Riskbedömning av påväxtmedel från optimerade båtbottenfärger

Transkript

1 Riskbedömning av påväxtmedel från optimerade båtbottenfärger Maria Andersson Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen i Miljövetenskap 15 hp Institutionen för växt- och miljövetenskaper Göteborgs universitet Juni 2010

2 Sammanfattning Ett av sjöfartens stora problem är påväxt av marina växter och djur på fartygsskrov vilket leder till ökat motstånd genom vattnet och resulterar i en ökad bränsleförbrukning. Båtbottenfärger med giftiga substanser har effektivt hindrat marina organismer från att få fäste på skrovet men negativa effekter har även påvisats på andra vattenlevande organismer. I syfte att minimera påverkan på icke målorganismer arbetar forskningsprogrammet Marine Paint med att ta fram kommersiella och miljövänliga båtbottenfärger. Syftet med denna studie var att genomföra en exponeringsanalys för fem olika påväxtmedel innefattande koppar, kopparpyrition, DCOIT, irgarol 1051 och tolylfluanid. Dessa förekommer tillsammans i optimerade båtbottenfärger genererade inom Marine Paint. Syftet var även att utföra en inledande riskbedömning för fem optimerade kombinationer. Med hjälp av datormodelleringsprogrammet MAM-PEC predikterades koncentrationer av påväxtmedel i tre olika standardscenarier som representerar en kommersiell hamn, en småbåtshamn samt en farled. I den inledande riskbedömningen relaterades den predikterade exponeringen till en befintlig effektanalys. Småbåtshamnen är det scenario där den högst predikterade exponeringen sker för alla de fem kombinationer som studeras. Riskkvoten för dessa fem ämnen, enskilt och i fem kombinationer, understiger ett (1) i samtliga scenarier när tillgången på toxicitetsdata var större och genererade en lägre säkerhetsmarginal. Resultatet av denna studie visar att det inte föreligger någon hög risk för icke målorganismer vid användning av dessa påväxtmedel i optimerade båtbottenfärger. Summary Fouling of marine organisms on ship s hull is a great problem for the shipping industry which results in an increased resistance through the water and further in increasing fuel consumption. Antifouling paints with toxic substances have effectively prevented marine organisms to take hold of the hull, but adverse effects have also been observed on other aquatic organisms. In order to minimize the impact on non target organisms the research program Marine Paint is working to develop commercial effective and environmentally friendly antifouling paints. The aim of this study was to conduct an exposure analysis of five antifouling substances including copper, copper pyrithione, DCOIT, Irgarol 1051 and tolylfluanid. These are optimized together in antifouling paints generated by the program Marine Paint. The aim was also to perform an initial risk assessment for five optimized antifouling paints. By using the computer modelling program MAM-PEC, concentrations of fouling agents have been predicted in three different model scenarios representing a commercial harbour, a marina and a shipping lane. In the initial risk assessment the predicted exposure in the environment was related to an existing effect analysis. The marina is the scenario where the highest exposure is predicted for all five combinations included in this study. The risk quotient for these five substances, individually and in five combinations, resulted in less than one (1) in all scenarios where the availability of toxicity data was large which generated a lower assessment factor. The results of this study show that there is no increased risk of non-target organisms in the use of these fouling agents in the optimized antifouling paints.

3 Förord Det här examensarbetet presenterar en exponeringsanalys och inledande riskbedömning av påväxtmedel från optimerade båtbottenfärger. Studien är utförd vid Göteborgs universitet och institutionen för växt- och miljövetenskaper under våren 2010 som en avslutande del på kandidatprogrammet miljövetenskap med naturvetenskaplig inriktning. Arbetet har gett mig en bredare och djupare förståelse för hur en exponeringsanalys av kemiska ämnen går till, och framför allt hur mycket kunskap och förståelse om kemiska ämnen och miljön som behövs för att bättre kunna uttala sig om riskerna. Intresset för ämnet ekotoxikologi, hur kemiska ämnen sprids och omvandlas samt effekter i ekosystem och på organismer, har ökat under den här studien. Studien är en del av forskningsprogrammet Marine Paints arbete, ett samarbete mellan Göteborgs universitet och Chalmers tekniska högskola, i att ta fram kommersiellt möjliga och miljömässigt optimerade marina båtbottenfärger. Kombinationerna av dessa fem påväxtmedel är konfidentiellt material och utelämnas därför i rapporten med hänvisning till Marine Paint. Detta medför även att rapporten, och framför allt diskussionen, inte kan få det djup som önskas eftersom ämnenas egenskaper i varje kombination inte kan relateras till varandra. Resultatet i den här studien ska även ligga till grund för en ekotoxikologisk utvärdering, som kommer att utföras inom Marine Paint, av optimerade kombinationer för icke målorganismer. Jag skulle vilja rikta ett stort tack till min handledare, Åsa Arrhenius, som gav mig möjligheten att utveckla intresset för ekotoxikologi men även mitt intresse för havet och miljön. Efter många ändringar och mycket lång väntan på information och data från Marine Paint lyckades jag, med hjälp och stöd från Åsa, genomföra studien.

4 Innehållsförteckning SAMMANFATTNING... SUMMARY... FÖRORD... INNEHÅLLSFÖRTECKNING INLEDNING BIOCIDER TILL OPTIMERADE BÅTBOTTENFÄRGER Koppar, Cu Kopparpyrition DCOIT Irgarol Tolylfluanid PROBLEMSTÄLLNING SYFTE AVGRÄNSNINGAR METOD INSAMLING AV DATA EXPONERINGSBESTÄMNING Modellbeskrivning Modelleringsscenarier Kombinationer EFFEKTBESTÄMNING RISKKARAKTERISERING RESULTAT EXPONERINGSBEDÖMNING Kombination Kombination Kombination Kombination Kombination EFFEKTBEDÖMNING RISKBEDÖMNING Kombination Kombination Kombination Kombination Kombination DISKUSSION BEDÖMNING AV EXPONERING, EFFEKT OCH RISK UTVECKLING AV RISKBEDÖMNINGEN SLUTSATSER REFERENSER BILAGA A. LISTA ÖVER FÖRKORTNINGAR BILAGA B. KEMISKA OCH FYSIKALISKA PARAMETRAR BILAGA C. MILJÖFÖRHÅLLANDEN OCH DIMENSIONER BILAGA D. AKUTTOXISK DATA BILAGA E. KRONISK TOXICITETSDATA

5 1. Inledning En inledande beskrivning av båtbottenfärger och tänkta påväxtmedel presenteras nedan och avslutas med formulering av problemställning och syfte samt avgränsningar. Alla slags ytor under havsvatten, naturliga som antropogent framställda, koloniseras av så kallade fouling- eller påväxtorganismer. Det är alltifrån bakterier, mikro- och makroalger till musslor och havstulpaner. För sjöfarten utgör påväxten på skrovet ett stort problem där det bidrar till ökad friktion och sämre manöverförmåga vid rörelse genom vattnet. Hastigheten sänks med ökat motstånd och för att upprätthålla normal hastighet krävs en högre bränsleförbrukning, som kan öka upp till 40 % på ett halvår till följd av ökad påväxt (Marine Paint, 2008). Det här leder i sin tur till ökade emissioner av koldioxid, partiklar och andra luftföroreningar. Även underhåll av fartygen ökar där torrdockning krävs allt oftare för rengöring och/eller ommålning av skroven. Ökad bränsleförbrukning och ökat underhåll innebär stora ekonomiska kostnader för yrkessjöfarten. Något som kan ge negativa konsekvenser för både samhällsekonomi och miljön är spridning av påväxtorganismerna via fartygsskrov till andra ekosystem, där de blir så kallade introducerade arter. Så kom en av våra vanligaste påväxtorganismer idag, den släta havstulpanen Balanus improvisus, hit i mitten på 1800-talet (Nobanis, 2010). Antifouling innebär målning eller ytbehandling av ett fartygsskrov i syfte att kontrollera eller förebygga påväxt av oönskade organismer och är därför av stor ekonomisk betydelse. Grundidén med en antifouling/båtbottenfärg är att en verksam substans, i form av en giftig biocid, läcker från den målade ytan med olika hastighet beroende på färgens egenskaper (Cima & Ballarin, 2008; Thomas & Brooks, 2010). Biociderna kan ha olika verkningsmekanismer och därmed olika målorganismer, som innebär att de riktar in sig på olika marina målgrupper, som exempelvis havstulpaner eller alger. Deras uppgift på skrovets yta är att förhindra sättning av cypridlarver, som är förstadiet till en havstulpan, respektive hämma algernas fotosyntes, vilket i slutändan leder till att de påverkade organismerna ej får fäste på skrovet. Effekter på andra känsliga icke målorganismer i den marina miljön kan dock uppstå. Ett exempel på detta upptäcktes på 1950-talet då, tributyltenn, som var mycket effektiv mot flera påväxtorganismer och med en lång livslängd på skrovet började användas i båtbottenfärger (Marine Paint, 2008). Som en bieffekt visade det sig att även snäckor var extremt känsliga för TBT med specifik påverkan på snäckors fortplantningsförmåga i vattenmiljön kring båtar, vilket kom att hota artens överlevnad (Bernes, 2005). Hur stor risken är att en biocid påverkar den omgivande miljön kring fartyg beror på dess koncentration i vattnet och grad av giftighet (Cima & Ballarin, 2008). TBT var mycket giftigt och därför gav det en påverkan på miljön även i väldigt låga koncentrationer. På 80-talet upptäcktes problematiken med TBT, då hade ämnet sedan 60-talet uppskattningsvis ingått i antifoulingprodukter på mer än 70 % av världens kommersiella sjöfartsflotta (Yebra et al., 2004). I samband med att TBT:s miljöpåverkan uppmärksammades infördes ett förbud som idag är grunden till lagstiftningen kring antifoulingprodukter. Ett EU-förbud infördes 1989 gällande applicering av TBT-innehållande färger för båtar mindre än 25 meter och utökades till fartyg oavsett längd år 2003 genom antifoulingkonventionen av Internationella sjöfartsorganisationen, IMO. Sedan 1 januari 2008 måste all tennfärg vara borttagen eller övermålad om fartyget, oavsett storlek och trafik, ska anlöpa hamnar i länder där konventionen godkänts (IMO, 2010). Inom EU är konventionen godkänd genom förordningen om förbud av organisk tennfärg på fartygsskrov (EUkommissionen, 2008). Trots förbud mot ny applicering och mot existerande färg på fartygsskrov, finns TBT-föreningar fortfarande kvar i miljön, på grund av dess persistens och 2

6 förmåga att ackumuleras i sediment. Dessvärre gäller inte förbudet globalt och illegal försäljning förekommer (Gipperth, 2009). Lagstiftningen kring övriga biocider som finns på marknaden men också för framtagandet av nya produkter innefattas i Biociddirektivet 98/8/EG (Europaparlamentet, 1998) som infördes år Detta syftar till att harmonisera marknaden av biocidprodukter, där antifoulingprodukter ingår, och deras aktiva substanser inom EU genom en utvärderings- och registreringsprocess. Hälso- och miljörisker utvärderas, genom en riskanalys, av ett medlemsland och vid acceptabla risknivåer förs de upp på direktivets positivlistor tillsammans med villkor för användning. Produkten kan därefter även godkännas i övriga medlemsländer utan att biociden genomgår samma utvärderingsprocess. Ett godkännande kommer att tidsbegränsas och icke godkända ämnen kommer att fasas ut (KemI, 2010). För fritidsbåtar och andra fartyg med egenvikt över 200 kg, finns i Sverige 14 godkända antifoulingprodukter, för huvudsaklig användning på västkusten. Ingen färg med läckage av biocider finns godkänt för användning i Östersjön enligt Kemikalieinspektionen (KemI, 2010c), där får istället mekanisk borttagning av påväxt nyttjas eller antifoulingprodukter som tar bort påväxt på fysikalisk väg. Påväxten ökar med ökad salthalt och utgör ett större problem på västkusten än i Östersjöns bräckta vatten, varför reglerna är strängare för Östersjön (KemI, 2006). Fritidsbåtar är som mest i rörelse vid kusten och i skärgårdarna med stort läckage av giftiga färger under sommaren och då vattenlevande organismer, som fisk och musslor, fortplantar sig vilket förklarar det begränsade antalet godkända antifoulingprodukter. För yrkessjöfart finns i Sverige 27 godkända produkter och orsaken till detta är att de inte trafikerar känsliga områden, som skärgården, i lika stor utsträckning som fritidsbåtarna men också för att de ligger i vattnet året om. Antifoulingprodukter är också av ett större ekonomiskt intresse för yrkessjöfart där vinsten av effektivt påväxtmedel även bidrar till minskad miljöpåverkan i form av minskat utsläpp av luftföroreningar som CO 2, SO x, NO x och partiklar. Antifoulingprodukters effektivitet mot påväxt och därmed dess betydelse för sjöfartens transportekonomi, har lett forskningen in på utvecklingen av mer effektiva och miljövänliga biocider. Koppar har traditionellt varit bra mot påväxt och ersätter TBT, men kombineras med organiska biocider som Irgarol, DCOIT eller tolylfluanid (Cima & Ballarin, 2008) för att effektivt hindra även koppartoleranta påväxtorganismer som algarterna Enteromorpha spp., Ectocarpus spp. och Achnanthes spp. (Voulvoulis et al., 1999). Ökad användning av organiska biocider, men även koppar, i båtbottenfärger förväntas ge en ökad koncentration av dem i havsmiljön (Voulvoulis et al., 1999; Borg & Trombetta, 2010). För att undvika att skada uppstår i miljön, som i fallet med TBT, krävs enligt biociddirektivet en ekotoxikologisk riskbedömning där risker, acceptabla eller oacceptabla, identifieras i miljön vid användning av en biocid. Den predikterade koncentrationen i miljön, PEC, jämförs med den koncentration som inte förväntas ge en negativ påverkan på organismer, PNEC. Jämförelsen (PEC/PNEC) ger en riskkvot där ett värde under ett (1) förväntas innebära låg risk för organismerna vid användning av biociden (Walker et al., 2006). Brist på kunskap eller data tas med i bedömningen genom säkerhetsmarginaler. Uppmätta miljökoncentrationer av de studerade ämnena i antifoulingprodukter finns inte alltid tillgängligt utan PEC, Predicted Environmental Concentrations, modelleras fram med programmet MAM-PEC, Marine Antifoulant Model to Predict Environmental Concentrations. Programmet utvecklades inom CEPE, European Council of producers and importers of paints, printing inks and artists colours, på uppdrag av Europeiska kommissionen för användning inom OECD-länderna, Organisation for Economic Co-operation and Development (van Hattum et al., 2002). 3

7 Marine Paint är ett forskningsprogram med finansiellt stöd av MISTRA, Stiftelsen för miljöstrategisk forskning, vid Göteborgs universitet och Chalmers tekniska högskola med uppgiften att ta fram kommersiellt möjliga och miljömässigt optimerade marina båtbottenfärger. Till en början studerades endast en biocid men nu är fokus på flera olika biocider och kombinationer av dessa med syfte att ta fram en miljömässigt hållbar båtbottenfärg som hämmar all sorts påväxt (Marine Paint, 2008). 1.1 Biocider till optimerade båtbottenfärger I en båtbottenfärg ingår en eller flera verksamma biocider och i den här studien bedöms exponeringen av följande fem biocider. Samtliga dessa biocider utvärderas för närvarande enligt Biociddirektivet för att eventuellt få ett godkännande som biocid i båtbottenfärger Koppar, Cu 2+ Koppar är ett metalliskt grundämne och essentiellt för människor, djur och växter i små mängder men kan bli toxiskt vid koncentrationer som överstiger vad som är fysiologiskt nödvändigt (Neira et al., 2009). Koppar har använts i båtbottenfärger i många hundra år, för första gången redan på 1600-talet, då det är effektivt mot påväxtorganismer redan i små koncentrationer. Kopparjoner löses väldigt långsamt i vatten från en båtbottenfärg, vilket resulterar i en kontinuerlig läckagehastighet från skrovet (Zhou et al., 2006). Koppar har ersatt TBT som huvudsaklig biocid i en båtbottenfärg, vanligtvis som Cu 2 O, CuSCN eller metalliskt koppar men kompletteras ofta med organiska biocider för att öka effektiviteten mot koppartoleranta påväxtorganismer. Koppar kan förekomma i flera olika former i vattnet vilket beror på ph, salinitet och mängden organiskt kol (Madsen et al., 2000). De fria kopparjonerna, Cu + och Cu 2+, är de mest biotillgängliga formerna av koppar då de kan passera cellmembran. Biotillgänglig Cu 2+ är oftast två till tre gånger högre vid kusten och i vikar under sommaren på grund av ökat underhåll av båtar, ökad läckage av beläggning och löst Cu vid högre temperaturer samt att Cu-komplex får en svagare bindningskapacitet i varmare vatten (Neira et al., 2009). Minskad biotillgänglighet och därmed minskad toxicitet har rapporterats för fisk, musslor, makroalger och encelliga alger om löst organiskt kol binder till fria kopparjoner (Thomas & Brooks, 2010) vilket ofta sker i hav och sjöar. Koppar kan även adsorbera till suspenderat partikulärt material, som till slut sedimenterar och ackumuleras i sedimentet. Sediment innehåller därför oftast två till tre gånger så hög koncentration av koppar än vattenkolumnen. Detta är ett vanligt fenomen i högt trafikerade hamnar och marinor med lågt vattenutbyte. Hamnsediment är dessutom oftast anoxiska, syrefria, med ett högt sulfidinnehåll som binder koppar (Madsen et al., 2000). Muddring av hamnar och marinor med högt kopparinnehåll i sediment, ökar toxiciteten för marina organismer då sediment syresätts och biotillgänglig koppar frigörs (Thomas & Brooks, 2010; Neira et al., 2009) Kopparpyrition Kopparpyrition (CuPT), eller koppar omadine som är handelsnamnet, är en alternativ organisk biocid som utvecklades 1996 för att ersätta TBT i antifoulingprodukter. Ämnet är toxiskt verkningsmekanism mot alger, svampar och bakterier men även icke målorganismer exponeras eftersom biociden sakta läcker från färgen med en konstant hastighet (Thomas & Brooks, 2010). Effekter har setts på juvenila stadier av fisken Oncorhynchus mykiss (Okamura et al., 2002). CuPT är även mer toxiskt mot kräftdjur än andra organiska biocider som ersätter TBT (Mochida et al., 2006). CuPT har ändå varit godkänt som verksam biocid i antifoulingprodukter (Borg & Trombetta, 2010), gäller även i Sverige (KemI, 2010e), på grund av dess snabba fotolytiska nedbrytning på mellan 7-30 minuter som uppmätts i 4

8 laboratorie (Maraldo & Dahllöf, 2004a). Nedbrytningen efter läckage från fartygsskrov i miljön bedöms dock vara mindre än i laboratorie då UV-strålning reduceras av molnighet, turbiditet och skuggor från förtöjda båtar (Borg & Trombetta, 2010). En minskad nedbrytning, och därmed ökad persistens hos ämnet, på grund av begränsad ljustillgång är mätbar redan på 1 meters djup. Snabb fotolytisk nedbrytning kan jämföras med hydrolytisk nedbrytning där halveringstiden uppgår till över 90 dagar (Thomas & Brooks, 2010). Kopparpyrition är ett lipofilt metallkomplex som kan interagera med fria metalljoner i vattnet genom att byta ut sin metalljon mot en annan (Thomas et al., 2000). Omfattningen på detta byte beror på koncentrationen av fri metalljon samt stabilitetskonstanten, styrkan på interaktionen mellan reagenserna i komplexet, hos metallpyritionen. Koppar som är den frigjorda metalljonen kan även bilda nya komplex med andra ligander som förekommer i vattnet. Om det finns Cu 2+ tillgängligt kan kopparpyrition bildas som en transkeleringsprodukt från zinkpyrition, ZnPT, (Maraldo & Dahllöf, 2004b) som är ett annat lipofilt metallkomplex som används som biocid i båtbottenfärger. Kopparpyrition kan därmed ackumuleras i sediment i hamnar och marinor där fartyg och fritidsbåtar ligger förtöjda och ett stort läckage av koppar sker (Maraldo & Dahllöf, 2004b) DCOIT DCOIT, den aktiva substansen i Sea-Nine 211, är ett ämne som enbart används som biocid i båtbottenfärger (Voulvoulis et al., 1999; Cima & Ballarin, 2008). Det är en instabil förening som bryts ned väldigt snabbt i både vatten och sediment med halveringstider på mindre än ett dygn. Snabbast går det i sediment med halveringstider på mindre än en timma (Madsen et al., 2000; Steen et al., 2004 ). Nedbrytningen är framförallt biotisk, i både aeroba och anareoba miljöer (Voulvoulis et al., 1999) och sker 200 gånger fortare än hydrolys eller fotolys (Thomas & Brooks, 2010). Ämnet innehåller isothiazol-3-on, en reaktiv elektrofil biocid, med uppvisad toxicitet mot mikroorganismer genom diffusion via cellmembran och reaktion med essentiella thiol-innehållande proteiner eller små biomolekyler (Arning et al., 2009). Dess toxicitet har även påvisats på akvatiska plantor och kräftdjur (Cima & Ballarin, 2008). Studier visar även på bioackumulation och snabb metabolisering i fisk vid väldigt låga koncentrationer (Thomas & Brooks, 2010), vilket kan bero på dess höga log K ow -värde på 4.79 (Fördelningskoefficient n-oktanol/vatten). Detta värde på 4.79 överstiger det värde på 2.85 som används vid modellering i MAM-PEC en hel del men har uppmätts i flera tester av Arning et al. (2009). Ett log K ow -värde på 3.0 eller högre visar på stor möjlighet till bioackumulation och höga biokoncentrationsfaktorer (BCF), vilket leder till en högre koncentration av ämnet i organismen än i omgivande miljö Irgarol 1051 Irgarol 1051:s användning som biocid i båtbottenfärger har ökat sedan TBT-förbudet kom 1989 (IMO, 2010). Irgarol är en herbicid och målgruppen är fotosyntetiserande växter där funktionen grundar sig på inhibering av fotosyntesen. Ämnet används även inom jordbruket mot ogräs men är inte godkänt i Sverige (KemI, 2010d). På grund av dess verkningsmekanism att specifikt binda till ett protein i fotosyntesen är irgarol mer toxiskt mot alger än andra trofiska nivåer. Beroende på art kan låga koncentrationer av irgarol hämma algtillväxt, bland annat hos Enteromorpha intestinalis, en koppartolerant algart (Voulvoulis et al., 1999). Studier har även visat att en viss bioackumulation förekommer i marina makrofyter, storvuxna växter i vattenvegetationen, som exempelvis makroalger (Thomas & Brooks, 2010). I områden med lågt vattenutbyte och intensiv båtaktivitet sker en viss ackumulation av irgarol, vilket beror på dess persistens i havsvatten. Nedbrytningen är mycket liten, med halveringstider på mellan 100 och 350 dagar, och fördelningen till sediment är mycket låg, ca 5

9 4 % (Thomas& Brooks, 2010; Voulvoulis et al., 1999). På grund av ämnets persistens i den akvatiska miljön är det förbjudet på fritidsbåtar sedan 2001 i det artfattiga Östersjön. Blåstångens förökningsstadier påverkas negativt av irgarol, vilket missgynnar många andra vattenlevande organismer i Östersjön som lever i blåstångens täta bestånd (WWF, 2008) Tolylfluanid Tolylfluanid är en fungicid och har länge använts som bekämpningsmedel mot svampangrepp i trädgårds- och jordbruksgrödor men även mot röta och blåmögel på trä utomhus (KemI, 2010a). Tolylfluanid används också som fungicid i marina påväxtmedel. Ämnets hydrolytiska och mikrobiella nedbrytning sker snabbt i både jord och vatten. Omvandlingsprodukten DMST är mer stabil och finns kvar i jorden under längre tid. Tolylfluanid är fettlösligt och kan bioackumuleras. Det är mycket giftigt för fisk och har generellt hög giftighet för vattenlevande organismer, vilket gäller både tolylfluanid och DMST (KemI, 2010a). Sedan våren 2007 finns inga godkända växtskyddsmedel svamp, skadedjur eller konkurrerande växter på marknaden som får innehålla tolylfluanid. Detta gäller både frilands- och växthusodlingar (KemI, 2010b). 1.2 Problemställning En effektiv båtbottenfärg är nödvändig, sett till både miljö och ekonomi, och gäller såväl fritidsbåtar som yrkessjöfart. Innan en verksam biocid finns tillgänglig på marknaden i en miljöoptimerad båtbottenfärg krävs en bedömning av riskerna för att undvika negativa effekter oavsett var den förekommer i miljön. Bedömningen utgår från de enskilda biociderna men även i kombination med varandra. Kemisk och fysikalisk data om biociden samt effektdata på organismer sammanställs från vetenskapliga artiklar eller tas fram experimentellt. Bedömningen utgår även från ett antal standardiserade scenarios, beroende på var färgen är tänkt att användas, för hamnar, småbåtshamnar och farleder. Målet är att få en uppfattning om vilka halter som kan tänkas uppstå i miljön när ämnet används och om det påverkar miljön och organismerna negativt. 1.3 Syfte Syftet med denna studie var att genomföra en exponeringsanalys för fem olika påväxtmedel; koppar, kopparpyrition, DCOIT, irgarol 1051 och tolylfluanid då de förekommer tillsammans i optimerade båtbottenfärger genererade inom Marine Paint. En inledande riskbedömning för de optimerade båtbottenfärgerna har utförts där den predikterade exponeringen relateras till en befintlig effektanalys. Studien ska även ligga till grund för en ekotoxikologisk utvärdering, som kommer att utföras inom Marine Paint, av optimerade kombinationer för icke målorganismer. 1.4 Avgränsningar De avgränsningar som har gjorts i studien är att bedömningen görs enbart för de fem nämnda biociderna i fem optimerade båtbottenfärger genererade inom Marine Paint. Eventuella nedbrytningsprodukter, metaboliter, behandlas inte. Tre scenarios, en för hamn, småbåtshamn och farled, med standardvärden inom OECD-länderna med utgångspunkt från europeiska förhållanden används vid exponeringsbedömningen och är vad som föreskrivs i Emission Scenario Documents, ESD PT21 (van de Plassche & van der Aa, 2004). Scenarierna är inte direkt tillämpbara för svenska förhållanden eftersom vi till exempel inte berörs av tidvatten i så stor utsträckning, samt att Östersjön skiljer sig från västkusten, men är inget som tas hänsyn till i den här studien. Applikationsfaktorn, hur stor andel av fartygen och båtarna som behandlats med båtbottenfärg innehållande specifik studerad biocid, som används är 100 % i 6

10 samtliga fall. Denna andel varierar i verkligheten men sätts till 100 % för att kunna jämföra de olika kombinationerna i studien med avseende på förväntad koncentration i miljön. Om riskkvoten överstiger ett (1) kommer inte scenarier förfinas och bättre ekotoxikologisk data letas upp i den här studien för att få en bättre skattning av PEC och PNEC och därmed bättre uttala sig om risken. En riskkvot över ett innebär att en viss biocid eller kombination inte är ett bra alternativ. Vid riskkarakteriseringen, där PEC divideras med PNEC för att få en riskkvot, har effektdata sammanställts av Marine Paint och inga egna efterforskningar har utförts. 7

11 2. Metod En miljöriskbedömning behöver genomföras inom EU för nya respektive redan existerande substanser samt aktiva och skadliga substanser enligt Commission Directive 93/67/EEC, Commission Regulation No.1488/94 samt Biocidal Products Directive 98/8/EC. Det finns beskrivet i TGD, Technical Guidance Documents, som stödjer lagstiftningen i dessa direktiv och bestämmelser för bedömningar av risker med kemiska substanser för mänsklig hälsa och miljön där även erfarenheter från tidigare utförda riskbedömningar tas med. En miljöriskbedömning består av tre delar; exponeringsbestämning, effektbestämning och riskkarakterisering. De två förstnämnda utgör en kvantitativ PEC/PNEC-uppskattning och ger grunden för den sistnämnda riskkarakteriseringen (European Commission, 2003). 2.1 Insamling av data Data och information om biocider har samlats in genom sökning på Web of science efter vetenskapliga artiklar, från i år och som längst tillbaka till och med 80-talet. Sökorden har varit copper pyrithione or copper omadine*, tolylfluanid*, DCOIT*, seanine*, sea*nine or DCOIT, irgarol* och copper*. Artiklar har valts ut efter relevans till den här studien. Information om riskbedömning har samlats in från hemsidorna Kemikalieinspektionen ( och Europeiska kommissionen ( där gällande lagstiftning och riktlinjer finns att ladda ner. 2.2 Exponeringsbestämning Vid exponeringsbestämningen där målet är PEC, Predicted Environmental Concentration, sammanställs all exponeringsrelaterad information om kemikalien så som emission, spridning, omvandling och deposition. Halterna av en kemikalie kan fås fram med representativ mätning direkt i den potentiellt exponerade miljön, som vatten och sediment, eller beräknas med hjälp av modelleringsprogram (European Commission, 2003). Modellering ger möjligheten att uppskatta mängden biocid som läcker under färgens livstid baserat på färgens biocidinnehåll, där läckage beror på typ av färg och biocid (Thomas & Brooks, 2010) men även ålder hos färgen, hastigheten på fartyget och vattnets egenskaper spelar roll. En exakt läckagehastighet är nödvändig för att effektivt granska och reglera utsläppet av biocider i den akvatiska miljön (van de Plassche & van der Aa, 2004) Modellbeskrivning Datormodelleringsprogrammet MAM-PEC 2.5, Marine antifoulant model to predict environmental concentrations, predikterar koncentrationer av påväxtmedel i den marina miljön genom simulering i fem typiska och realistiska miljöer. Det är miljöer som en kommersiell hamn, flodmynning med liten marina, hamn, öppna havet och en farled. Egenskaper och dimensioner för den marina miljön kan specificeras efter användarens egna intressen för att bättre stämma överens med lokala förhållanden. Modellen tar hänsyn till olika emissionsfaktorer, som exempelvis läckagehastigheter, fartygsintensitet, vistelsetid i hamnen och skrovarea under vattenytan. Ämnesrelaterade egenskaper så som flyktighet, hydrolys, fotolys och bakteriell nedbrytning samt processrelaterade händelser som exempelvis strömmar, tidvatten, salinitet och suspenderat material tas också med i beräkningarna. Fri mjukvara finns att ladda ner på hemsidan (delftsoftware.wldelft.nl) (WL Delft Hydraulics, 2010). Till följd av biociddirektivet har programmet utvecklats och en harmonisering av olika emissionsscenarios av antifoulingprodukter inom OECD-länderna har skett och föreskrivs i Emission Scenario Documents, ESD PT21. De tre scenarier; commercial harbour, marina och shipping lane, som finns förprogrammerade i MAM-PEC för OECD utgår från europeiska förhållanden (se bilaga C) och biociddirektivet där Rotterdams hamn, en småbåtshamn i 8

12 franska Medelhavet samt den nederländska delen av Nordsjön används på grund av intensiv sjöfart, tillgänglig statistik och kunskap om områdets hydrologi (van de Plassche & van der Aa, 2004). a) b) c) Figur 1. Dimensioner i MAM-PEC för a) Commercial Harbour, b) Marina och c) Shipping lane. För beskrivning av ingående parametrar se bilaga C. Referens: MAM-PEC 2.5 (delftsoftware.wldelft.nl) Modelleringsscenarier I den här studien har ovan nämnda scenarier för OECD-länderna använts för att prediktera miljökoncentrationer av biocider i den marina miljön. Kemisk och fysikalisk data om biocider finns inprogrammerat i MAM-PEC (se bilaga B). De predikterade koncentrationerna av respektive studerad biocid som används i resultatet är den totala koncentrationen av biocidläckage som finns i vattnet, det som finns på suspenderat material samt i sediment som varit exponerat under ett år respektive en tioårsperiod. Koncentrationsvärdet som valts är ett medelvärde över den predikterade koncentrationen. I MAM-PEC finns ett medelvärde över samtliga biociders läckagehastighet, 2.5 μg/cm 2 /dag, inprogrammerad. För koppar är motsvarande siffra 50 μg/cm 2 /dag (van Hattum et al., 2002). En ämnesspecifik läckagehastighet för varje kombination, uträknad av Marine Paint, har använts för samtliga studerade biocider. Modelleringar i den här studien tar fram en potentiell koncentration i miljön vid användning av specifika biocider i antifoulingprodukter och en eventuell bakgrundskoncentration av biociderna är därför satt till noll. Applikationsfaktorn (AF) anger hur stor andel av fartygen och båtarna i respektive scenario som behandlats med antifoulingprodukter innehållande specifik studerad biocid och har i varje modellering ändrats i emissionsscenarierna från 90 till 100 %. Ett worst case scenario med standardvärden, där samtliga fartyg och båtar är målade med färg innehållande en viss biocid, kan initialt användas i en bedömning för att se om det föreligger en hög grad av exponering i miljön eller ej. Kan även tillämpas om viss data saknas (European Commission, 2003). Tabell 1: Emissionsscenario för en kommersiell hamn, småbåtshamn och farled inom OECD-länderna. Commercial harbour Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Längdklass (m) Ytarea (m 2 ) Förtöjda fartyg (/dag) Fartyg i rörelse (/dag) 1,8 0,4 0,4 0,1 0,1 AF (%) Marina Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Längdklass (m) Ytarea (m 2 ) 30, Förtöjda fartyg (/dag) Fartyg i rörelse (/dag) AF (%)

13 Shipping lane Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Längdklass (m) Ytarea (m 2 ) Förtöjda fartyg (/dag) Fartyg i rörelse (/dag) 3,9 1,7 1,6 0,4 0,5 AF (%) Kombinationer Tabell 2: Fem olika kombinationer av påväxtmedel som bedöms i den här studien. Antal påväxtmedel Kombination 1 Tre substanser Kombination 2 Tre substanser Kombination 3 Tre substanser Kombination 4 En substans Kombination 5 Fyra substanser 2.3 Effektbestämning Vid en effektbestämning bestäms de potentiellt ekotoxikologiska effekterna på organismer i det exponerade området genom laboratorieförsök där organismer exponeras för olika koncentrationer av biociderna, en så kallad dos-respons bedömning. Försöken sker på olika trofiska nivåer där alg, kräftdjur och fisk utgör standardiserade testorganismer. Försök sker även på andra organismgrupper, särskilt i havet, som mollusker och tagghudingar. Beroende på vilken effekt som är av intresse mäts utvalda parametrar som exempelvis immobilitet, mortalitet eller kroppsvikt för de olika testade koncentrationerna för att få fram en effektnivå. Känsligheten för biocidens verkningsmekanism varierar inom och mellan arter, och mellan grupper av arter, vilket ger olika effektnivåer för olika arter. Försöken sker över olika lång tid och kan antingen vara akuta, kortsiktiga eller kroniska, långsiktiga. Data från de känsligaste testade arterna extrapoleras sedan till det verkliga ekosystemet. För att kompensera bristen på tillräcklig data samt minimera sannolikheten att skada uppstår i miljön finns det i TGD (European Commission, 2003) en tabell över uppskattade säkerhetsmarginaler, assessment factors, med värden mellan tio och , som tas med i beräkningarna. En mer realistisk bedömning av effekterna fås om den lägsta faktorn kan väljas, vilket baseras på minst tre kroniska NOEC-värden, No Observed Effect Concentration, för tre trofiska nivåer samt kroniska NOEC-värden från två andra marina grupper. Målet är PNEC, Predicted No Effect Concentration, som är en predikterad koncentration i miljön där det troligtvis inte sker någon oacceptabel effekt på organismer. Det utgörs därmed av den högsta koncentration av kemikalien som kan finnas i miljön utan att organismerna uppvisar några effekter. I den här studien har effektdata för de olika studerade biociderna sammanställts av Marine Paint och utgörs av ekotoxikologiska data publicerade i vetenskapliga artiklar. Denna sammanställning var dock inte komplett vid genomförandet av detta arbete varför PNEC inte kunde bestämmas för alla biocider. PNEC som finns redovisat i de dossierer från de företag som nu ansöker om registrering och utvärdering av biocider genom biociddirektivet har också använts. 10

14 2.4 Riskkarakterisering De två tidigare stegen, exponeringsbestämning samt effektbestämning, utgör grunden för riskkarakteriseringen. Värden för PEC i olika medier, så som vatten och sediment, divideras med PNEC-värdet och en kvantitativ riskkvot fås för varje studerat ämne och delscenario. Riskkvoten för en kombination fås om riskkvoterna för respektive enskild biocid adderas. Riskkvoten säger om det föreligger en risk i miljön eller inte vid användning av ämnet. En riskkvot lika med eller över ett (1) förväntas innebära en hög risk för organismer i den marina miljön vid användning av biociden. För att eventuellt sänka riskkvoten, och därmed kunna uttala sig mer säkert om riskerna, krävs fler långsiktiga ekotoxikologiska försök på flera olika trofinivåer, vilket ger lägre assessment factors, men även en bättre skattning av den predikterade koncentrationen i miljön. 11

15 Konc. [μg/l] 3. Resultat Resultatet från modellering av samtliga studerade biocider i MAM-PEC 2.5, uträkning av PNEC från tillgänglig effektdata samt PEC/PNEC karakterisering presenteras i detta avsnitt. 3.1 Exponeringsbedömning Genom modellering i olika scenarier med MAM-PEC 2.5 kan koncentrationer av respektive studerad biocid predikteras men även hur biociderna fördelas i miljön. Varje modellering baseras på de enskilda biociderna med dess respektive egenskaper och läckagehastigheter då de förekommer i en specifik kombination (Fig. 2). Resultatet för de fem kombinationerna presenteras med figurer på den totala koncentrationen av biociderna i vattnet. För kommersiell hamn och småbåtshamn presenteras två koncentrationer där den ena koncentrationen är den som förväntas förekomma inne i hamnen och den andra koncentrationen den som förväntas förekomma i omgivningarna utanför hamnen Kombination 1 Inne i hamnen i en småbåtshamn förväntas den högsta predikterade koncentrationen av kombination 1 förekomma i vattnet (Fig. 2), både som kombination och som enskilda ingående ämnen. Den högsta predikterade koncentrationen av Ämne 1 är 3,6 gånger högre än Ämne 2:s predikterade koncentration i samma scenario. 1,40E-02 1,20E-02 1,00E-02 8,00E-03 6,00E-03 4,00E-03 Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 2,00E-03 0,00E+00 Com. harbour (hamn) Com. harbour (omgivn.) Marina (hamn) Marina (omgivn.) Shipping lane Figur 2. Koncentration av ingående ämnen som finns totalt i vattnet i de modellerade scenarierna för kombination 1. Commercial harbour och marina ger en predikterad koncentration av biociderna i hamnen samt omgivningen utanför hamnen Kombination 2 För kombination 2 visar själva hamnen i en småbåtshamn det scenario som förväntas ge de högst predikterade koncentrationerna i vattnet av ingående ämnen samt för hela kombinationen (Fig. 3). 12

16 Konc. [μg/l] Konc. [μg/l] 1,40E-02 1,20E-02 1,00E-02 8,00E-03 6,00E-03 4,00E-03 2,00E-03 Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 0,00E+00 Com. harbour (hamn) Com. harbour (omgivn.) Marina (hamn) Marina (omgivn.) Shipping lane Figur 3. Koncentration av ingående ämnen som finns totalt i vattnet i de modellerade scenarierna för kombination 2. Commercial harbour och marina ger en predikterad koncentration av biociderna i hamnen samt omgivningen utanför hamnen Kombination 3 För kombination 3 ger återigen själva hamnen i en småbåtshamn de högst predikterade koncentrationen i vattnet (Fig. 4). Vattnet i omgivningarna utanför den kommersiella hamnen och småbåtshamnen förväntas innehålla låga predikterade koncentrationer av ämnena, precis som för övriga kombinationer (Fig. 2, 3, 5 och 6). 1,80E-02 1,60E-02 1,40E-02 1,20E-02 1,00E-02 8,00E-03 6,00E-03 Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 4,00E-03 2,00E-03 0,00E+00 Com. harbour (hamn) Com. harbour (omgivn.) Marina (hamn) Marina (omgivn.) Shipping lane Figur 4. Koncentration av ingående ämnen som finns totalt i vattnet i de modellerade scenarierna för kombination 3. Commercial harbour och marina ger en predikterad koncentration av biociderna i hamnen samt omgivningen utanför hamnen Kombination 4 I Figur 5 visar kombination 4 den högst predikterade koncentrationen i själva hamnen i en småbåtshamn. En koncentration som är ca 6000 gånger högre än den predikterade koncentrationen i en farled. 13

17 Konc. [μg/l] Konc. [μg/l] 1,80E-02 1,60E-02 1,40E-02 1,20E-02 1,00E-02 8,00E-03 Ämne 1 6,00E-03 4,00E-03 2,00E-03 0,00E+00 Com. harbour (hamn) Com. harbour (omgivn.) Marina (hamn) Marina (omgivn.) Shipping lane Figur 5. Koncentration av ingående ämne som finns totalt i vattnet i de modellerade scenarierna för kombination 4. Commercial harbour och marina ger en predikterad koncentration av biociderna i hamnen samt omgivningen utanför hamnen Kombination 5 I kombination 5 (Fig. 6) visar återigen själva hamnen i en småbåtshamn de högst predikterade koncentrationerna i vattnet. Detta gäller de enskilda ingående ämnena men även för kombinationen. Ämne 1 uppvisar även en något högre predikterad koncentration i en kommersiell hamn. 2,50E-02 2,00E-02 1,50E-02 1,00E-02 5,00E-03 Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 Ämne 4 0,00E+00 Com. harbour (hamn) Com. harbour (omgivn.) Marina (hamn) Marina (omgivn.) Shipping lane Figur 6. Koncentration av ingående ämnen som finns totalt i vattnet i de modellerade scenarierna för kombination 5. Commercial harbour och marina ger en predikterad koncentration av biociderna i hamnen samt omgivningen utanför hamnen. 3.2 Effektbedömning Här presenteras PNEC-värden, Predicted No Effect Concentration, som räknats ut enligt kriterierna för assessments factors i TGD (European Commission, 2003). Effektdata kommer från publicerade vetenskapliga artiklar och är sammanställd av Marine Paint. För ett studerat ämne saknas tillräckligt med effektdata för att få fram ett PNEC-värde och utelämnas i effektbedömningen. 14

18 För kopparpyrition är ekotoxikologiska korttidsförsök utförda på alger, kräftdjur och fisk men även på två andra marina taxonomiska grupper, mollusker och bakterier. Det finns även ett kroniskt NOEC-värde tillgängligt och en assessment factor på 1000 kan därmed användas. Det kroniska NOEC-värdet på 0,24 μg/l finns för F. heteroclitus, en fisk, utfört under 1200 timmar (Mochida et al., 2008) och PNEC blir därmed 0,00024 μg/l. För DCOIT är korttidsförsök utförda på tre olika trofiska nivåer samt minst två andra marina taxonomiska grupper. Även långtidsförsök har utförts och kroniska NOEC-värden finns för tre olika arter som täcker tre olika trofinivåer; alg, kräftdjur och fisk. En assessment factor på 100 kan därmed användas. Det lägsta kroniska NOEC-värdet är 0,63 µg/l för D. magna, ett kräftdjur, efter 504 timmars exponering (Shade et al., 1993). Det är dock inte den känsligaste testade arten utan det lägsta akuttoxiska EC50-värdet är 0,35 µg/l för algarten E. huxleyi efter en exponering på 72 timmar (Devilla et al., 2005). PNEC blir därmed 0,0035 µg/l. Ekotoxikologiska korttidsförsök med irgarol 1051 har utförts på tre olika arter; alg, kräftdjur och fisk, representerande tre olika trofinivåer. Korttidsförsök har även utförts på minst två andra marina taxonomiska grupper, exempelvis mollusker och sjöpung, och en assessment factor på 1000 kan därmed användas i beräkningen. Det lägsta EC50-värdet är 0,16 µg/l för algen Synechococcus sp. efter 72 timmars exponering (Devilla et al., 2005). PNEC blir därmed 0,00016 µg/l. För tolylfluanid är korttidsförsök utförda på tre olika arter som täcker tre olika trofinivåer; alg, kräftdjur och fisk, men försök har även utförts på minst två andra marina taxonomiska grupper, exempelvis mollusker och sjöpung. Det finns även två kroniska försök, utförda under 504 respektive 72 timmar, på kräftdjuret D. magna och algarten S. subspicatus med NOECvärden på 100 (Bayer AG, 2002) respektive 1000 µg/l (KemI, 2010a). Detta ger en assessment factor på 500. Dessa kroniska värden härstammar dock inte från de känsligaste arterna som utsätts för tolylfluanid utan det lägsta akuttoxiska EC10 på 34,4 µg/l för C. intestinalis, en sjöpung, efter 48 timmars exponering (Bellas, 2006) används. PNEC blir därmed 0,0688 µg/l. Tabell 3. Översikt av effektdata och assessment factors (AFs) som ger PNEC-värden. Lägst Lägsta Antal Antal trofiska AFs PNEC akuttoxiska L(E)C50 kroniska toxicitets NOEC kroniska NOECvärden nivåer för kroniska NOEC CuPT 0,95 µg/l 3,0 nm 0,24 µg/l 0,76 nm ,00024 µg/l 7,6*10-4 nm DCOIT 0,35 µg/l 1,2 nm 0,63 µg/l 2,2 nm ,0035 µg/l 0,012 nm Irgarol 0,16 µg/l ,00016 µg/l Tolylfluanid 0,63 nm 34,4 µg/l 99 nm 100 µg/l 288 nm 6,3*10-4 nm ,0688 µg/l 0,20 nm 3.3 Riskbedömning I riskkarakteriseringen jämförs den förväntade koncentrationen i miljön (PEC) med den koncentration som inte långsiktigt förväntas ge någon negativ effekt på organismer (PNEC). En riskkvot överstigande ett (1) förväntas innebära en hög risk för att negativa effekter kan ske på organismer vid användning av biociderna i den marina miljön. I resultatet presenteras 15

19 PEC-värden för den totala koncentrationen i vattnet. PNEC-värden som används i den här studien utgörs av redovisade värden i dossierer men även egna uträknade PNEC-värden. För koppar är inte ett eget PNEC-värde uträknat på grund av för lite tillgänglig effektdata och riskkvoter för tre av kombinationerna utelämnas i riskbedömningen. Jämförelsen mellan redovisade PNEC-värden med egna uträknade i riskbedömningen används för att se vilken betydelse tillgänglig bakgrundsinformation, och därmed storleken på säkerhetsmarginalen, har i riskbedömningen. Riskkvoten beräknas för respektive biocid i kombinationen och adderas sedan för de olika kombinationerna, vilket ger en sammanvägd riskkvot för varje kombination Kombination 1 Riskkvoterna för de olika enskilda ämnena i kombination 1 samt den sammanvägda riskkvoten (se Tabell 4) visar på värden under ett (1) i samtliga scenarier. Enligt TGD (European Commission, 2003) behövs inga fler ekotoxikologiska försök utföras, scenarier förfinas eller riskreducerande åtgärder införas för att bättre skatta risken. Tabell 4. Riskkvoter (PEC/PNEC) för respektive ämne och scenario samt total riskkvot för kombination 1. PEC utgår från specifik läckagehastighet för varje ämne i kombinationen och baseras på total koncentration i vattnet. PNEC baseras på det redovisade värdet i företagets dossier. Scenario Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 Total riskkvot Com. harbour (hamn) 3,97E-03 2,15E-03 6,22E-04 6,74E-03 Com. harbour (omg.) 2,21E-04 6,46E-05 1,80E-05 3,04E-04 Marina (hamn) 2,76E-01 1,26E-02 3,41E-03 2,92E-01 Marina (omg.) 1,73E-03 1,06E-04 2,87E-05 1,87E-03 Shipping lane 4,63E-05 1,87E-06 5,04E-07 4,87E Kombination 2 För kombination 2 ligger riskkvoterna för de olika enskilda ämnena samt den sammanvägda riskkvoten (se Tabell 5) på värden under ett (1) för samtliga scenarier när PNEC-värden redovisade i företagens dossier används. Vid användandet av eget uträknat PNEC-värde överstiger riskkvoten ett (1) för Ämne 1, 2 och 3 i småbåtshamnen. För Ämne 2 finns det även en risk för organismerna i den marina miljön i en kommersiell hamn. För kombinationen finns det en risk i en kommersiell hamn och en småbåtshamn. 16

20 Tabell 5. Riskkvoter (PEC/PNEC) för respektive ämne och scenario samt total riskkvot för kombination 2. Gråmarkerade rutor visar det scenario där riskkvoten överstiger ett (1) och som innebär en risk för organismerna i den marina miljön. PEC utgår från specifik läckagehastighet för varje ämne i kombinationen och baseras på total koncentration i vattnet. PNEC baseras på det redovisade värdet i företagets dossier och eget uträknat PNEC (se Tabell 3). Scenario Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 Total riskkvot PNEC Företag PNEC Egen uträkn. Com.harbour (hamn) 3,48E-03 2,09E-03 3,86E-03 9,43E-03 Com.harbour (omg.) 2,43E-04 6,28E-05 2,15E-04 5,21E-04 Marina (hamn) 8,70E-02 1,23E-02 2,67E-01 3,67E-01 Marina (omg.) 7,14E-04 1,03E-04 1,68E-03 2,50E-03 Shipping lane 1,30E-05 1,82E-06 4,51E-05 5,99E-05 Com.harbour (hamn) 6,67E-01 3,76E+00 5,29E-02 4,48E+00 Com.harbour (omg.) 4,67E-02 1,13E-01 2,94E-03 1,63E-01 Marina (hamn) 1,67E+01 2,22E+01 3,66E+00 4,25E+01 Marina (omg.) 1,37E-01 1,86E-01 2,31E-02 3,46E-01 Shipping lane 2,49E-03 3,28E-03 6,17E-04 6,38E Kombination 3 För kombination 3 överstiger inte riskkvoterna ett (1), varken för de enskilda ämnena eller för den sammanvägda riskkvoten för något av scenarierna (se Tabell 6). Tabell 6. Riskkvoter (PEC/PNEC) för respektive ämne och scenario samt total riskkvot för kombination 3. PEC utgår från specifik läckagehastighet för varje ämne i kombinationen och baseras på total koncentration i vattnet. PNEC baseras på det redovisade värdet i företagets dossier. Scenario Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 Total riskkvot Com. harbour (hamn) 5,25E-04 1,81E-03 1,08E-02 1,31E-02 Com. harbour (omg.) 1,52E-05 5,45E-05 7,27E-04 7,97E-04 Marina (hamn) 2,88E-03 1,07E-02 6,54E-01 6,67E-01 Marina (omg.) 2,42E-05 8,96E-05 4,54E-03 4,65E-03 Shipping lane 4,25E-07 1,57E-06 1,09E-04 1,11E Kombination 4 I Tabell 7 visas riskkvoterna för kombination 4 och enskild ingående ämne. När det redovisade PNEC-värdet i företagets dossier används förväntas ingen risk i miljön för organismerna då riskkvoten understiger ett (1) i samtliga scenarier. Vid egen uträkning av PNEC finns det en risk i den marina miljön för organismerna i scenariot småbåtshamn. 17

21 Tabell 7. Riskkvoter (PEC/PNEC) för respektive ämne och scenario samt total riskkvot för kombination 4. Gråmarkerade rutor visar det scenario där riskkvoten överstiger ett (1) och som innebär en risk för organismerna i den marina miljön. PEC utgår från specifik läckagehastighet för varje ämne i kombinationen och baseras på total koncentration i vattnet. PNEC baseras på det redovisade värdet i företagets dossier och eget uträknat PNEC (se Tabell 3). Scenario Ämne 1 Total riskkvot PNEC Företag PNEC Egen uträkning Com.harbour (hamn) 4,84E-03 4,84E-03 Com.harbour (omg.) 2,69E-04 2,69E-04 Marina (hamn) 3,34E-01 3,34E-01 Marina (omg.) 2,11E-03 2,11E-03 Shipping lane 5,64E-05 5,64E-05 Com.harbour (hamn) 6,63E-02 6,63E-02 Com.harbour (omg.) 3,69E-03 3,69E-03 Marina (hamn) 4,57E+00 4,57E+00 Marina (omg.) 2,89E-02 2,89E-02 Shipping lane 7,71E-04 7,71E Kombination 5 Riskkvoterna för kombination 5 (se Tabell 8) understiger värdet ett (1) för alla enskilda ämnen och total riskkvot i samtliga scenarier. Tabell 8. Riskkvoter (PEC/PNEC) för respektive ämne och scenario samt total riskkvot för kombination 5. PEC utgår från specifik läckagehastighet för varje ämne i kombinationen och baseras på total koncentration i vattnet. PNEC baseras på det redovisade värdet i företagets dossier. Scenario Ämne 1 Ämne 2 Ämne 3 Ämne 4 Total riskkvot Com.harbour (hamn) 5,51E-04 3,34E-03 9,66E-04 7,68E-04 5,63E-03 Com.harbour (omg.) 1,71E-05 1,01E-04 2,79E-05 4,28E-05 1,88E-04 Marina (hamn) 3,43E-03 1,97E-02 5,30E-03 5,32E-02 8,17E-02 Marina (omg.) 2,88E-05 1,65E-04 4,45E-05 3,36E-04 5,74E-04 Shipping lane 5,09E-07 2,91E-06 7,82E-07 2,42E-05 2,84E-05 18