte biotillgängliga komplex. Biotillgängligheten är också beroende av koncentrationen av konkurrerande katjoner, vattnets ph, hårdhet, salinitet och innehåll av löst organiskt kol. Tidigare har man ofta mätt den totala koncentrationen av metaller i vatten, i riskbedömningarna har man istället använts sig av den lösta delen, för att få en bättre uppskattning av biotillgängligheten. I praktiken definieras den lösta delen av en metall som den del som mäts i ett vattenprov som passerat ett 0,45 μm filter. De Biotic Ligand Models (BLM) som är under utveckling under riskbedömningen av metaller enligt Rådets förordning 793/93/EEG, utgör ytterligare ett steg mot en bättre uppskattning av biotillgängligheten av metaller. Dessa modeller beräknar andelen biotillgänglig metall i ett specifikt vattendrag under förutsättning att man också har uppgifter om relevanta vattenkemiska variabler som ph, hårdhet, alkalinitet, DOC osv. I den mån en sådan modell har utvecklats och validerats för en specifik metall kan den användas för att ersätta det nedan föreslagna gränsvärdet med ett platsspecifikt gränsvärde. BLM-modellerna för zink och koppar beskrivs kortfattat i respektive ämnesavsnitt och mer utförligt i respektive riskbedömning. Vid utvärdering av övervakningsdata mot de nedan angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området. Den naturliga halten i vatten kan för de flesta metaller bedömas med acceptabel noggrannhet utifrån analyser från uppströmspunkter eller närbelägna vattenområden som är opåverkade av lokala utsläpp och inte är försurade. Om sådana analysvärden inte finns kan schablonvärden på bakgrundshalter användas, se Naturvårdsverkets rapport Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag, tabell 24, delvis återgiven som tabell 9 nedan. Man får dock ha i minnet att bakgrundshalterna kan variera markant beroende på de lokala förutsättningarna. 23

25 Tabell 9. Jämförvärden för regionala bakgrundshalter och naturliga, ursprungliga halter i olika typer av svenska vatten, opåverkade av lokala utsläpp och försurning (ph >6,0). Naturliga, ursprungliga halter i vatten är uppskattade utifrån nuvarande halter i norra Sverige. Motsvarande halter i sediment har bedömts utifrån analyser av djupare sedimentlager. Med N Sverige avses områden fr.o.m. Dalälven och norrut. Mindre vattendrag definieras som rinnande vatten med avrinningsområden upp till några kvadratkilometer. Cu Zn Cd Pb Cr Ni Co As V Hg Vattendrag, större (µg/l) N Sverige 0,9 2,9 0,005 0,12 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,002 S Sverige 1,3 4,3 0,014 0,32 0,4 1,0 0,13 0,4 0,4 0,004 Slättlandsåar 1,9 5,7 0,016 0,38 0,8 2,7 0,35 0,6 0,8 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 1 3 0,003 0,05 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,001 Vattendrag, mindre (µg/l) N Sverige 0,3 0,9 0,003 0,04 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,002 *S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,002 0,02 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,001 Sjöar (µg/l) N Sverige 0,3 0,9 0,009 0,11 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,002 S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,005 0,05 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,001 Sediment (mg/kg ts) N Sverige , ,13 S Sverige , ,16 Naturlig, ursprunglig halt , ,08 *Data saknas från icke försurningspåverkade vattendrag. Därför används samma värden som för södra Sveriges sjöar. Källa 1) Naturvårdsverket Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag, Naturvårdsverket Rapport

26 5.1 Krom Ämne: Krom CAS nr: ; ; ; ; Vattenlöslighet: Kp SPM-vatten : g/l krom(vi) 500 m 3 /m 3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m 3 /m 3 (sur miljö) krom (III) m 3 /m 3 (neutral/alkalisk miljö); 7500 m 3 /m 3 (sur miljö) Sammanfattning Övergripande GV vatten föreslås till 3 µg/l för krom. Normen avser den totala halten löst krom, d.v.s. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter Toxicitet för vattenlevande organismer I EU:s riskbedömning redovisas ett relativt omfattande dataset gällande toxiciteten av krom(vi). Det lägsta NOEC-värdet är fastställt till 4,7 μg/l för kräftdjur (Cerodaphnia dubia, 7 d). För fisk är lägsta NOEC fastställt till 10 μg/l (Salvelinus fontinalis, 8 mån) och för alg till 10 μg/l (Selenastrum capricornutum, 72 h, EC 10 ). Data finns från tre trofinivåer och PNEC kan beräknas på traditionellt sätt med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet. GV vatten (Cr VI, AF) = 0,47 μg/l Eftersom det finns tillräckligt med data för att beräkna PNEC med statistisk frekvensfördelningsmetodik föredras detta i riskbedömningen. HC 5 är 10,2 µg/l, med en AF=3, blir PNEC då istället 3,4 μg/l. GV vatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l Krom(VI) omvandlas till krom(iii) under vissa förhållanden. Lägsta NOEC för krom (III) är fastställt till för fisk 50 μg/l (Oncorhynchus mykiss, early life stage test ), för kräftdjur till 47 μg/l (Daphnia magna) och till >2 mg/l för alger (Chlorella pyrenoidosa). Data finns från tre trofinivåer och PNEC beräknas med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet eftersom det inte finns tillräckligt med data för att använda statistisk frekvensfördelningsmetodik. GV vatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l Kroms (VI) akuta giftighet är högst för kräftdjur med ett EC 50 -värde på 30 μg/l (C. dubia, 48 h). För alger är den akuta toxiciteten högst för Chlorella vulgaris (IC 50 = 0,47 mg/l, tillväxt) och för fisk för Oncorhynchus mykiss (LC 50 = 13 mg/l, 48h). För skydd mot tillfälliga utsläppstoppar används akutdata och en AF=

27 GV topp = 0,3 μg/l Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det förmodligen skulle bli för konservativt. Den akuta toxiciteten av krom har testats i ett betydande antal studier, och det är troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GV topp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GV topp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,3 µg/l (en preliminär analys indikerar ett värde runt 10 µg/l). Kroms biotillgänglighet och toxicitet är beroende av faktorer som ph, hårdhet, salinitet och temperatur, men det finns ännu inte tillräckligt många studier för att man ska kunna identifiera och ta hänsyn till eventuella samband. Kroms(VI) toxicitet för algen Thalassiosira pseudonana har testats i brackvatten (EC 50 0,341 mg/l), för marina kräftdjur är lägsta LC 50 2,03 mg/l (Mysidopsis bahia) och för fisk 21,4 mg/l (Cyprinodon variegatus). Akuttoxicitetsdata finns också från andra marina taxonomiska grupper, som mollusker (Crassostrea gigas, EC 50, 4,54 mg/l), polychaeter (Neanthes arenaceodentata, LC 50, 1,63 mg/l) och rotiferer (Branchionus plicatilis, LC 50, 51,6 mg/l) Kroms toxiska verkan verkar minska i marina vatten; tester med sötvattensarter ger lägre EC 50 -värden än tester med marina arter. Marina arter som testats i sötvatten verkar dock vara lika känsliga som sötvattensarter. Ingen ytterligare säkerhetsfaktor bedöms därför behövas för bestämning av GV andra_ytvatten. GV vatten (Cr VI, SSD) = GV andra_ytvatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l GV vatten (Cr III, AF) = GV andra_ytvatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns inte tillräckligt med studier för att ta fram ett PNEC för sedimentlevande organismer baserat på experimentella data. Enligt TGD så kan man uppskatta sedimenttoxiciteten utifrån toxiciteten för vattenlevande organismer med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik. Eftersom krom(vi) i stor utsträckning reduceras till krom(iii) i sediment bör man räkna ut ett gränsvärde för sediment för både krom(vi) och krom(iii). EP-GV sed_våtvikt (mg/kg) = (Kp SPM-vatten /densitet SPM) * 1000 * GV vatten Krom (VI) EP-GV sed_våtvikt = 1,5 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 6,9 mg/kg torrvikt) EP-GV sed_våtvikt = 0,15 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 0,69 mg/kg torrvikt) Krom (III) EP-GV sed_våtvikt = 31 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 143 mg/kg torrvikt) EP-GV sed_våtvikt = 307 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 1426 mg/kg torrvikt) 26

28 Densitet SPM = 1150 kg/m 3 Kp SPM-vatten = krom(vi) 500 m 3 /m 3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m 3 /m 3 (sur miljö) Kp SPM-vatten = krom (III) m 3 /m 3 (neutral/alkalisk miljö); 7500 m 3 /m 3 (sur miljö) Sekundärförgiftning predatorer Eftersom BCF är under 100 är inte kriterierna uppfyllda för att beräkna ett gränsvärde för skydd av sekundärförgiftning av predatorer Sekundärförgiftning människa PNEC oral har bestämts utifrån 90-dagarsstudie på råtta där ett NOAEL-värde på 7 mg krom(vi)/kg kroppsvikt/dag fastställdes. Vid högre doser observerades testikelförändringar. En AF =100 används för extrapolering från djur till människa och PNEC oral eller TDI blir 0,07 mg/kg/dag. GV biota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk = 4,3 mg/kg biota GV vatten_biota_human = GV biota_human /BCF = 4,3 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) BCF = ca Dricksvatten Halten av krom i ytvatten avsett för dricksvattenuttag är reglerat i Rådets direktiv 75/440/EEG till 0,05 mg/l (A1, I, totalt) Källor 1) ECB European Union Risk Assessment Report on Chromium Trioxide, Sodium Chromate, Sodium Dichromate, Ammonium Dichromate and Potassium Dichromate. Final report, Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): 27

29 5.2 Zink Ämne: Zink CAS nr: Kp SPM : l/kg Sammanfattning Övergripande GV vatten för zink föreslås till 8 μg/l för vatten med en hårdhetsgrad över 24 mg CaCO 3 /l. För vatten med lägre hårdhetsgrad föreslås GV mjukt_vatten till 3 μg/l. De föreslagna normerna gäller för den lösta delen zink dvs. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter. Gränsvärdena bygger på konceptet adderad risk; d.v.s. de gäller för zink som tillförts vattendraget utöver naturliga bakgrundsnivåer. Om istället lokala bakgrundshalter adderas till dessa värden får man ett GV för zink som i likhet med GV för krom och koppar grundar sig på den totala halten löst metall i vattnet Toxicitet för vattenlevande organismer I riskbedömningsrapporten för zink finns det tillräckligt många NOEC-värden för att bestämma PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelningsmetodik (SSD), både för söt- och saltvattensarter. Eftersom studierna med marina arter inte är lika noggrant granskade har PNEC sötvatten använts även för marina scenarion. En AF=2 används för att beräkna PNEC utifrån resultatet av SSDn (HC 5 = 15,6 µg/l). De i SSDn ingående testresultaten kom från studier som uppfyllde vissa normalkriterier vad gällde abiotiska faktorer som hårdhet ( mg CaCO 3 /l), ph (6-9) och bakgrundskoncentration (minimum 1 μg/l). GV vatten (SSD) = 7,8 μg/l (hårdhet > 24 mg/l CaCO 3 ) Eftersom särskilt mjuka vatten inte var representerade bland de studier som användes för bestämning av PNEC och eftersom zinks toxicitet förväntas vara högre vid lägre hårdhetsgrad gjordes en särskild studie där PNEC add_mjuktvatten bestämdes. Skillnaden i toxicitet, kallad water effect ratio, i ett vatten med en hårdhet på 6-8 mg CaCO 3 /l och ett vatten med hårdhet 100 mg CaCO 3 /l bestämdes till 2,5 i denna studie. GV mjuka vatten = GV vatten /2,5 = 3,1 μg/l (hårdhet < 24 mg/l CaCO 3 ) Det lägsta akuttoxicitetsvärdet för Daphnia magna är 0,07 mg/l och för regnbåge, Oncorhynchus mykiss, 0,14 mg/l. Lägsta akuttoxicitetsvärde för en alg är 0,136 mg/l (Selenastrum capricornutum, Zn pulver). För att beräkna en gräns för tillfälliga koncentrationstoppar används en AF=100 för det lägsta akutvärdet. 28

30 GV topp = 0,0007 mg/l = 0,7 μg/l vilket blir mindre än GV vatten. Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det skulle bli för konservativt. Den akuta toxiciteten av zink har testats i ett betydande antal studier, men redovisas i riskbedömningsrapporten endast för alg, fisk och kräftdjur (EC/LC 50 =0,07-7,8 mg/l (n=32)). Det är därför troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GV topp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GV topp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,7 µg/l Biotillgänglighet De föreslagna gränsvärden för vatten gäller koncentrationer av löst zink i vatten, men tar inte hänsyn till de olika faktorer som kan påverka biotillgängligheten av zink. För tre olika arter Oncorhynchus mykiss, Daphnia magna och Pseudokirchneriella subcapitata har samband fastställts, så kallade biotic ligand models, mellan ett antal abiotiska faktorer och zinks toxicitet. Ett worst-case NOEC-värde har beräknats för dessa tre arter baserat på de abiotiska förhållanden som gör toxiciteten som störst för respektive art. Kvoten mellan detta worst-case NOEC och det faktiska NOEC, som räknas fram baserat på lokala abiotiska förhållanden, ger en biotillgänglighetsfaktor. När den uppmätta koncentrationen (med hänsyn tagen till bakgrundshalter) multipliceras med denna biotillgänglighetsfaktor får man ett mått på den biotillgängliga koncentrationen av zink. Modellen är validerad för ph 6-9, DOC 1-20 mg/l och hårdhet mg CaCO 3 /l och beskrivs mer utförligt i riskbedömningsrapporten Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns fyra godkända testresultat med sedimentlevande organismer som representerar minst tre olika livs- och födostrategier och en AF=10 kan därför användas för att beräkna PNEC utifrån det lägsta NOEC-värdet (488 mg/kg torrvikt, Hyalella azteca). GV sediment = 49 mg zink/kg torrvikt sediment eller 11 mg/kg våtvikt. (51 mg/kg torrvikt om bakgrunden räknas in). GV vatten_sed = (GV sed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (Kp SPM-vatten * 1000) = 0,46 μg/l. Densitet SPM = 1150 kg/m 3 Kp SPM-vatten =f solid (0,1) * Kp SPM /1000 * RHO solid Kp SPM = f oc (0,1) * K oc RHO solid = 2500 kg/m 3 EP-GV sediment kan också räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik utifrån det tidigare bestämda vattenvärdet: 29

31 EP-GV sediment_våtvikt (mg/kg) = (Kp SPM-vatten /densitet SPM)* 1000 * GV vatten = 187 mg/kg vilket motsvarar 860 mg/kg torrvikt Densitet SPM = 1150 kg/m 3 Kp SPM-vatten =f solid (0,1) * Kp SPM /1000 * RHO solid = m 3 /m 3 Kp SPM = kg/l RHO solid = 2500 kg/m 3 PNEC baserat på testdata blir flera gånger lägre än det som är framräknat. Värdet baserat på testdata föredras. Detta värde är dock inte normaliserat för biotillgänglighet, och det är möjligt att zinket delvis bundits in till sedimentet och i sådana fall kan det innebära att toxiciteten underskattats. För att kunna jämföra en i fält uppmätt zinkkoncentration i ett sediment med ovanstående PNEC, krävs kunskap om bland annat naturliga bakgrundshalter av zink och om de abiotiska faktorer som påverkar biotillgängligheten av zink. När det gäller att uppskatta biotillgängligheten av zink i sediment är halten av AVS (acid volatile sulphides) avgörande eftersom AVS effektivt binder vissa katjoniska metaller i en speciell ordning. Samtidigt som halten AVS bestäms måste därför halten SEM (simultaneously extracted metal) bestämmas. I riskbedömningen förordar man att man i ett första steg jämför den uppmätta koncentrationen i sediment (minus bakgrund) med PNEC add_sediment och om kvoten indikerar risk, ska man ta hänsyn till ytterligare faktorer som SEM och AVS. Denna metodik kräver att man också har kunskap om bakgrundshalterna av alla andra aktuella metaller i sedimentet som binder in till AVS. En alternativ väg är att, i de fall då man inte har kunskap om de abiotiska faktorerna, använda sig av en standard-biotillgänglighetsfaktor på 0,5 som man har valt av pragmatiska skäl sedan man i en studie av 16 holländska sediment bestämt biotillgänglighetsfaktorn, genom att jämföra AVS-bundet zink med total-zink, till mellan 0 och 0,59 (endast två sediment hade en biotillgänglighet över 0,5). För svenska förhållanden finns bara en handfull uppgifter om halten av AVS i sediment. Om man framöver ska kunna använda sig av AVS/SEM konceptet krävs en avancerad harmonisering/vägledning av provtagningsteknik och djup, då AVShalten varierar både med djupet i sedimentet och med årstiden. När det gäller bakgrundshalter av zink i svenska sediment så redovisar Landner och Reuther (2004) ett förslag på medelbakgrundsvärde för sediment i Stockholm på 122 mg/kg torrvikt, vilket skulle innebära att redan dessa nivåer innebär risk om man räknar med en biotillgänglighet på 50 %. Ytterligare kunskap krävs innan man kan sätta ett GV sediment Sekundärförgiftning predatorer Sekundärförgiftning anses inte vara av betydelse för zink, eftersom de flesta däggdjur, inom vissa gränser, kan reglera sitt upptag av zink, som är en essentiell metall. 30

32 5.2.6 Sekundärförgiftning människa WHO rekommenderar ett högsta dagligt intag på 45 mg per person (ingen uppgift om kroppsvikt) Dricksvatten Det obligatoriska A1-värdet enligt Rådets direktiv 75/440/EEG är 3 mg/l för zink medan riktvärdet (det värde man ska sträva efter) är 0,5 mg/l Källor 1) ECB European Union Risk Assessment Report on Zink metal. Final draft, Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): 2) Landner, L. & Lindeström, L. Zink - resurs eller hot?, ISBN ) Landner, L. & Reuther, R. Metals in Society and in the Environment, ISBN

33 5.3 Koppar Ämne: Koppar CASnr: Vattenlöslighet: 0, mg/l beroende på kopparförening Log K d 3,33 (osäker uppskattning) Sammanfattning Övergripande GV vatten föreslås till 4 μg/l. Normen avser den totala halten löst koppar, d.v.s. koppar mätt i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter Biotillgänglighet Koppars biotillgänglighet och toxicitet i vatten förändras beroende på de abiotiska förhållandena, som inkluderar bl.a. ph, hårdhet, DOC-halt samt koncentrationer av andra katjoner. Under riskbedömningsarbetet har man utvecklat en metodik som utgår ifrån BLM (Biotic Ligand Models) för några vanliga testorganismer från olika trofinivåer. Till skillnad från zink så räknar man för koppar ut platsspecifika PNEC, d.v.s. efter att alla ingående NOEC-värden räknats om enligt modellen görs en ny SSD. Modellens förmåga att förutspå NOEC-värden vid olika abiotiska förhållanden har validerats i naturliga vatten. Modellerna fungerar för vatten med ph 5,5-8,5; hårdhet mg/l CaCO 3, DOC 1,6-23 mg/l samt för järnkoncentrationer upp till 307 mg/l och aluminiumkoncentrationer upp till 332 mg/l Toxicitet för vattenlevande organismer I riskbedömningsrapporten från 2006 räknade man om kroniska data från 22 olika arter med hjälp av BLM-metodik för att representera största sannolika biotillgänglighet (hårdhet = 37 mg/l; DOC = 2,6 mg/l; ph för fisk och evertebrater = 6,6; ph för alger 8,1) och dessa användes för att bestämma ett worst-case PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelning (SSD). De ingående NOEC-värdena varierar mellan 8,5 och 122,1 μg/l. Om PNEC skulle beräknas på traditionellt sätt skulle en AF=10 användas med lägsta NOEC-värdet som utgångspunkt. GV vatten (AF) = 0,85 μg/l Resultatet av SSDn blir att HC 5, den koncentration som kan anses säker för 95 % av alla arter, blir 8,2 μg/l. I riskbedömningsrapporten föreslogs en AF=1 för denna koncentration, men här föreslås AF=2 beroende på att Sverige anser att osäkerheter kvarstår gällande BLM-modellens applicerbarhet för samtliga arter, indata/variationen hos de i modellen ingående abiotiska faktorerna samt återstående oförklarad variation. GV vatten (SSD) = 4,1 μg/l 32