Nationella gränsvärden och bedömningsgrunder för farliga ämnen

Transkript

1 1/56 BILAGA 3 Datum Dnr Nationella gränsvärden och bedömningsgrunder för farliga ämnen Farliga ämnen beaktas inom vattenmyndigheternas statusklassificeringar vid bedömning av både kemisk och ekologisk status (se Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten). Farliga ämnen ska även beaktas inom Havs- och vattenmyndighetens statusklassificering av den marina miljön (se Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2012:18) om vad som kännetecknar god miljöstatus samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön). Syftet med denna bilaga är att presentera underlag och urvalsprinciper för gränsvärden för alternativa matriser (biota och ), som komplement till de gränsvärden som anges i direktivet om prioriterade ämnen (2008/105/EG), och bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen, som ingår i remitterad föreskrift. Havs- och Besök och leverans Telefon Plusgiro - vattenmyndigheten Gullbergs strandgata 15 Fax Bankgiro Box Göteborg havochvatten@havochvatten.se Organisationsnummer Göteborg

2 2/56 Gränsvärden för alternativa matriser Denna bilaga presenterar underlag för och motivering till de nationella gränsvärden för biota för ämnena pentaklorbensen, C kloralkaner och DEHP som nu införs. Dessa värden har uteslutande hämtats från kommissionens underlagsrapporter (substansdatablad). För presenteras också underlag och motiveringar för gränsvärdena för TBT, kadmium, bly, antracen och fluoranten som också införs. Dessa värden har i hög grad också baserats på substansdatabladen, men för TBT och till viss del kadmium har en extern konsult (Golder Associates AB) anlitats för att komplettera underlaget. Även om ett behov har kunnat identifieras, har något gränsvärde för PAH (benso(a)pyren) i inte kunnat tas fram, då befintligt underlag är alltför otillräckligt. Värdena för dessa ämnen har tagits fram i samverkan med Naturvårdsverket. Befintliga gränsvärden för kemisk statusklassificering Direktivet om prioriterade ämnen (2008/105/EG) anger gränsvärden på europeisk nivå för samtliga ämnen som ska beaktas vid kemisk statusklassificering. Dessa ämnen och värden ingår (eller införs nu om de är en följd av ändringsdirektivet 2013/39/EU) i bilaga 6 till HVMFS 2013:19. Gränsvärdena i direktivet om prioriterade ämnen baseras på en bedömning av risk för akvatiska organismer, topredatorer via näringskedjan samt människor, via dricksvatten och konsumtion av t.ex. fisk och skaldjur. De värden som uttrycks för andra matriser än vatten (t ex QSsec pois, som avser halter i biota som innebär risk för organismer högre upp i näringskedjan), räknas om till en halt uttryckt för vatten genom tillämpning av s.k. jämviktsfördelningsmetodik (se CIS vägledning 27; European Commission 2011). Det lägsta värdet indikerar då vilken organismgrupp (t.ex. fiskätande fåglar) som är mest känslig. Genom att utgå ifrån den matris som denna organismgrupp främst exponeras för (i detta fall biota, dvs fisk), i samband med klassificeringen av ämnet, säkerställer man således att även andra organismgrupper (t.ex. vattenlevande organismer) också skyddas. Det är sedan detta värde som i huvudsak nu också har använts som utgångspunkt vid fastställande av övergripande gränsvärde (på engelska kallat EQS, Environmental Quality Standard) för respektive ämne i direktivet om prioriterade ämnen. Övriga värden framgår av de substansdatablad 1 som finns för varje prioriterat ämne. Dessa dokument är tillgängliga via Kommissonens hemsida ( 1 På engelska kallade substance data sheets eller dossiers

3 3/56 För att medlemsländerna ska kunna dra fördel av sin övervakningsstrategi och anpassa den till lokala förhållanden får de, under vissa förutsättningar, och för en eller flera kategorier av ytvatten, välja att tillämpa ett gränsvärde för annan matris (vatten, eller biota) eller, om gränsvärdet är uttryckt för biota, för en annan biotataxon (t ex fisk, kräftdjur eller blötdjur) än den som anges i direktivet om prioriterade ämnen. De analysmetoder som tillämpas för den valda matrisen eller biotataxonet behöver dock uppfylla de minimikriterier som fastställs i art 4 i direktiv 2009/90/EG. Om dessa kriterier inte är uppfyllda för någon matris ska man se till att övervakningen utförs med bästa möjliga teknik som inte medför orimliga kostnader och att analysmetoden åtminstone presterar lika bra som den som finns tillgänglig för den matris som gränsvärdet är uttryckt för i direktivet. De eventuellt nationellt fastställda gränsvärdena ska redovisas i förvaltningsplanerna, tillsammans med en redovisning av skäl och grunder för att man har etablerat dessa, liksom bevis för att de erbjuder minst samma skyddsnivå liksom kvantifieringsgräns för analysmetoderna för denna matris. Gränsvärden för biota I och med revideringen av direktivet om prioriterade ämnen, 2008/105/EG genom 2013/39/EU, införs gränsvärden för biota för flera ämnen där man kunnat konstatera att den mest känsliga organismgruppen troligen utgörs av antingen människor (via konsumtion av fisk och skaldjur) eller toppredatorer såsom fiskätande fåglar och däggdjur. I de fall det finns gränsvärden för biota gäller dessa också i första hand (se art 3.2). Direktiv 2013/39/EU (preambel 17) anger också som motiv till att flera gränsvärden för biota nu införts i 2008/105/EG, att vissa hydrofoba ämnen förekommer i så pass låga halter att de är svåra att detektera i vatten, medan de ackumuleras i biota. Utöver dessa gränsvärden för biota, som nu införs i remitterad föreskrift, finns i substansdatabladen även värden för ytterligare tre ämnen (DEHP, C10-13-kloralkaner och pentaklorbensen) i biota, och där den mest känsliga organismgruppen bedömts vara människor (via konsumtion av fisk och skaldjur) och/eller toppredatorer såsom fiskätande fåglar och däggdjur. Gränsvärdena uttryckta för vatten (på årsmedelbasis) för dessa ämnen i direktivet baseras således egentligen på värden för biota. Genom att man har räknat om dem till vatten har en del osäkerheter införts. Genom att nu etablera dessa underliggande värden som gränsvärden för biota på nationell nivå, minskar således osäkerheterna i samband med utvärderingen, se vidare under rubriken Nationella gränsvärden för biota. Även dessa ska användas i första hand.

4 4/56 Vissa av gränsvärdena uttryckta för biota avser kräftdjur och blötdjur (PAH (benso(a)pyren), och fluoranten) snarare än fisk. Skälet till detta är att dessa ämnen i hög grad metaboliseras i fisk. Vare sig i direktivet eller föreskriften framgår det dock mera exakt vilken biota som avses, utöver val av biotataxon, dvs fisk, kräftdjur eller blötdjur. En kompletterande CIS vägledning för biotaövervakning håller på att tas fram under 2014 (se även art 3. 8a i direktivet om prioriterade ämnen), och Havs- och vattenmyndigheten gör bedömningen att ytterligare specifikationer angående val av t ex art, trofinivå, vävnad, ålder och storlek på fisk, att övervaka och utvärdera, för olika typer av vatten och från olika geografiska områden, snarare är en vägledningsfråga än något som bör ingå i HVMFS 2013:19. Gränsvärden för Några gränsvärden för har inte fastställts i direktivet om prioriterade ämnen. Enligt CIS 27 ska värden för enbart baseras på risk för levande organismer, till skillnad från värden för biota och vatten. Som utgångspunkt vid fastställande av gränsvärden på nationell nivå kan man för de prioriterade ämnena använda de värden (QS 2 ) som föreslås i substansdatabladen, och som också tagits fram utifrån CIS 27, samt granskats av SCHER (Scientific Committee on Health and Environmental Risks). I vissa fall finns dock relativt stora osäkerheter förknippade med värdena, då det har saknats toxikologiska data från studier på levande organismer. Sådana värden betraktas då som preliminära ( tentative ). Detta gäller t ex värdet för TBT. Av CIS 27 framgår vidare, att länderna i dessa fall (osäkra bedömningsgrunder) kan välja att tillämpa en stegvis bedömning vid utvärdering av, där man i andra steget även t.ex. tar hänsyn till biotillgängligheten hos ämnet. Samtidigt som gränsvärden enligt vägledningen ska tas fram enbart utifrån halter som innebär risker för levande organismer, behöver gränsvärden som införs för alternativa matriser enligt direktivet ge minst samma skyddsnivå som det värde som ersätts Nationella gränsvärden för har efterfrågats av vattenmyndigheterna, för att de i högre grad ska kunna utnyttja de miljöövervakningsdata som finns i samband med statusklassificeringen. Havs- och vattenmyndigheten gör bedömningen att gränsvärden för är mest angelägna att ta fram för sådana ämnen som tenderar att ackumulera i, men där det bara finns gränsvärden för vatten och/eller andra biotataxon än fisk, och där det finns tillräckligt med tillförlitligt underlag för att kunna ange ett slutligt värde. Därför införs nu 2 med utgångspunkt från vilka halter som anses säkra för levande organismer

5 5/56 gränsvärden för, för ämnena antracen, fluoranten, kadmium, bly och TBT. Se vidare under rubriken Nationella gränsvärden för. Även trend ska bedömas för ackumulerande ämnen Inom vattenförvaltningen ställs även krav på trendövervakning, i biota och/eller, av ackumulerande prioriterade ämnen (art 3.6). Här pekas särskilt följande ämnen ut: antracen, bromerade difenyletrar, kadmium, kloralkaner (C10-13), DEHP, fluoranten, hexaklorbensen, hexaklorbutadien, hexaklorcyklohexan, bly, kvicksilver, pentaklorbensen, PAH (bl a benso(a)pyren), TBT, dikofol, PFOS, kinoxifen, dioxiner och dioxinlika föreningar, HBCDD, heptaklor/epoxid (se tabell 1, kolumn 1). Befintlig nationell trendövervakning av ackumulerande ämnen I Sverige har vi redan en lång tradition av trendövervakning 3 av ackumulerande ämnen i både biota (framför allt fisk) och, i synnerhet i sjöar och hav (se tabell 1, kolumn 2-4). Flera av de ämnen som omnämnts ovan ingår redan i denna övervakning. I det marina övervakningsprogrammet Kust och Hav ingår undersökningar av farliga ämnen i olika typer av biota; fisk (tånglake, strömming, torsk, och abborre), blåmusslor och sillgrissleägg (Östersjön); samt utsjö. I det limniska programmet ingår undersökningar av fisk (främst abborre), men däremot ingen övervakning av kräftdjur eller blötdjur. Något nationellt limniskt övervakningsprogram för finns visserligen inte heller etablerat idag, men limniska undersökningar av har gjorts kampanjvis. I jordbruksområden undersöks numera även i de fyra typområdena. På regional nivå samt inom recipientkontrollen är undersökningar desto vanligare, och flera vattenvårdsförbund har antingen löpande program eller kampanjer där undersöks. Utöver löpande övervakningsprogram görs också årligen screeningstudier av miljögifter, då flera olika matriser kan ingå, beroende på ämne. Tillgången till miljöövervakningsdata för åtminstone TBT, fluoranten, antracen och benso(a)pyren är därför generellt betydligt större när det gäller än för både vatten och biota. I marina miljöer saknas vattendata i stort sett helt och hållet. 3 Syftet med övervakningen har även varit att analysera skillnader i rumslig belastning i stor skala, och som underlag vid utvärdering av regionalt eller lokalt uppmätta halter.

6 6/56 Gränsvärden för alternativa matriser underlättar kostnadseffektiv övervakning Betydande samordningsvinster kan göras om den trendövervakning som redan bedrivs och krävs inom vattenförvaltningen, kan koordineras med den övervakning som behöver etableras för att ta fram underlag för statusklassificering. I de flesta fall finns nu också gränsvärden för den mest lämpliga matrisen, men kompletterande nationella gränsvärden behövs om för den matris som övervakas. Detta för att underlätta en samordning av trend- och statusövervakning (se även tabell 1). I synnerhet ackumulerande ämnen har en tendens att vara svåranalyserade i vatten, vid sådana låga halter som de brukar påträffas i och som gränsvärdena avser. Detektions- och kvantifieringsgränser uppfyller därför inte alltid de krav som ställs enligt direktivet. Bättre detektionsgränser kan i vissa fall uppnås genom mer avancerade metoder, men då ofta till betydligt högre kostnader. Genom att analysera sådana ämnen i och/eller biota snarare än i vatten är det oftast lättare att uppnå acceptabla detektions- och kvantifieringsgränser även vid rutinanalyser. Vissa ämnen analyseras också i analyspaket, varför det kan vara ekonomiskt att utgå ifrån en och samma matris för samtliga dessa ämnen (gäller t.ex. ämnena antracen, fluoranten, och benso(a)pyren). Ett annat skäl för att övervaka vissa ämnen i eller biota snarare än i vatten, är att det då oftast är motiverat att sänka provtagningsfrekvensen och därmed även analysfrekvensen. Vattenprovtagning bör ofta göras åtminstone en gång i månaden. För biotaprovtagning är en årlig undersökning oftast motiverad. För anges i direktivet om prioriterade ämnen (2008/105/EG) visserligen en årlig provtagningsfrekvens i de fall då värdena ska användas för att bedöma status (vid operativ övervakning). Men så pass tät provtagning är sällan motiverad när det gäller. Vid en depositionshastighet på ca 0,2 cm per år är det t ex istället rimligt att provta den översta centimetern av et en gång per förvaltningscykel. Provtagningskostnaderna vid vattenprovtagning är således visserligen lägre vid ett enskilt tillfälle men den övervakningsfrekvens som krävs är betydligt högre för vatten. Detta pga den stora variation i halter som kan förekomma. Det blir då också betydligt fler prover att analysera, varför de totala kostnaderna ökar. Nationella gränsvärden för biota Gränsvärden för biota har i ändringsdirektiv 2013/39/EU tagits fram för flera av de substanser som har en tendens att ackumulera i och/eller biota (se kolumn 5 i tabell 1). Inom den nationella övervakningen mäts också flera av dessa ämnen i just biota. Detta underlättar en

7 7/56 samordnad övervakning av biota, för att kunna uppfylla flera syften (utvärdera trend och status). För ämnena 7,12 och 26 i tabell 1 i bilaga 6 till HVMFS 2013:19, nämligen DEHP, kortkedjiga kloralkaner och pentaklorbensen, som också ska övervakas med avseende på trender, kan man av substansdatabladen utläsa att de vattenvärden som anges i direktivet egentligen baseras på värden för biota. Att räkna om från biota till vatten innebär, en del osäkerheter. En klassificering baserad på halter uppmätta i biota, jämförda mot ursprungliga värden uttryckta för biota, ger därför en säkrare statusklassificering, samtidigt som jämförbar skyddsnivå kan uppnås. Värden för kortkedjiga kloralkaner i biota är enligt substansdatabladet 16,6 mg/kg (för att beakta risker via näringskedjan) respektive 60,9 mg/kg (för att beakta risker vid human konsumtion). Värdet µg/kg våtvikt införs därför som nationellt gränsvärde efter avrundning och avser fisk i första hand. För DEHP anges värdet 3,2 mg/kg respektive 2950 µg/kg beroende på om det är risker via näringskedjan respektive vid human konsumtion av fiskoch skaldjur som avses. Värdet 3000 µg/kg införs därför som nationellt gränsvärde efter avrundning. Eftersom ämnet tenderar att metaboliseras i fisk i högre grad än i t.ex. musslor 4, avser det i första hand kräftdjur och blötdjur. För pentaklorbensen anges värdet 367 µg/kg för biota och avser risk via näringskedjan. Värdet 370 µg/kg våtvikt införs därför som nationellt gränsvärde efter avrundning, och avser fisk i första hand. De analysmetoder som använts på nationell nivå har haft god marginal till ovanstående värden. För DEHP är t ex kvantifieringsgränsen 2 µg/kg vv och för pentaklorbensen 0,1 µg/kg vv, och för kloralkaner har halterna varierat mellan 0,55 och 30 µg/kg vv. De förutsättningar som anges i reviderad artikel 3.3, andra och tredje stycket uppfylls därmed. Nationella gränsvärden för De ämnen som ackumuleras i biota brukar även återfinnas i. För de ämnen där det finns gränsvärden för biota är det dock oftast lämpligast 4 Det framgår även av substansdatabladet att omräknat värde från fiskeriprodukter till vatten, blir lägre för musslor än för fisk.

8 8/56 att i en statusklassificering utgå ifrån halter uppmätta i biota, hellre än halter i, även om dessa ämnen även ackumuleras i. Detta eftersom gränsvärden för biota etablerats för ämnen som främst utgör risk för predatorer och/eller oss människor via intag av fisk och skaldjur. Av praktiska skäl kan det dock tills vidare behöva göras undantag från denna princip för sådana ämnen som främst ackumuleras i och ryggradslösa djur (såsom musslor) men inte just i fisk. Någon övervakning av ryggradslösa djur i limnisk miljö har nämligen inte etablerats och erfarenheter av sådan övervakning saknas i stort sett i Sverige. Detta försvårar etablerandet av de program som skulle behövas för att kunna utvärdera halter av ämnen för vilka det visserligen finns gränsvärden uttryckta för biota men där man inte avser fisk utan enbart kräftdjur och blötdjur (benso(a)pyren, fluoranten). Även i Östersjön kan det vara svårt att rent praktiskt etablera övervakningsprogram för att kunna erhålla nödvändigt underlag, då t.ex. blåmusslor från Östersjön är betydligt mindre än de som finns i Nordsjön, och det därför är svårt att erhålla tillräckligt stor mängd vävnad. I dessa fall, dvs där det finns biotavärden uttryckta för kräftdjur och blötdjur, kan det således också behövas kompletterande gränsvärden för. Vattenmyndigheterna har redan idag möjlighet att utgå från mätvärden uppmätta i andra matriser än de för vilka det finns gränsvärden i bilaga 6 till föreskriften (se HVMFS 2013:19 2 kap 14 ). Detta gäller när de inte har data för de matriser som det finns gränsvärden för. Det är dock av stor vikt att klassificeringar med avseende på samma ämnen baseras på samma gränsvärden, oavsett om utvärderingen sker inom ramen för vatten- eller havsmiljöförvaltningsarbetet (dvs för kusten eller utsjön). Gränsvärden för införs därför nu för några ackumulerande prioriterade ämnen som är relevanta att beakta vid statusklassificering inom både vatten- och havsmiljöförvaltning (kadmium, bly, fluoranten, antracen och TBT). De ämnen som valts ut när det gäller framtagande av gränsvärden för har inom de regionala marina konventionerna också utsetts till Core (HELCOM) och/eller Common (OSPAR) indicators (se tabell 1, kolumn 5). Planer finns därför på att föra in dessa ämnen och gränsvärden som indikatorer i Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2012:18) om vad som kännetecknar god miljöstatus med indikatorer samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön. Av detta skäl föreskrivs också att, för kustvatten ska värden för användas istället för gränsvärden för vatten för ämnena antracen, kadmium, bly och TBT. För fluoranten finns ett biotavärde som ska användas i första hand, men om data saknas för biota kan man genom expertbedömning i andra hand tillämpa angivet gränsvärde för.

9 9/56 För inlandsvatten finns inte samma övervakningsmotiv för att föreskriva att gränsvärden för ska användas istället för vatten. Kadmium och bly övervakas t.ex. på vatten i referenssjöarna och något nationellt övervakningsprogram för har inte etablerats. Det är dock önskvärt att klassificeringen av inlandsvatten utgår från samma gränsvärden som vid klassificering av den marina miljön, om inte särskilda skäl föreligger. Gränsvärdena för kan inom ramen för en expertbedömning också komma att tillämpas även för inlandsvatten. En förutsättning för att medlemsländerna ska få ta fram gränsvärden för alternativa matriser är att det gränsvärde som tillämpas ska ge minst samma skyddsnivå som det gränsvärde som anges i direktivet. Samtidigt ska värden enligt CIS 27 tas fram enbart utifrån att de ska skydda levande organismer. Gränsvärden för vatten beaktar på samma sätt inte heller effekter på levande organismer. Detta är viktigt att beakta inom ramen för en rimlighetsbedömning i det enskilda fallet, i den mån vatten- och data för samma ämne skulle ge upphov till olika bedömningar. De utvalda ämnena tenderar att ackumulera i, och bedöms därför utgöra en risk för främst levande organismer, medan det idag bara finns gränsvärden uttryckta för vatten (med undantag för fluoranten, för vilket det även finns gränsvärde för biota) i direktivet. Att levande organismer troligen utsätts för större risker från dessa ämnen än vattenlevande organismer är förknippat med att ämnena ackumuleras i (dvs levande organismer utsätts för högre halter och under en längre tid), snarare än att de är mer känsliga i sig. I de flesta fall har man i substansdatabladen även gjort en omräkning av värdet uttryckt för, till vad det skulle motsvara i vattenhalt. Detta innebär att det är möjligt att utifrån detta bedöma ungefär vilken skyddsnivå som uppnås i jämförelse med värden för andra matriser. Den här typen av omräkningar är dock förknippade med en del osäkerheter. För kadmium, bly, antracen och fluoranten har de QS-värden som anges i substansdatabladen bedömts vara tillräckligt väl underbyggda för att kunna införas som nationella gränsvärden. Substansdatabladet för kadmium har inte reviderats sedan det först togs fram. En kompletterande litteratursökning har därför gjortsför att undersöka förekomst av eventuellt senare publikationer som skulle motivera en justering av värdet. Dessutom anges i substansdatabladet bara ett värde för limniska (2,3 mg/kg torrvikt), dvs något separat QS för marin miljö har inte räknats fram. Det bedömdes därför angeläget att kontrollera huruvida det finns stöd för att detta värde även är rimligt för marin miljö. En marin studie, som bedömts vara tillräckligt tillförlitlig och av relevans för svensk miljö, men publicerad efter

10 10/56 substansdatabladet, har hittats. I Campana et al (2013) finns ett NOECvärde på 350 mg/kg, baserat på ett 10 dagars test på Hydrobia ulvae. Med en säkerhetsfaktor på 100 (se tabell 5.3 i CIS 27) skulle värdet 3,5 mg/kg erhållas. I substansdatabladet utgår man från ett limniskt PNEC på 115 mg/kg och har tillämpat en säkerhetsfaktor på 50, dvs de framräknade värdena ligger då i samma härad. För kadmium har man i substansdatabladet använt en added risk approach, dvs man ska vid utvärderingen addera naturlig bakgrundshalt (gäller både vatten och ) innan man bedömer statusen. Värdet 2,3 mg/kg införs därför som gränsvärde, men naturlig bakgrund avses adderas. Värdet 2,3 mg/kg har i substansdatabladet också räknats om till vatten och denna halt hamnar lägre än gränsvärdet för vatten, dvs minst samma skyddsnivå som det värde som anges i direktivet för vatten bedöms uppnås med detta värde. Substansdatabladet för bly har nyligen reviderats och granskats och de värden som anges i detta (efter avrundning 120 mg bly/kg torrvikt för marin miljö och 130 mg bly/kg torrvikt för limnisk miljö) bedöms vara tillförlitliga. Värdena baseras inte på en s k added risk approach, dvs man har inte tagit fram värdet utifrån att man ska addera bakgrunden innan utvärderingen. Naturlig bakgrund bedöms också ligga långt under dessa nivåer, i både limnisk och marin miljö. Någon omräkning från till vatten har inte gjorts i detta substansdatablad, men utifrån de Ksed värden som anges i substansdatabladet kan en uppskattning göras, och denna indikerar att skyddsnivån är tillräckligt hög 5. För fluoranten och antracen har substansdatabladen också reviderats. Det värde för antracen som föreslås (24 µg/kg) har också räknats om till motsvarande vattenhalt och av denna omräkning framgår att det värdet (0,016 µg/l) är minst lika skyddande som vattenvärdet (0,1 µg/l). För fluoranten finns ett värde uttryckt för biota i föreskriften, och det ska alltid användas i första hand. Sedimentvärdet för fluoranten (2 mg/kg), omräknat till vatten (4 µg/l) är däremot betydligt högre än omräknat biotavärde (0,0063 µg/l), dvs det uppfyller inte krav på minst samma skyddsnivå. Gränsvärdet för biota rsätts dock inte för någon ytvattenkategori. Vid tillämpning av dessa värden för fluoranten, antracen, kadmium och bly uppfylls analyskraven och oftast med god marginal, även i jämförelse med rutinanalyser. För TBT bedöms värdet i substansdatabladet (0,02 µg/kg) vara alltför osäkert och orimligt lågt, för att kunna föras in som gränsvärde i 5 Medianvärdet för tillgängliga Ksed värden är Det ger att QSww=120/[1300/0,2x2500] dvs ca 46. Motsvarande vattenhalt blir då {[46x1300]/154882}/1000 dvs 0, mg/l (=0,38 ug/l). Detta värde är således lägre än gränsvärdet för vatten (1,2 ug/l).

11 11/56 föreskriften. Sist i denna bilaga redovisas därför mera grundligt hur värdet i föreskriften (1,6 µg/kg) tagits fram, liksom det underlag som använts samt hur värdet förhåller sig till analyskrav och skyddsnivå. Biotillgängligheten hos farliga ämnen i bör också beaktas, och denna möjlighet införs i föreskriften. Gränsvärdena för de organiska ämnena är också normaliserade mot 5% organisk kolhalt (TOC). Utöver en motsvarande normalisering av uppmätta halter mot organisk kolhalt, beskrivs i CIS 27 ytterligare möjligheter för att kunna bedöma ämnens biotillgänglighet i. Tabell 1. Hittills övervakad matris inom nationell trendövervakning, för de ämnen där trendövervakning krävs enligt art 3.6. I kolumn 5 anges om ett gränsvärde för biota finns i direktivet eller kommer att etableras nationellt. I kolumn 6 anges om ämnet utsetts till core och/eller common indicator inom HELCOM respektive OSPAR. Ämne Övervakad matris i sjöar Övervakad matris i marin miljö 6 Antracen Saknas Mussla, Bromerade difenyletrar Fisk Mussla, fisk, fågelägg, Kadmium Fisk, vatten Mussla, fisk, fågelägg, C10-C13- Kloralkaner Övervakad matris i vattendrag Saknas Saknas Vatten Biotavärde finns/ etableras nationellt Nej, men införs för Ja, finns, och avser fisk Nej, men införs för Saknas Sediment Saknas Ja, införs nationellt, och avser fisk DEHP Saknas Sediment Saknas Ja, införs nationellt, och avser Core/common indicator 7 Ja Ja Ja Nej Nej 6 Sediment avser här alltid utsjö 7 Här omfattar PAH även ämnena antracen och fluoranten, medan de i direktivet om prioriterade ämnen anges separat.

12 12/56 Ämne Övervakad matris i sjöar Övervakad matris i marin miljö 6 Fluoranten Saknas Mussla, Hexaklorbensen Fisk Mussla, fisk, fågelägg, Övervakad matris i vattendrag Saknas Saknas Biotavärde finns/ etableras nationellt kräftdjur och blötdjur Ja, finns, och avser kräftdjur och blötdjur. Införs också för Ja, finns, och avser fisk Hexaklorbutadien Saknas Saknas Ja, finns, Nej och avser fisk 8 Hexaklorcyklohexan Fisk Mussla, fisk, fågelägg, Vatten 9 Nej Nej Bly Fisk, vatten Mussla, fisk, fågelägg, Kvicksilver Fisk, vatten Fisk, Vatten Vatten Nej, men införs för Ja, finns, och avser fisk Pentaklorbensen Saknas Saknas Saknas Ja, införs nationellt, och avser fisk PAH (bensoapyren) Saknas Mussla, TBT Fisk retrospektivt vid behov Nätsnäcka, Saknas Saknas Ja, finns, och avser kräftdjur och blötdjur Nej men införs för Core/common indicator 7 Ja Nej Ja Ja Nej Ja Ja 8 Hittills uppmätta halter har legat under gränsvärdet, och någon övervakning av biota har inte införts. 9 Inom PO Jordbruksmark

13 13/56 Ämne Övervakad matris i sjöar Övervakad matris i marin miljö 6 Övervakad matris i vattendrag Biotavärde finns/ etableras nationellt Dikofol (1) 10 Saknas Saknas Saknas Ja, finns, och avser fisk PFOS (1) Fisk Fisk, fågelägg, Saknas Ja, finns, och avser fisk Kinoxifen (1) Saknas Saknas Vatten 11 Nej Nej Dioxiner och dioxinlika föreningar (1) Fisk Fisk, fågelägg, Saknas Ja, finns, och avser fisk, kräftdjur och blötdjur Ja HBCDD (1) Fisk Mussla, fisk, fågelägg, Heptaklor/epoxid (1) Saknas Ja, finns, och avser fisk Saknas Sediment Saknas Ja, finns, och avser fisk (1) Ämnet ska inte beaktas inom vattenförvaltningens klassificeringar förrän För dessa ämnen behöver övervakningsprogram inte vara etablerade förrän då, och vissa parametrar (såsom dioxiner och dioxinlika ämnen i ) kan komma att uteslutas av kostnadsskäl Core/common indicator 7 Nej Ja Ja Nej 10 Har ej påträffats vare sig i fisk eller vatten, övervakning tycks omotiverad 11 Inom PO Jordbruksmark

14 14/56 Bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen Havs- och vattenmyndigheten inför också bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen i HVMFS 2013:19. Dessa har tagits fram i samverkan med Naturvårdsverket. De ämnen som valts ut för statusklassificeringen 2015 har av resursskäl främst behövt fokuseras på sådana ämnen för vilka förslag på bedömningsgrunder redan funnits tillgängliga, framtagna enligt den vägledning som finns (CIS 27). Havs- och vattenmyndigheten har tillsammans med Naturvårdsverket gjort bedömningen att sådana värden är tillgängliga genom följande publikationer: ITM rapport 219 (Stockholms Universitet, 2013) och Naturvårdsverksrapport 5799 (Naturvårdsverket, 2008) samt de tre substansdatablad för läkemedel som finns. De ämnen som ingår i Naturvårdsverkets rapport valdes då ut bl.a. utifrån sina inneboende egenskaper och att de utgör en risk för eller via vattenmiljön samt utifrån vad miljöövervaknings- och screeningdata visat. Urvalet av ämnen som ingår i rapporten från ITM gjordes i samråd mellan Naturvårdsverket, länsstyrelserna och vattenmyndigheterna. Därtill bedöms livsmedelsvärdet för PCB i biota vara lämpligt att beakta inom den ekologiska statusklassificeringen av den marina miljön. Detta ingår redan i HVMFS 2012:18, dvs kommer att beaktas i samband med den kommande klassificeringen av den marina miljön. Beräkningarna av dessa värden har, precis som för värdena för de prioriterade ämnena utförts enligt de krav som är angivna i direktivet och enligt den vägledning som finns (CIS 27). För underlag till nivå på värdena hänvisas också till dessa rapporter. Värdena i rapport 5799 baseras på data som redan tidigare blivit kritiskt granskad 12. Några värden som var mer osäkra har dock uteslutits, och för en av substanserna, diflufenikan, har det 12 under riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 1/414/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

15 15/56 visat sig motiverat att justera värdet något, utifrån underliggande material och den revidering av vägledningen som har gjorts sedan värdet togs fram 13. För koppar har industrins frivilliga riskbedömning 14 använts som utgångspunkt, men en säkerhetsfaktor 2 har använts istället för 1 (dvs ingen säkerhetsmarginal skulle annars ha tillämpats). Vid extrapolering från modell till verklighet föreligger alltid ett visst mått av osäkerhet. Denna säkerhetsfaktor har även valts med avseende på kopparvärde för den marina miljön, samt för zink (både limnisk och marin miljö). Metallers toxicitet i vatten bestäms av deras biotillgänglighet och biotillgängligheten i limniska vatten påverkas av olika vattenkemiska faktorer, men de viktigaste är vattnets ph, löst organiskt kol (DOC) och koncentrationen kalcium. Precis som för bly och nickel avser värdena för koppar och zink biotillgängliga halter, när det gäller den limniska miljön. Havs- och vattenmyndigheten gör bedömningen att ytterligare beskrivningar av hur man bäst beaktar ämnenas biotillgänglighet (t.ex. val av lämplig modell för biotillgänglighet 15 ) snarare är en vägledningsfråga än bör specificeras i föreskrift. Vägledning håller också för närvarande på att tas fram inom det internationella arbetet med vattendirektivet. Vägledningen beräknas vara klar till hösten För den marina miljön finns inte motsvarande modeller utvecklade, men för koppar införs möjligheten att ta hänsyn till halt DOC. Någon motsvarande modell för DOC normalisering för zink har dock ännu inte tagits fram. För koppar och zink införs dessutom olika bedömningsgrunder för Östersjön respektive Nordsjön (Västerhavet), med hänvisning till Östersjöns specifika egenskaper och känslighet. Det är ett område med låg artdiversitet där ekosystemets funktion är beroende av ett fåtal nyckelarter. Vidare har dessa arter ett marint eller limniskt ursprung varför Östersjöns bräckta vatten innebär en osmotisk stress. Den låga salthalten (2-8 promille) innebär också en högre biotillgänglighet för koppar jämfört exponeringssituationen för flertalet ingående studier i riskbedömningen. 13 0,005 ug/l har justerats upp till 0,01 ug/l. Detta eftersom den nya vägledningen (CIS 27) innebär att en annan säkerhetsmarginal ska användas vid framtagande av MAC-EQS. Det värdet hade i sin tur en påverkan på det övergripande värdet. Det reviderade värdet är också nästan samma som Tyskland har infört som nationellt värde för denna substans (0,009 ug/l), se substans 153 i Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer (Oberflächengewässerverordnung - OGewV) : 14 Copper VRAR Olika förenklade (användarvänliga) modeller finns tillgängliga som komplement till s k full BLM (BLM= Biotic Ligand Model).

16 16/56 En ytterligare säkerhetsfaktor på 3 tillämpas därför för Östersjön, och stöds av flertalet studier (t ex Eklund 2005, och Ytreberg et al 2011). Ämnen som ingår i Naturvårdsverkets rapport men som framöver kommer att beaktas inom kemisk statusklassificering (se bilaga 6 i den remitterade föreskriften) har uteslutits från bedömningsgrunderna för SFÄ i föreskriften. De ska därför inte beaktas vid ekologisk statusklassificering utan vid kemisk statusklassificering, men först år Det har av Havs- och vattenmyndigheten också bedömts vara lämpligt att avgränsa antalet substanser som ingår i föreskriften, då det är viktigt att säkerställa att värdena hålls uppdaterade. Särskilt för bekämpningsmedel finns ett stort antal riktvärden tillgängliga, men alla är inte lika relevanta att beakta i detta sammanhang. Av de bekämpningsmedel (växtskyddsmedel) som ingår i Naturvårdsverkets rapport har ett urval gjorts enligt följande principer: 1. Ämnen som återfunnits i minst 10 % av proverna eller 2. Ämnen med en fyndfrekvens på minst 5% och i halter som överskrider riktvärdet Denna analys har därför lett till att följande bekämpningsmedel valts ut, med utgångspunkt från nationella övervakningsdata från SLU. Bentazon (skäl 1, återfinns i 100 % av proverna) Diflufenikan (skäl 1 och 2) Diklorprop (skäl 1, återfinns i ca 20 % av proverna) Glyfosat (skäl 1, återfinns i ca 85 % av proverna) Kloridazon (skäl 1, ca 25 %) MCPA (skäl 1 & 2) Mekoprop & mekoprop-p (skäl 1, 60 %) Metribuzin (skäl 1 & 2) Metsulfuronmetyl (skäl 1, 10%) Pirimikarb (skäl 1, 25 %) Sulfosulfuron (skäl 1, 15 %) För samtliga icke-syntetiska ämnen utgörs bedömningsgrunden mellan hög och god av naturlig bakgrundshalt. För följande ämnen är det också lämpligt att addera bakgrunden vid utvärderingen av uppmätta halter, för att bedöma om god ekologisk status uppnås: arsenik, uran, zink. Detta eftersom värdena har tagits fram utifrån en s k added risk approach, vilken baseras på teorin om att organismer som lever i en viss miljö anpassas till de bakgrundshalter av en viss metall som finns i vattenförekomsten. Däremot har en added risk approach inte använts vid framtagande av koppar- och kromvärdena.

17 För marin miljö saknas i vissa fall värden (för bekämpningsmedel). Värden för andra ytvatten har inte tagits fram specifikt, men om dessa vid ett framtagande skulle skilja sig åt från de framtagna för inlandsytvatten kommer de med stor sannolikhet att hamna på en lägre nivå. Värdet för inlandsytvatten kan därför användas tills vidare om det nu skulle vara så att ämnena är aktuella i kustvattenförekomster. 17/56

18 18/56 Underlag vid framtagande av gränsvärde för TBT Ämne CAS nr Tributyltenn, TBT (katjon) (avser katjonen) Molekylvikt 148 Kow Koc 3,1-4,1 (enl olika källor i substansdatabladet) 4,6-5,3 (log Koc) (Brändli et al) ( ; här används 40000) Enligt substansdatablad: (1084 användes då i beräkningarna) TBT har en tendens att binda till och därigenom inte brytas ner i lika hög grad som TBT i vatten, varvid levande organismer exponeras för högre halter än pelagiska. TBT övervakas också främst i snarare än i vatten. Det finns således ett behov av ett gränsvärde för. För TBT föreslås att 1,6 µg/kg torrvikt, används som gränsvärde för, som utgångspunkt vid statusklassificering inom vatten- och havsförvaltning. Värdet är tillämpbart både i marin och i limnisk miljö. Detta värde bedöms ge ungefär samma skyddsnivå som om man baserar klassificeringen på halter i vatten. Gränsvärdet är uttryckt för med organisk kolhalt (5 %), vilket motsvarar standard enligt CIS 27. Detta värde stämmer ofta väl med de kolhalter som återfinns i svenska kust (se t.ex. Jonsson et al., 2003), men stora avvikelser kan förekomma (från någon enstaka procent till ca 20 %). Vid avvikande halt organiskt kol multipliceras den uppmätta halten med kvoten {5/[aktuell TOC halt]} innan jämförelsen, för att beakta ämnets biotillgänglighet. Grund för värdet Kriterium baserat på tester gjorda på levande organismer De gränsvärden för som används för statusklassificering behöver, enligt CIS 27 vara baserade på risk för effekter på levande

19 19/56 organismer. Halter över det gränsvärde som föreslås riskerar att orsaka negativa effekter på levande organismer. Det substansdatablad som tagits fram på europeisk nivå, som underlag vid framtagande av gränsvärden för vatten i direktivet om prioriterade ämnen, nämner inte någon studie som undersökt effekter av TBT på levande organismer. Genom litteratursökning har dock några publicerade studier kunnat erhållas, och samtliga bedöms vara tillräckligt tillförlitliga (Klimisch 2). Vid framtagande av gränsvärden för marina kan det ibland, pga av avsaknad av marina data, vara aktuellt att tillämpa högre säkerhetsfaktorer än för limniska. Detta ger då ofta lägre gränsvärden i marin miljö än i limnisk. I kommissionens underlagsrapport drar man dock slutsatsen att limniska och marina organismer är lika känsliga för TBT. Det kan visserligen förekomma skillnader i biotillgänglighet i marin respektive limnisk miljö, men det är snarare så att en högre salthalt och ett högre ph troligen ger en något lägre biotillgänglighet i marin miljö. Att enbart basera det marina gränsvärdet på de marina toxicitetsdata som finns tillgängliga skulle troligen ge ett missvisande högt värde, eftersom data tycks saknas för marina gastropoder, en av de känsligare organismgrupperna. Istället poolas toxicitetsdata för limniska och marina organismer. Utifrån data för pelagiska organismer och observerade effekter i miljön framgår att gastropoder hör till de mest känsliga organismerna när det gäller TBT relaterade effekter. Duft et al, 2003, undersökte effekter på Potamopyrgus antipodarum (sötvattenslevande snigel) som exponerades för TBT via artificiella, spikade. Studien varade i 2, 4 respektive 8 veckor. Mest känslig parameter var påverkan på antalet nya embryon (fortfarande utan skal) efter 4 veckors exponering. Sju testkoncentrationer undersöktes och effekter observerades även i den lägsta testkoncentrationen. EC10 beräknades till 5,2 µg TBT/kg torrvikt uttryckt för 5 % TOC (efter omräkning från Sn till TBT och från 2,3 % TOC). Detta är därmed det lägsta noterade limniska toxicitetsvärdet. En säkerhetsfaktor om 10 bedöms tillräcklig (se tabell 5.1. i CIS 27), då det finns resultat från minst tre långtidstester med organismer med olika levnadssätt (studier finns även på Chironomus riparius, Monoporeia affinis, Hyalella azteca, Hexagenia limbata, Physella gyrina, Tubifex tubifex, Daphnia magna). Detta skulle i så fall ge ett gränsvärde på 0,52 µg TBT/kg torrvikt uttryckt för 5 % TOC. EC10 var dock, lite oväntat, något högre efter 8 veckor än efter 4 veckor (16 µg TBT/kg torrvikt uttryckt för 5 % TOC). Den något lägre toxiciteten efter 8 veckor skulle kunna förklaras med att TBT kan tänkas binda in hårdare till et efter en längre exponeringstid. Sedimenten som testades var spikade men biotillgängligheten kan även i miljön tänkas minskamed tiden (sk ageing ). Dos-responskurvan är också mer tydlig efter 8 veckor än efter 4 veckor, och det var först efter 8 veckor som halterna i et

20 20/56 analyserades kemiskt. 8-veckorsvärdet bedöms därför vara mer tillförlitligt. Genom att använda 8-veckors-värdet istället blir gränsvärdet för limnisk miljö, fortfarande med en säkerhetsfaktor om 10, 1,6 µg TBT/kg torrvikt uttryckt för 5 % TOC. En säkerhetsfaktor om 10 bedöms även rimlig för marin miljö (se CIS 27 tabell 5.3. där det framgår att faktorn 10 bör användas om det finns minst 3 kroniska tester med olika levnadssätt och där minst 2 tester gjorts på marina organismer). Det finns 4 marina kroniska studier, på Echinocardium cordatum, Amandia brevis, Corophium volutator och meiobentiska nematodsamhällen. Således kan värdet 1,6 µg TBT/kg torrvikt uttryckt för 5 % TOC även anses applicerbart på marin miljö. Fältdata CIS 27 medger också att man vid gränsvärdes-sättningen beaktar fält- och mesokosmdata. Parallella analyser av effekter av TBT (dvs imposex hos nätsnäckor) och halter av TBT i finns tillgängliga för Västkusten (marina ). TBT ger hos många olika arter av vattenlevande snäckor upphov till imposex dvs bildandet av en penis hos honsnäckor. Graden av imposex bedöms bland annat utifrån vilket stadium bildandet av sädesledaren, vas deferens, nått. Bildandet har 7 olika stadier som benämns 0-6 där 0 är normala honindivider utan sädesledare. Om en population nätsnäckor har ett genomsnittligt vas deferens sequence index (VDSI) på 0,3 eller lägre bedöms den som opåverkad. Två gradientstudier, med parallella analyser av effekter av TBT hos nätsnäckor och halter av TBTi, i vatten (egentligen musslor) och i nätsnäckor har gjorts från småbåtshamnar, belägna i Fiskebäckskil respektive Grebbestad, (Magnusson et al 2012). I Fiskebäckskils-gradienten observerades både lägst halt i (1,8 µg TBT/kg torrvikt; ej TOCnormaliserat) och lägst grad av imposex (VDSI 0,3) vid stationen F3, på 1200 meters avstånd från marinan. I Grebbestadsgradienten observerades lägst VDSI (0,4) i referenslokalen (Kalvhagsfjorden), där det förekom 2,6 µg TBT/kg. Lägre TBT-halt förekom på andra lokaler (bl a G2 och G5 med 0,5 µg TBT/kg), men med högre VDSI (1,6 resp 0,5). Tyvärr framgår inte TOC-halterna hos de analyserade en men det är tänkbart att denna kan ha inverkat på resultaten (dvs kan förklara att högre halter inte alltid motsvaras av större effekter och vice versa, pga skillnader i biotillgänglighet), liksom att ett värde normaliserat till 5 % kan tänkas avvika från t ex 1,8 µg TBT/kg torrvikt 16. Den slutsats som kan dras av dessa fältobservationer är dock att ett 5 % TOC-normaliserat värde om 1,6 µg TBT/kg torrvikt är rimligt även med utgångspunkt från observationer i fält, då effektnivåerna hamnar i samma härad. 16 Om man t ex utgår ifrån att TOC halten i de undersökta en är 2,5 % så skulle 1,8 µg/kg egentligen motsvara 3,6 µg/kg.

21 21/56 Ytterligare stöd för val av gränsvärde framgår av en integrerad bedömning av TBT-halter och effekter inom OSPAR (2008), där halter under 2 µg TBT/kg antas motsvara bedömningsklassen VDSI om <0,3 (hos nätsnäckan). Kriterium baserat på omräkning från vatten till En beräkning baserad på gränsvärdet vatten och jämviktsfördelningsmetodik görs också, enligt den vägledning som anges i CIS 27, även om det av CIS 27 framgår att man först och främst ska utgå ifrån toxicitetsdata uppmätta på levande organismer hellre än toxicitetsdata för vattenlevande organismer som sedan räknats om till. Det är dock problematiskt i detta sammanhang, att de Koc värden som anges för TBT varierar i mycket hög grad. TBT är en joniserbar substans och fördelningen mellan vatten och påverkas av organisk kolhalt, ph, salinitet, och även koncentrationen av TBT (Langston & Pope, 1995). Man kan därför anta att TBT är hårdare bundet till marina än limniska med lägre ph. I substansdatabladet anges Koc kunna variera mellan 300 och , och man valde 1084 för beräkningen, varvid man kom fram till det omräknade värdet 0,02 µg/kg torrvikt i substansdatabladet 17. Detta värde är dock troligen mycket konservativt, med tanke på de förhållanden som normalt råder. Kompletterande litteratursökning för att försöka finna tillförlitliga Koc värden som är mer relevanta för svenska förhållanden har därför genomförts, och istället för 1084 har värdet här valts för denna beräkningen, baserat på en norsk studie (Brändli et al 2009). Log Koc värdena i den norska studien varierade mellan 4,6 och 5,3 och det lägre värdet (4,6) valdes som utgångspunkt, vilket motsvarar Ett värde baserat på jämviktsfördelningsmetodik blir då 0,4 µg/kg torrvikt Detta värde är 4 gånger lägre än det gränsvärde som föreslås, baserat på kroniska data för levande organismer, men 20 gånger högre än det omräknade värde (0,02 µgkg) som föreslagits som preliminärt värde i kommissionens substansdatablad. Gränsvärde i relation till kvantifieringsgräns och skyddsnivå En vanligt förekommande kvantifieringsgräns för TBT i är idag 1 µg/kg. Ett gränsvärde på 1,6 µg/kg innebär att det krav på kvantifieringsgränser som ställs enligt 2009/90/EG (eller NFS 2006:11), 0,3xEQS, inte riktigt uppfylls. Kvantifieringsgränsen för vatten är dock betydligt sämre i relation till gränsvärdet. Analysmetoderna kan normalt 17 Beräkningen genomfördes utifrån tidigare vägledning, och enligt nuvarande vägledning skulle värdet bli ännu lägre.

22 22/56 analysera 0,001 µg/l medan gränsvärdet är 0,0002 µg/l, dvs kvantifieringsgränsen är 5 x EQS. En omräkning från 1,6 µg/kg (= 0,0016 mg/kg) till motsvarande halt i vatten, och med användande av ett Koc på (se redovisning och bedömning av Koc-värden sist i detta dokument), ger värdet 0,0008 µg/l, enligt nedanstående beräkning: QSww=QSdw/2,6=0,0016/2,6=0, Motsvarande vattenvärde={rhosed x QSww}/{1000xKsed-water} =1300x0,6154/1000x1000,8=0,8/ =0, (mg/l) Dvs 0,0008 µg/l Som jämförelse är gränsvärdet för vatten 0, 0002 µg/l, vilket skulle antyda att gränsvärdet för är något mindre skyddande än gränsvärdet för vatten. Det råder dock, som antyds ovan, en hel del osäkerheter i samband med dessa typer av beräkningar. Som omnämnts ovan, är detektionsgränsen i vatten är också högre än gränsvärdet för vatten, varför man i praktiken inte kommer att kunna beakta halter lägre än denna vid en statusklassificering (se art 3.3b i direktivet om prioriterade ämnen, 2008/105/EG, reviderat genom 2013/39/EU). En statusklassificering baserad på data, och med ovan angivet förslag på gränsvärde 1,6 µg/kg torrvikt, bedöms därför ge ungefär samma skyddsnivå som motsvarande klassificering baserad på vattendata skulle ge, eftersom man för har en bättre kvantifieringsgräns. Genom att beakta organisk kolhalt kan en platsspecifik hänsyn till biotillgänglighet tas. Beräkningar Beräkningar som görs för att beräkna gränsvärden för enligt jämviktsteori (ekvationer och tabell hämtad från delar av CIS 27 kap 5.2.) K p = F K 2 sed oc sed oc K = Ctotal sed 3 sed water Cporewsed

23 23/56 Kpsed K sed-water = Fairsed Kair water + Fwatersed + Fsolidsed RHOsolid K H = R TEMP air water 5 Ksed water QS, EqP, ww = QSfw, eco RHO sed RHOsed CONVsed = 7 Fsolid RHOsolid sed QS = 8, EqP, dw CONVsed QS, EqP, ww Därtill delas QS med 10 som en säkerhetsfaktor i de fall logkow>5, eftersom det råder större osäkerheter kring betydelsen av upptag via födan. Parameter Description Unit Default value 1000 conversion factor from m 3 to litre L m Cporew sed total concentration in pore water of mg m -3 Ctotal sed total concentration in mg m -3 Fair sed fraction air in m 3 m -3 0 Foc sed weight fraction of organic carbon in kg kg Fsolid sed fraction solids in 0.2 Fwater sed fraction water in m 3 m H Henry s law constant Pa m 3 mol -1 K air-water air-water partition coefficient m 3 m -3 K oc partition coefficient between organic carbon L kg -1 and water Kp sed partition coefficient solid-water in L kg -1 K sed-water partition coefficient between and m 3 m -3 water R gas constant Pa m 3 mol -1 K

24 24/56 Parameter Description Unit Default RHO sed bulk density of wet kg ww m RHOsolid density of the solid phase kg solid m -3 solid 2500 TEMP environmental temperature K 285 CONVsed conversion factor for concentration wet-dry kg. -1 ww kg dw weight value QS, EqP, dw QS, EqP, ww QS fw, eco dry weight quality standard for based on equilibrium partitioning wet weight quality standard for based on equilibrium partitioning quality standard for direct ecotoxicity on freshwater aquatic organisms mg kg dw -1 mg kg ww -1 mg L -1

25 25/56 Beräkningar för TBT Fetmarkerade siffror påverkas om man väljer ett annat Koc värde. K p = F K sed oc sed =0,05x40000=2000 oc Kpsed K sed-water = Fairsed Kair water + Fwatersed + Fsolidsed RHOsolid 1000 =0+0,8+[0,2 x 2 x 2500]=1000,8 K air water H = R TEMP Beräknas inte, då första produkten i ekvationen ovan ändå blir noll utifrån det defaultvärde som anges för fraktion luft i et. QS K = QS sed water, EqP, ww fw, eco RHOsed 1000 =[1000,8/1300]x0, x1000=0, RHOsed CONVsed = Fsolid RHOsolid =1300/[0,2x2500]=2,6 sed, EqP, dw = CONVsed QS, EqP, ww QS =2,6x0,000154= 0,0004 (mg/kg) LogKow är lägre än 5 (varierar enligt substansdatabladet mellan 3,1 och 4,1). Därför behövs ingen extra säkerhetsmarginal för att beakta risk för upptag via föda hos levande organismer. EQS skiljer sig dessutom inte åt mellan marin och limnisk miljö. Värdet gäller därför i båda typerna av vattenförekomster.

26 26/56 Dvs ett vattenvärde omräknat till uppskattas bli 0,4 µg/kg torrvikt, vid 5 % organisk kolhalt. Parameter Värde som används för att beräkna gränsvärdet Enhet Kommentar Fair sed 0 m 3 m -3 Default Foc sed 0.05 kg kg -1 Default Fsolid sed 0.2 Default Fwater sed 0.8 m 3 m -3 Default K oc L kg -1 Kp sed 1600 L kg -1 Beräknat enl ekv ovan K sed-water 800,8 m 3 m -3 Beräknat enl ekv ovan R Pa m 3 mol -1 K -1 Default RHO sed 1300 kg ww m -3 Default RHOsolid 2500 kg solid m -3 solid Default TEMP 285 K Default CONVsed 2,6 kg. -1 ww kg dw Beräknat enl ekv ovan QS, EqP, ww 0, mg kg -1 ww Beräknat enl ekv ovan QS fw, eco 0, mg L -1 EQS är 0,0002 µg/l = 0, mg/l enligt 2008/105/EG.