RAPPORT Förslag till kriterier för val av ämnen till tidserier inom den nationella miljögiftsövervakningen

Transkript

1 RAPPORT Förslag till kriterier för val av ämnen till tidserier inom den nationella miljögiftsövervakningen Upprättad av: John Sternbeck, Ann Helén Österås Granskad av: Arnulf Hedenvind

2 RAPPORT Förslag till kriterier för val av ämnen till tidserier inom den nationella miljögiftsövervakningen Kund Naturvårdsverket Stockholm Sverige Avtal Konsult WSP Environmental SE Stockholm-Globen Besök: Arenavägen 7 Tel: Fax: WSP Sverige AB Org nr: Styrelsens säte: Stockholm Kontaktpersoner Uppdragsansvarig: John Sternbeck Handläggare: Ann Helén Österås (30)

3 Sammanfattning Att följa kemiska ämnens förekomst i miljön över tid är en central del av den nationella miljögiftsövervakningen. De senaste ca 10 åren har såväl screeningsundersökningar som andra studier visat att ett stort antal kemiska ämnen förekommer i både påverkade områden och i bakgrundsområden. Det har därför förts en diskussion om vilka av dessa ämnen som bör följas över tiden. Eftersom resurserna är begränsade finns behov av att kunna prioritera mellan olika ämnen. På uppdrag av Naturvårdsverket har WSP utvecklat ett förslag på modell för att kunna bedöma vilka ämnen som bör övervakas genom tidsserier. Förutom detta förslag kan andra aspekter som t.ex. internationella rapporteringskrav också styra valet av ämnen. Dessa aspekter diskuteras inte i denna rapport. Modellerna beskrivs separat för utvärdering av befintliga tidsserier respektive för infasning, och är baserade på tre aspekter: 1. Risk 2. Tidstrend 3. Ämnens egenskaper Tidstrender har mindre betydelse för infasning än vid värdering av befintliga tidsserier. Vi föreslår att utvärdering av befintliga tidsserier kan ge tre resultat: 1) fortsatt mätning; 2) utglesat mätprogram; 3) utfasning/provbankning. Utifrån syftet med respektive programområde har förslag på kriterier för ämnens egenskaper definierats. Kriterierna utgår från miljömålet Giftfri miljö. I rapporten beskrivs riktlinjer för hur de tre aspekterna kan bedömas och modeller för sex delprogram inom olika programområden presenteras. Modellerna har testats med befintliga dataserier och med några ämnen från tidigare screeningundersökningar, och visar att modellerna är inbördes kompatibla. Utfallet i testerna är i stora delar i linje med nuvarande inriktning på miljögiftsövervakningen och de senaste årens infasningar, men ger också vissa förslag till minskade mätningar (30)

4 Innehåll 1. Inledning 5 2. Uppdragets syfte och mål 6 3. Tidigare förslag på kriterier 6 4. Tänkbara utvärderingskriterier Inledning Inriktning för olika programområden Generella kriterier för egenskaper Kemikaliekriterier enligt REACH Kemikaliekriterier enligt Miljömålet Giftfri miljö & PRIO Rekommendationer kriterier för egenskaper Ämnens användning och utsläpp Observerade tidstrender Bedömning av risker Akvatisk miljö Terrester miljö Hälsorisker Kriterier för befintliga tidsserier Inledning Kriterier för Hav och Kust samt Sötvatten Kriterier för Luft Kriterier för Skog och fjäll Kriterier för Miljögiftssamordning (tätorter) Kriterier för infasning Inledning Kust och Hav samt Sötvatten Luft Skog och Fjäll Miljögiftssamordning Diskussion och konsekvenser Referenser 29 Förkortningar BCF BAF TDI logk OW logk OA RfD PNEC NOEC PBT vpvb CMR biokoncentrationsfaktor bioackumulationsfaktor Tolerabelt dagligt intag logaritmen för fördelningskoefficienten mellan oktanol och vatten logaritmen för fördelningskoefficienten mellan oktanol och luft Referensdos predicted no-effect concentration no observable effect concentration / nolleffektkoncentration persistent, bioackumulerbar och toxisk väldigt persistent och väldigt bioackumulerbar cancerogen, mutagen eller reproduktionsstörande (30)

5 1. Inledning En central del av den nationella miljögiftsövervakningen är de återkommande mätningarna av metaller och organiska miljögifter. Vanligen sker mätningar en eller flera gånger per år. De grundläggande syftena med tidsserieövervakning är att ge en god möjlighet att bedöma hur miljötillståndet varierar över tid bedöma vilka naturliga haltvariationer som uppträder mellan år följa upp resultatet av utsläppsbegränsande åtgärder Tidsserieövervakningen används även som referenser till lokala och regionala undersökningar, som kontrollsystem för att följa eventuella utsläpp av utfasade ämnen och för att bedöma rumsliga trender (Bignert m.fl., 2004). Tidsserieövervakning är kostsam och det finns olika önskemål på vad den bör omfatta. Naturvårdsverket (2007) skriver att i takt med ett ökat behov av att mäta allt fler ämnen behövs en tydlig process för prioritering av vilka ämnen som bör följas med tidsserieövervakning Man skriver även: Att ta fram generella...kriterier för när en tidsserie ska avslutas eller...glesas ut bedöms vara svårt. Det vore dock värdefullt med en genomgång av vilka olika aspekter som vanligen bör beaktas inför ett beslut.... Screeningprogrammet har lett till att flera ämnen införts i tidsserieövervakningen, t.ex. tributyltenn i blåmussla och flamskyddsmedlet HBCD i fisk och modersmjölk. Screeningundersökningarna syftar dock inte bara till att ge underlag för beslut om infasning, utan ska även belysa ämnenas spridningsmönster, om halterna är så höga att effekter kan misstänkas, eller för att ge underlag för åtgärder (NV, 2007). De kriterier vi presenterar i denna rapport omfattar alltså inte alla aspekter av en screeningundersökning (30)

6 2. Uppdragets syfte och mål Syftet med detta uppdrag är att vidareutveckla kriterier som kan användas som stöd vid beslut om ämnens utfasning eller infasning till tidsserieövervakningen inom den nationella miljöövervakningen. Uppdragets mål är att: 1. vidareutveckla kriterier 2. tillämpa kriterierna på några data för infasning respektive utfasning 3. analysera konsekvenser av de föreslagna kriterierna Förutom att data kan utvärderas mot dessa kriterier, kan även andra skäl såsom internationella rapporteringskrav påverka beslut om tidsserier. Internationella rapporteringskrav är vanligen specificerade avseende vilka ämnen som ska mätas. För dessa frågor behövs inga urvalskriterier. Uppdraget innefattar inte heller kriterier för programområdet hälsorelaterad miljöövervakning (Hämi). Arbetet har stämts av med Naturvårdsverket under arbetets gång. En tidigare version av rapporten har också remitterats till Naturhistoriska Riksmuseet samt länsstyrelserna i Jönköping och Skåne. 3. Tidigare förslag på kriterier WSP Environmental (Sternbeck och Persson, 2005) har tidigare undersökt, tillämpat och kommenterat de kriterier för in- och utfasning av ämnen som Naturvårdsverket föreslagit (Hedlund, 2005) och som utgår från observerade tidstrender och risk för effekter på hälsa eller miljö. Data på metaller och organiska ämnen från följande delprogram användes för att testa kriterierna: miljögifter i bröstmjölk metaller och organiska miljögifter i marin biota metaller och organiska miljögifter i sötvattensfisk metaller och organiska miljögifter i luft metaller i älg och ren metaller i flodmynningar. Tidigare förslag omfattade att tidstrender och risk för effekter skulle kunna struktureras i en två-dimensionell matris för att tydliggöra alla tänkbara scenarier (Figur 1). Även ett förslag på mätfrekvens presenterades för varje scenario (Figur 2). En konsekvens av de kriterier Sternbeck och Persson (2005) föreslog var att alla screeningundersökningar måste kompletteras med en retrospektiv undersökning, eftersom trenden är okänd. Detta bedömdes efteråt som ett för långtgående krav. I rapporten diskuterades även behovet av konsekvent metodik för att kunna tillämpa kriterierna. Exempelvis kan kriterier baserade på tidstrender inte användas om (30)

7 det inte preciseras t.ex. hur långa perioder som ska utvärderas. Dessutom är miljögiftsövervakningen inte primärt utformad för att kunna bedöma risker utan för att följa förändringar över tid. Både för hälso- och miljörisker råder brist på effektbaserade gränsvärden för de aktuella matriserna. Även för ett så klassiskt ämne som PCB saknas TDI (tolerabelt dagligt intag). Än mer påtaglig är denna brist för många moderna ämnen. En övergripande slutsats från Sternbeck och Persson (2005) är att beslut om uteller infasning av ämnen i tidsserier kräver en mer flexibel process, och inte sker bäst genom rutinmässig utvärdering mot fastslagna kriterier. Beslut måste kunna fattas på otillräckliga grunder, varför expertkunskap alltid krävs. Sternbeck och Persson (2005) föreslog att en väg för att minska beroendet av effektbaserade riktoch gränsvärden (som ofta saknas) kan vara att utgå från ämnens egenskaper.? Risk Tidstrend? Ökande Stabil Avtagande Trend okänd Risk okänd < PNEC > PNEC > NOEC Figur 1. Tidigare förslag till kriteriemall för miljöövervakningsdata. PNEC: predicted no effect concentration; NOEC: no observable effect concentration. Trend / Risk Risk okänd < PNEC > PNEC > NOEC Ökande Årligen + Årligen Årligen Årligen tox.bedömning Stabilt Tox.bedömning Glesare / Årligen Årligen Provbanka Avtagande Tox.bedömning Provbanka / Avsluta Glesare Årligen Trend okänd Retrosp. + tox.bedömning Retrospektiv Retrospektiv (Retrospektiv) + Årligen Figur 2. Tidigare förslag på mätfrekvens som funktion av tidstrend och risk. Färgerna markerar rutor med samma innehåll (30)

8 4. Tänkbara utvärderingskriterier 4.1. Inledning Utvärderingskriterier ska anpassas till tidsserieövervakningens övergripande syften, dvs att bedöma förändringar över tid, naturliga haltvariationer och följa upp resultatet av utsläppsbegränsande åtgärder. Detta innebär att vid befintliga tidsserier ska tidstrender alltid utvärderas. Eftersom det finns ett behov av att kunna prioritera mellan olika ämnen måste även ämnenas farlighet eller risk vägas in. För att bedöma farlighet eller risk av ett kemiskt ämne krävs olika typer av information. En enkel bedömning av farlighet kan bygga på fysikaliska, kemiska och toxikologiska egenskaper hos ämnet, vilket är grunden för t.ex. kemikalieklassificieringen. För att kunna bedöma risker krävs även kunskap om hur halter och exponering varierar i tid och rum. Som underlag för beslut om in- eller utfasning ur tidsserier finns behov av en tydlig beslutsprocess. Kunskapsunderlaget är generellt sett mer omfattande vid frågor om utfasning eller förändring av befintliga tidsserier, än för ämnen som diskuteras för infasning. Därför kan det bli aktuellt med delvis olika typer av kriterier för in- respektive utfasning. Systemen måste dock vara inbördes kompatibla, så att utvärdering gentemot olika kriterier ger samma slutsats! Fullständigt underlag för att bedöma risker kommer aldrig att finnas varför beslut, i viss mån, måste fattas utifrån värderingar av vilka ämnesegenskaper som är kritiska. Kriterier som används i ett beslutssystem kan alltså baseras på både värderingar av ämnesspecifika egenskaper och på mer vetenskapliga metoder för att värdera miljöövervakningsdata. Dessa kriterier kan genom sin tillämpning vid både utfasning och infasning komma att påverka tidsserieövervakningens långsiktiga inriktning. Miljögiftsövervakningens utformning påverkas dock också av andra faktorer såsom internationella rapporteringskrav, vilka inte beskrivs i denna rapport Inriktning för olika programområden Miljögiftsövervakning förekommer inom flera programområden som har olika inriktning och därmed olika mål (Tabell 1). Metoderna och värderingarna måste därför motsvara syfte för respektive programområde, och bör dessutom vara allmänt förankrade i det nationella och internationella kemikaliearbetet. Det är därför rimligt att kriterierna kan skilja sig mellan de olika programområdena. Dessutom bör sådana ämnen väljas som passar matriserna inom respektive programområde. I Naturvårdsverkets beskrivningar av dessa delprogram nämns vanligen behovet att följa förändringar över tiden som det övergripande syftet. Det nämns sällan något om hotbild, risk eller typ av ämnen som ska följas. För att kunna prioritera mellan olika ämnen har vi genom tolkning av programdeklarationerna formulerat syften som även inväger ämnenas farlighet eller risker (Tabell 1). Dessa formuleringar har stämts av med NV (30)

9 I följande avsnitt presenteras olika kriterier som skulle kunna användas inom olika programområden för beslut om utfasning och infasning i tidsserier: Generella kriterier för ämnens egenskaper Ämnens användning och spridning Observerade tidstrender Risker I kapitel 5 och 6 ges förslag på hur ett urval av dessa kriterier kan användas i en beslutsprocess. Tabell 1. Översikt för de programområden inom vilket miljögiftsövervakning via tidsserier bedrivs, förutom hälsorelaterad miljöövervakning (efter NV, 2007). Programområde Delprogram Förslag till övergripande syften Matriser (f.n.) Hav och kust Sötvatten Luft Metaller och organiska miljögifter i marin biota Metaller och organiska miljögifter i fisk, sjöar och vattendrag Metaller/organiska ämnen i luft och nederbörd Storskalig påverkan på marin miljö Storskalig påverkan på sötvatten Storskalig spridning av miljöfarliga ämnen Biota Skog Älg Hot mot de terrestra skogsekosystemen eller vissa arter älg Fjäll Ren Hot mot de terrestra fjällekosystemen eller vissa arter ren Miljögiftssamordning Mätningar i urban miljö Lokal påverkan av miljögifter slam Fisk luft, deposition 4.3. Generella kriterier för egenskaper I detta avsnitt beskrivs kortfattat centrala begrepp som har stor betydelse för ett ämnes miljöfarlighet. Toxikologiska egenskaper beskrivs vanligen med vilka kritiska effekter de kan ge upphov till. Olika effekter kan värderas olika, t.ex. värderas hormonstörande och cancerogena/mutagena ämnen som farliga. Om dos-respons förhållandet är väl känt för de kritiska effekterna kan även en högsta acceptabla dos definieras, t.ex. TDI eller RfD, vilket kan användas vid bedömning av risker. För ekotoxiska effekter skiljer sig olika ämnen åt avseende vilka de kritiska organismerna är. Vissa ämnen är bakteriotoxiska (t.ex. triklosan) medan andra kan vara mer toxiska för högre nivåer i näringskedjan såsom fisk eller däggdjur (t.ex. dioxiner). För vissa ämnen finns riktvärden som anger den halt som ger ett generellt skydd för en viss typ av ekosystem, varmed avses att flertalet organismer inte riskerar att skadas. Bioackumulation beskriver ett ämnes tendens att ackumuleras i en organism från föda eller vatten. Bioackumulation beskrivs bäst med experimentellt uppmätta vär (30)

10 den och brukar anges som BCF eller BAF. I brist på sådana används för akvatiska miljöer ofta logk ow som ett surrogat. logk ow kan vara ett mått på upptag av lipofila ämnen, men säger inget om hur ämnet metaboliseras. Därför är logk ow ett bra mått på bioackumulation endast för ämnen som inte metaboliseras. För terrestra djur kan logk OA användas på motsvarande sätt. För ämnen som metaboliseras aktivt finns det inget bra alternativ till BCF eller BAF. Biomagnifiering är en ytterligare aspekt med stor relevans för miljörisker. Vissa svårnedbrytbara ämnen anrikas i näringskedjan så att halterna och exponeringen ökar uppåt i näringskedjan. Därmed kan skadliga halter uppträda högst upp i näringskedjan, där populationer kan vara små och generationstiden lång. Biomagnifiering är därför ett särskilt viktigt kriterium. Persistens är en i miljögiftssammanhang, internationellt sett, högt prioriterad egenskap. Persistenta ämnen har en tendens att finnas kvar i miljön under lång tid, och de kan därför nå storskalig och i vissa fall global spridning. Ett ämne som har toxiska egenskaper men inte är persistent kan mycket väl bidra till lokal påverkan men bedöms som mindre relevant för den nationella miljögiftsövervakningen i bakgrundsmiljöer. En till persistens besläktad aspekt är potential för långväga atmosfärstransport. Olika modeller har föreslagits för att klassa kemikalier efter denna aspekt (t.ex. Klasmeier m.fl., 2006). I avsnitt och beskrivs kriterier för ovanstående aspekter enligt några system som berör Europa. På basis av detta ges i avsnitt en samlad rekommendation av hur ämnens egenskaper kan användas som kriterier inom miljögiftsövervakningen Kemikaliekriterier enligt REACH Inom EU har man tagit fram kriterier för särskilt farliga ämnen. Sådana ämnen kommer att tas upp på en s.k. kandidatlista inom något år. Kriterierna omfattar persistenta, bioackumulerande och toxiska ämnen (PBT) samt mycket persistenta och mycket bioackumulerande ämnen (vpvb) (EU, 2006). Ämnena bedöms i båda grupperna efter egenskaperna persistens och bioackumulering samt för PBT-ämnen även efter toxicitet. Persistenskriteriet baseras på ämnets halveringstid i olika medier och bioackumuleringskriteriet baseras på biokoncentrationsfaktorn i vattenlevande arter. Toxicitetskriteriet baseras på 1. Nolleffektkoncentrationen (NOEC) vid långvarig exponering för marina organismer eller sötvattenorganismer, eller 2. Att ämnet klassificeras som cancerframkallande (kategori 1 eller 2), mutagent (kategori 1 eller 2) eller reproduktionstoxiskt (kategori 1, 2 eller 3), eller 3. Att det finns andra belägg för kronisk toxicitet (30)

11 Kemikaliekriterier enligt Miljömålet Giftfri miljö & PRIO I Sveriges nationella miljömål för en Giftfri miljö är målet att förebygga skador på människors hälsa eller i miljön av kemiska ämnen, produkter och varor. Delmål 3 i miljömålet Giftfri miljö (KEMI, 2007) handlar om utfasning av särskilt farliga ämnen, medan delmål 4 handlar om minskning av hälso- och miljörisker med kemikalier som inte omfattas av delmål 3, men som ändå är farliga. Enligt KEMI (2007) avses med särskilt farliga ämnen : ämnen som är persistenta och bioackumulerande (PB-ämnen), ämnen som är cancerframkallande, mutagena eller reproduktionstoxiska (CMR-ämnen), hormonstörande eller kraftigt allergiframkallande ämnen, samt tungmetallerna kvicksilver, kadmium och bly. Kemikalieinspektionen har tagit fram ett webbaserat verktyg, PRIO, för att minska risker för människors hälsa och miljö från kemikalier. Kriterierna för PRIO baseras bl.a. på delmål 3 och 4 i miljömålet för en Giftfri miljö genom indelning av ämnen i två prioriteringsnivåer: utfasningsämnen respektive riskminskningsämnen ( Kriterier för val av dessa ämnen baseras på olika egenskaper som presenteras i Tabell 2, och motsvarar begreppet särskilt farliga ämnen. Terrester miljö är inte representerad i PRIO. Tabell 2. PRIOs kriterier för utfasningsämnen (särskilt farliga ämnen). Kriterierna för PBT eller vpvb gäller i kombination, medan övriga kriterier gäller var för sig. Kriterium PRIO utfasningsämnen/farliga ämnen KOMBINERADE KRITERIER PBT vpvb Persistens Bioackumulation akvatisk miljö Akvatisk ekotoxicitet ENSKILDA KRITERIER Vatten T ½ = d Sediment T ½ = d Jord T ½ = 120 d BCF>2000 Kronisk NOEC < 0.01 mg/l eller < 30 mg/kg föda CMR klassificerat T; R48 eller Xn; R48 eller R64 Särskilt farliga metaller Hg, Cd, Pb Cancerogent Kategori 1 eller 2 Mutagent Kategori 1 eller 2 Reproduktionsstörande Kategori 1 eller 2 Hormonstörande x Vatten T ½ = 60 d Sediment T ½ = 180 d Jord T ½ = 180 d BCF> (30)

12 Rekommendationer kriterier för egenskaper Generella kriterier för ämnens egenskaper kan användas särskilt vid de situationer när risker inte kan bedömas, men även som ett komplement till risk. Begreppet farliga ämnen används här för att beteckna ämnen som uppfyller vissa kriterier. Som framgår av Tabell 1 har olika programområden olika syften, och därmed bör ämneskriterierna kunna variera mellan programområdena. Nedan presenteras förslag till definition av farliga ämnen för de olika programområdena. KUST OCH HAV SAMT SÖTVATTEN Vi föreslår att för miljöövervakning i akvatiska bakgrundsmiljöer bör begreppet farliga ämnen användas, definierat enligt kriterierna för utfasningsämnen i PRIO (Tabell 2). Om ett ämne prioriteras huvudsakligen pga hälsofarliga egenskaper bör man även försöka bedöma om human exponering via miljön kan vara betydande. I annat fall är behovet av mätningar i miljön mindre. SKOG OCH FJÄLL För de programområden som beskriver terrester bakgrundsmiljö krävs delvis andra kriterier för egenskaper än för akvatiska system. Miljökriterierna i PRIOs utfasningsämnen är avsedda för akvatiska miljöer och inte för terrester miljö, bortsett från persistens som kan värderas utifrån nedbrytningshastighet i jord. Det finns heller inga generellt vedertagna klassificeringskriterier för terrester miljö. Några utgångspunkter är att begreppet farliga ämnen bör definieras enligt följande tre aspekter så att de kan utvärderas ämnesspecifikt: 1. Mätningar bör inriktas på ämnen som sprids storsakligt över terrestra ekosystem. Detta gäller särskilt ämnen med potential för storskalig spridning via atmosfären, vilket kan bedömas med olika metoder: - förekomst i bakgrundsluft - halveringstid i luft > 2 dygn (POP-konventionen) - modellberäknad spridningspotential (t.ex. Klasmeier m.fl., 2006). 2. Ämnena ska ha en inneboende potential att vara toxiska mot djur och växter i dessa ekosystem. Globala klassificeringskriterier för terrester miljö är under utveckling inom GHS (se UN, 2006). Eftersom kriterierna inte är etablerade ännu kan vi inte avgöra vilka av dessa som är lämpliga i detta sammanhang. 3. Ämnen som är svårnedbrytbara i skogsmiljön och som kan bioackumuleras och biomagnifieras i terrestra näringskedjor är särskilt viktiga. Potential för bioackumulation och biomagnifiering i terrestra näringskedjor kan beskrivas med logk OA (t.ex. Kelly och Gobas, 2003). Ett förslag till kriterier för egenskaper för terrester miljö ges i Tabell 3. Förslaget utgår från utfasningsämnen enligt PRIO, men är modifierat efter ovanstående tre punkter. Egenskaper för bioackumulation och toxicitet har inte kunnat preciseras, eftersom internationellt arbete pågår rörande dessa frågor (30)

13 Tabell 3. Förslag till ämneskriterier för skog och fjäll (terrester miljö). Kriterium PRIO utfasningsämnen/farliga ämnen Persistens Luft T ½ = 2 d Jord T ½ = 120 d Bioackumulation terrester miljö?? TOXICITET Terrester ekotoxicitet?? Särskilt farliga metaller Hg, Cd, Pb Cancerogent Kategori 1 eller 2 Mutagent Kategori 1 eller 2 Reproduktionsstörande Kategori 1 eller 2 Hormonstörande x LUFT I BAKGRUNDSOMRÅDEN Ämnen som sprids storskaligt via atmosfären utverkar sin miljöfarlighet först när det deponerats och ackumulerats i akvatiska eller terrestra näringskedjor. Farligt ämne i luft bör följaktligen definieras utifrån kriterierna för akvatisk eller terrester miljö, såsom definierats ovan. YTTRE MILJÖ I TÄTORTSPÅVERKAD MILJÖ För närvarande finns inget nationellt programområde för miljögiftsövervakning av yttre miljö i tätortspåverkad miljö. Vi har ändå valt att behandla detta eftersom screeningsundersökningar ofta påvisar förhöjda halter i närheten av tätorter. Jämfört med bakgrundsmiljöer kännetecknas tätorter ofta av korta transporttider mellan föroreningskälla och recipient. Persistenskriteriet är därför inte lika viktigt och även mindre persistenta ämnen kan vara relevanta i tätortsnära miljöer. Andra toxicitetskriterier är också relevanta eftersom halterna ofta är förhöjda relativt bakgrundsmiljöer. Vi föreslår därför att farliga ämnen i tätortspåverkad miljö definieras som utfasningsämnen enligt PRIO (Tabell 2) plus de miljöaspekter som ingår i riskminskningsämnen enligt PRIO: R 50/53 Mycket giftigt för vattenlevande organismer, kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön R53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön Potentiell PBT eller vpvb: - bioackumulation: log K OW > toxicitet: L(E)C 50 < 0.1 mg/l eller LD 50 < 200 mg/kg/d Ämnens användning och utsläpp Hur stora mängder som används i samhället, och användningens potential för spridning till miljön, har ofta använts som en grov indikator på potentiella miljörisker. En schablonmodell för diffus spridning av kemikalier som används i kemiska produkter har utvecklats vid KemI, det s.k. Exponeringsindexet. Denna modell är ett (30)

14 systematiskt verktyg och omfattar ett mycket stort antal kemikalier, men har också betydande avgränsningar och är inte validerad. Främst kan detta verktyg användas vid val av ämnen för screening, medan vi bedömer att verktyget ännu är för osäkert för att kunna användas som beslutsunderlag om övervakning i tidsserier. Kemikaliepåverkan i bakgrundsmiljöer är dessutom till stora delar påverkade av internationell kemikalieanvändning och internationella åtgärder. Eftersom Exponeringsindexet är baserat på svensk kemikalieanvändning är det otillräckligt för bakgrundsmiljöer. Slutsatsen blir att aspekter såsom användning och utsläpp kan vägas in i en bedömning av övervakningsbehovet av ett visst ämne, men inte bör formaliseras som ett enskilt kriterium Observerade tidstrender Observerade tidstrender i bakgrundsområden är ett tänkbart utvärderingskriterium vid diskussion om utfasning eller nedtrappning. Metoder för att bedöma tidstrender är väl etablerade inom miljögiftsövervakningen (Bignert, 2002; Grandin, 2003). För varje mätprogram finns även bedömningar av teststyrkan. Härigenom har man kunnat beräkna hur länge en mätserie måste pågå innan man kan påvisa en viss trend, eller om en trend inte föreligger. Vid utvärdering av trender bör man därför först jämföra den tillgängliga mätseriens längd (antal år) med den erforderliga. Om mätperioden är kortare och trender inte observeras, kan man alltså inte dra slutsatsen att trender inte föreligger (Tabell 4). Tabell 4. Utvärderingskriterier för trender. Med erforderlig avses den tidsperiod som krävs för att uppnå en teststyrka på 80%, vid en viss förändringshastighet. Tidsperiod > Erforderlig Tidsperiod < Erforderlig Påvisad trend OK OK # Ingen påvisad trend OK Ej användbart #. Korrekt resultat kan erhållas om t.e.x förändringshastigheten är större än vad som antagits vid beräkning av teststyrka Bedömning av risker Screeningundersökningar utvärderas regelmässigt avseende om ett visst ämne bör infogas i tidsserieövervakning. Om halterna i t.ex. urban miljö är så förhöjda att risk för effekter föreligger, är detta inget argument i sig för att regelbundet mäta ämnet i de tidsserier som genomförs i bakgrundsmiljöer. Om risker ska bedömas utifrån miljöövervakningsdata ska alltså bara data användas från den typmiljö som diskuteras för in- eller utfasning. Risker för toxikologiska eller ekotoxikologiska effekter till följd av ämnens förekomst i miljön kan bedömas på olika sätt. Till skillnad från bedömning av ämnenas egenskaper (se avsnitt 4.3) kräver en bedömning av risker kännedom om: halter i den sökta matrisen eller dess exponeringsmedium (vatten eller föda) effektbaserade riktvärden eller högsta acceptabel dos (30)

15 Akvatisk miljö För ämnen som inte biomagnifieras eller av andra skäl inte är särskilt toxiska för toppredatorer kan risk för effekter bedömas genom: jämförelse av halter i omgivningen med effektbaserade riktvärden. Detta är vanligt för t.ex. metaller i ytvatten. jämförelse av interna halter med effektbaserade riktvärden för respektive art eller grupp. Detta kan användas för t.ex. effekter av dioxiner på fisk. För ämnen som biomagnifieras eller av andra skäl är särskilt toxiska för toppredatorer, och där exponeringen främst sker genom föda, kan risk för effekter bedömas genom: jämförelse av halter i födan med effektbaserade riktvärden för respektive art eller grupp. Kan även beräknas som dos och jämföras med kritisk dos (jämför TDI för human riskbedömning). Detta kan användas för effekter av t.ex. PCB eller metyl-hg på rovdjur och rovfågel Terrester miljö Det saknas en strategi för att bedöma risker i terrester miljö inom den nationella miljögiftsövervakningen. På en viss position i en terrester näringskedja kan risker från toxiska ämnen uppstå i arter som befinner sig i den positionen, eller dess predatorer. Risker för den undersökta arten kan i vissa fall bedömas genom jämförelse mellan föroreningshalter i relevanta organ och kritiska nivåer i samma organ. Dessa kritiska nivåer kan t.ex. formuleras som tissue residue guidelines, TRG. Kunskapen om dessa nivåer är för de flesta föroreningar mycket begränsad och det finns få riktvärden. I något högre utsträckning finns NOEC och LOEC, varifrån kritiska nivåer kan beräknas. I AMAP (2005) presenteras effektnivåer för kadmium och kvicksilver avseende terrestra däggdjur och fåglar. Kemiska risker för ekosystemets predatorer kan bedömas genom mätningar i predatorerenas föda (t.ex. lo rådjur), på samma sätt som för predatorer i akvatisk miljö (avsnitt 4.6.1). Även här föreligger brist på toxikologiskt underlag Hälsorisker Miljögifters förekomst i naturen kan via intag av fisk eller andra livsmedel bidra till human exponering. Data från miljögiftsövervakningen omfattar dock en mycket begränsad del av livsmedelsintaget, och föroreningsexponering kan även ske från andra källor än livsmedel. Därför kan ingen fullständig hälsoriskbedömning göras i detta sammanhang. Riktlinjer behövs därför för att kunna hälsoriskbedöma de resultat avseende potentiella livsmedel som kommer från miljögiftsövervakningen. Till vidare föreslår vi att hälsorisker enbart bedöms genom jämförelse mot riktvärden för livsmedel (30)

16 5. Kriterier för befintliga tidsserier 5.1. Inledning Utvärderingen av miljöövervakningsdata från olika programområden kan ge tre olika beslut: I. Fortsätt mätprogrammet II. Glesa ut mätfrekvensen III. Fasa ut mätningarna. I situationer där mer mätningar inte kan förväntas ge väsentligt mer information men förekomsten ändå bedöms vara av stor miljörelevans kan mätningar glesas ut (alternativ II). Utglesning kan ske genom t.ex. övergång från individanalyser till samlingsprov, genom en lägre provtagningsfrekvens, eller genom färre lokaler. Vad som kan vara lämpligt får beslutas i varje enskilt fall. En utglesad provtagning kan minska möjligheten att följa trender. För dessa mätserier skulle det ändå kunna formuleras kvantitativa kontrollmål som syftar till att indikera eventuella förändringar. Sådana mål kan baseras på medelhalt och standardavvikelse för de senaste t.ex. fem åren. Utfasning (alternativ III) rekommenderas generellt när miljörelevansen är låg (t.ex. ingen risk och inte särskilt farliga egenskaper) och inget tyder på att halterna kan öka under överskådlig framtid. Så länge delprogrammen finns kvar innebär utfasning oftast fortsatt provbankning och möjlighet till retrospektiva mätningar. Syftet varierar något mellan de olika programområdena. I kapitel 4.2 diskuteras att kriterierna för vilka ämnen som ska ingå kan skilja sig mellan programområdena. I följande kapitel ges förslag till utvärderingskriterier för de miljögiftsrelaterade delprogrammen inom de sex programområdena Kust och Hav, Sötvatten, Luft, Skog, Fjäll och Miljögiftsamordning (tätorter). Det är viktigt att utvärderingen av de kriterier som rekommenderas följer vissa riktlinjer, och vi föreslår att principerna i kapitel 4.2 följs. Om inget annat anges hämtas underlag om risk och trender från Sternbeck och Persson (2005) där fullständiga referenser anges till underlagsrapporter ges. Dessa underlag sammanfattas i Tabell 5 och Tabell 6. Tabell 5. Sammanfattning av risker (från Sternbeck och Persson, 2005). Riskerna avser hälsa eller miljö. För flera delprogram råder betydande osäkerheter kring det toxikologiska underlaget. Ingen risk: ; Risk: + ; kunde ej bedömas:?. Delprogram Cd Hg Pb PCDD/F PCB DDT HCH HCB PAH PBDE HBCD Marin biota (predatorer)? +?? + + +???? Sötvattenbiota (predatorer)? +? (+/ ) (+/ ) (+/ )???? Luft? Älg och ren (30)

17 Tabell 6. Sammanfattning av tidstrender (från Sternbeck och Persson, 2005). Följande symboler används för allmänt ökande eller avtagande trender: och, ökande eller avtagande trender på några platser men inte generellt: och, inga signifikanta trender:. Delprogram Cd Hg Pb PCDD/F PCB DDT HCH HCB PAH PBDE HBCD Marin biota # # Sötvattenbiota Luft Älg #. För PBDE/HBCD i marin biota är trender baserade på sillgrissleägg från en lokal Kriterier för Hav och Kust samt Sötvatten Det övergripande syftet är att följa den storskaliga påverkan från miljögifter på den marina miljön resp. på sötvatten. Utvärderingen av befintliga tidsserier inom dessa programområden sker utifrån tre övergripande kriterier: 1. Risk 2. Farligt ämne 3. Tidstrend På grund av brist på toxikologiskt underlag finns situationer där risk inte kan bedömas. Detta kan förväntas vara vanligare vid ämnen som diskuteras för infasning, men förekommer även inom sedan lång tid etablerade mätprogram. Risk är ett viktigt kriterium som i ökande grad används internationellt vid utvärdering av miljögiftsövervakning (t.ex. AMAP, 2004, 2005; Fisk m.fl., 2005). Om risk kan bedömas bör det därför vara den första frågan. I de situationer då risk inte kan bedömas måste bedömningen baseras på en värdering av ämnenas egenskaper, dvs om det är ett farligt ämne (se avsnitt 4.3.3). I Figur 3 ges en principiell beslutsmodell för befintliga tidsserier i dessa programområden, både för ämnen där risk kan bedömas och där det inte kan bedömas. Där risk inte kan bedömas har vi ansatt samma kriterier som att risk inte föreligger (det kan inte vara NV:s ansvar att följa ämnen bara för att toxdata inte finns i tillräcklig omfattning). Alternativet hade varit att med stöd av försiktighetsprincipen anta samma mätkrav som då risk föreligger. En konsekvens hade blivit att man fasar in många ämnen enbart utifrån sina egenskaper och sedan inte kan fasa ut dem förrän man påvisat en avtagande trend. Modellen för befintliga tidsserier har tillämpats för ämnen inom programområdena kust och hav samt sötvatten (Figur 3). Samtliga ingående ämnen var s.k. farliga ämnen. För kadmium, bly, PBDE, HBCD, HCB och HCH saknades underlag för att bedöma risker (30)

18 Resultaten visar många överensstämmelser med nuvarande program. I sötvatten har man övergått till provbankning, vilket överensstämmer med flertalet ämnen som hamnar under utfasning. Följande skillnader jämfört med nuvarande övervakning noteras: PCB och DDT i marin miljö föreslås mätas mer sällan I marin miljö föreslås PBDE, HCH, HCB och Pb fasas ut. Vad detta i praktiken skulle innebära får bli en diskussion mellan NV och utförarna av programmet. Vi är också medvetna om praktiska aspekter som att många klorerade ämnen kan analyseras i samma analyspaket. Figur 3. Principmodell för beslut rörande befintliga tidsserier för programområdena Kust och Hav samt Sötvatten, samt resultat vid tillämpning av modellen. Resultaten anges i de nedersta rutorna. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner Kriterier för Luft Det övergripande syftet är att följa den storskaliga spridningen av miljöfarliga ämnen. Det är svårt att bedöma risker från halter i luft eller deposition utan avancerade tolkningsredskap (jfr critical loads för metaller). Ett delmål inom miljömålet Giftfri Miljö är att den långväga spridningen via luft av farliga ämnen ska minska i Sverige. Detta programområde är verktyget för att följa upp detta delmål. Ett första kriterium är därför farliga ämnen. Därefter undersöks tidstrenderna. Eftersom det finns många ämnen som uppfyller kriterierna för farliga ämnen vore en ytterligare (30)

19 prioritering utifrån det rådande miljötillståndet önskvärd. Vi föreslår därför risker i terrestra eller akvatiska marina bakgrundsmiljöer, om det är troligt att luft är en betydande källa till föroreningen i dessa områden. Bedömning av risker i terrestra eller akvatiska marina bakgrundsmiljöer görs inom dessa programområden (avsnitt 5.2 och 5.4). En beslutsprocess för programområdet luft redovisas i Figur 4. Vid test av tillgängliga serier för PCB, PAH och HCH blev resultatet att PCB bör mätas även fortsättningsvis, medan PAH och HCH bör utfasas. Utfasning av PAH och HCH baseras på att trenden är avtagande eller stabil samt att risken ej kunnat bedömas eller bedömts som mycket liten (t.ex. Sweco, 2007). Figur 4. Principmodell för beslut rörande befintliga tidsserier för programområdet Luft, samt resultat vid tillämpning av modellen. Resultaten anges i de nedersta rutorna. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner (30)

20 5.4. Kriterier för Skog och fjäll Det övergripande syftet är att följa det storskaliga hotet från metaller eller organiska miljögifter mot de terrestra skogs- eller fjällekosystemen, eller mot vissa arter i dessa ekosystem. De delprogram som f.n. är aktuella är metaller i älg och metaller i ren. Det pågår nu en bredare undersökning av olika organiska miljögifter i dessa matriser (B. Hedlund, pers. komm.). För tillfället finns därför ingen möjlighet att testa potentiella infasningsämnen, varför infasning och utfasning diskuteras gemensamt i detta kapitel. Samma principer som för Kust och Hav bör vara lämpliga, och en struktur för utvärdering av befintliga tidsserier ges i Figur 5. Tillämpning av begreppen farliga ämnen och risk kräver dock andra preciseringar än i akvatiska miljöer. Farliga ämnen i terrestra miljöer definieras i avsnitt Oss veterligen finns ingen riskanalys avseende miljögifter för de svenska ekosystemen i skog eller fjäll. Begreppet risk bör kunna användas men sannolikt krävs en anpassning av metodiken till terrestra ekosystem. Detta bör även omfatta en genomgång av vilka typer av riktvärden som är tillgängliga för aktuella matriser. De befintliga tidsserierna för metaller i älg och ren har utvärderats (Figur 5). Det ska dock betonas att det toxikologiska underlaget är magert ( se även Fisk m.fl., 2005). Vid test av tillgängliga serier för Cd, Pb och Hg blev resultatet att samtliga ämnen bör utfasas. Utfasning av metallerna baseras på att det inte föreligger någon risk samt att trenden är avtagande eller stabil. Figur 5. Principmodell för beslut rörande befintliga tidsserier, samt resultat vid tilllämpning av modellen för programområdet Skog. Resultaten anges i de nedersta rutorna. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner (30)

21 5.5. Kriterier för Miljögiftssamordning (tätorter) Mätningar i slam används som indikator på lokal spridning av farliga ämnen från tätorter. Liksom för programområdet luft är det svårt att generellt bedöma risker utifrån halter i slam. Det kräver en specifik precisering av hur slammet kommer att användas, eller huruvida påverkan i reningsverkens recipienter beror på utsläpp från reningsverk. Detta talar för att det är lättare att utgå från kriterier för farlighet än för risk. Eftersom mätningar i slam ska återspegla lokal spridning är persistenskriteriet inte lika viktigt, samtidigt som den ofta högre exponeringen i tätorter (relativt bakgrundsområden) medför att även mindre toxiska ämnen kan ge risker. För närvarande är ett antal ämnen med vitt skilda egenskaper utvalda för slamprogrammet (se Haglund och Olofsson, 2005). Mätningarna i slam har pågått i två år. Det är inte nu meningsfullt att i mer detalj diskutera kriterier för val av ämnen till detta delprogram, eller att utvärdera data med avseende på fortsatta mätningar eller utfasning. Med syftet att studera lokal påverkan av miljögifter i tätorter kan man även tänka sig delprogram som belyser tillståndet i yttre miljön. Ett förslag till principer för infasning av ämnen i ett sådant program behandlas i kapitel (30)

22 6. Kriterier för infasning 6.1. Inledning Screeningundersökningar ska kunna leda till att ämnen infogas i tidsserieövervakning (Naturvårdsverket, 2007). De ämnen som är på gång att fasas in i övervakning av yttre bakgrundsmiljö är organiska tennföreningar: blåmussla HBCD: fisk PFAS: sillgrissleägg endosulfan: luft och deposition Screeningverksamheten har under senare år allt mer omfattat ämnen som inte kan klassas som PBT, och kanske inte heller uppfyller kriterier för farliga ämnen. Några aktuella exempel är läkemedel, triclosan, många fosforbaserade flamskyddsmedel och vissa s.k. alkylfenoler. Mätningarna i screeningstudier är ofta inriktade på mer påverkade områden och omfattar vanligen bara ett fåtal prov från bakgrundsmiljöer. Tidsserieövervakning sker dock för närvarande främst i bakgrundsområden 1. Vid diskussion om infasning bör man därför bara utgå från mätdata som återspeglar den typmiljö som tidsserierna omfattar (t.ex.: infasning i Kust och Hav diskuteras utifrån mätningar i marina bakgrundsmiljöer). Detta gäller oavsett om kriterierna beskriver förekomst i miljön, risk eller tidstrender. Liksom vid utfasning (kapitel 5) bör kriterierna återspegla respektive programområdes syfte. Generellt är ämnens egenskaper och risker viktiga kriterier, medan tidstrender är mindre relevant vid infasning. Aspekten risk bör utvärderas för liknande områden som frågan om infasning avser. Många moderna organiska ämnen uppträder med högre halter i tätorter och andra lokalt påverkade områden. Det kan därför uppstå en risk i sådana områden utan att risk uppstår i bakgrundsområden. Konsekvensen för ett sådant fall skulle bli att tidsserier kan vara relevant i områden med risk, men inte i bakgrundsområden. Om en screeningundersökning utgör underlag för att bedöma risk ska det beaktas att osäkerheten i mätdata kan vara stor, eftersom det vanligen är få prov och nya analysmetoder. Vid bedömning av risk krävs därför en expertbedömning av lämplig säkerhetsmarginal till effektnivåer eller gränsvärden. Eftersom dataunderlaget efter en screening vanligen är mycket begränsat, bör utvärderingen också kunna resultatera i att fler mätningar för ett visst programområde genomförs för att bekräfta slutsatser och minska osäkerheterna. Beslut om infasning i ett visst programområde kan alltså behöva föregås av fler mätningar. 1 Undantag är mätningar i slam och i humana matriser (30)

23 De föroreningar som kan vara aktuella för infasning är ofta mindre välkända avseende toxikologiska egenskaper och framförallt avseende effektbaserade riktvärden. Ämnenas egenskaper kan därför bli viktiga utvärderingskriterier. Kring många potentiella infasningsämnen råder stora osäkerheter kring egenskaperna. Det leder naturligtvis till en betydande osäkerhet i bedömningen, och det är därför särskilt viktigt vid diskussion om infasning att miljökemiska och toxikologiska experter är delaktiga i utvärderingen. Om brist på ämnesspecifika underlag medför att varken risk eller farliga ämnen kan bedömas för ett visst ämne, är det inte en fråga för miljöövervakningen. Tidstrender kan vara ett relevant kriterium när risken inte kan bedömas men ämnet har farliga egenskaper. Om en risk är konstaterad bedömer vi dock att beslut om infasning bör kunna genomföras utan kunskap om tidstrender. Det bör finnas alternativ till att göra en retrospektiv undersökning. Syftet är ju att bedöma framtida utveckling och detta kan baseras på: 1. Retrospektiv studie 2. Bedömning från trender i andra mätprogram i bakgrundsmiljöer, t.ex. luft 3. Internationella förbud eller utfasningar, eller kraftigt ökande utsläpp internationellt 4. Trendstudier i bakgrundsmiljöer från andra länder i Östersjöregionen Kust och Hav samt Sötvatten Liksom vid utvärdering av befintliga tidsserier (avsnitt 5.2) bör beslut om infasning baseras på risk, farligt ämne och tidstrender. Vid infasning är dock kravet på tidstrender inte relevant vid alla situationer. Ett förslag till beslutsmodell ges i Figur 6. Modellen har tillämpats för PFOS, bisfenol A och klordan, för vilka underlagsdata återges i Tabell 7. För att kontrollera att systemet är kompatibelt med motsvarande för utfasning/befintliga tidsserier har vi också använt de ämnen som utvärderades avseende befintliga tidsserier (Figur 3). En jämförelse av utfallet visar att de båda modellerna är kompatibla. Vad gäller de studerade screeningämnena överensstämmer utfallet med beslut som NV redan fattat: PFOS bör mätas, medan klordan och bisfenol A inte bedöms vara relevanta för akvatiska bakgrundsområden. Tabell 7. Underlag för PFOS, klordan och bisfenol A i fisk från bakgrundsmiljöer. Ämne Farligt ämne Risk i Östersjön / bakgrundssjöar Tidstrender PFOS Ja Ja Ökar (långsiktigt, eventuell stabilisering Referenser Kannan m.fl. (2002); KemI (2004); Holmström m.fl. (2005); Klordan Ja Nej (?) Avtar långsamt i luft; Sternbeck et al (2007) inga data för fisk Bisfenol A Nej Nej Vet ej Sternbeck (2007) (30)

24 Figur 6. Principmodell för beslut rörande infasning till tidsserier för programområdena Kust och Hav samt Sötvatten, samt resultat vid tillämpning av modellen. De ämnen som noteras grå och kursiverade ingår i nuvarande tidsserier. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner Luft Vid infasning i luft (bakgrundsmiljöer) föreslås samma principer som för akvatiska bakgrundsmiljöer. Ämnens potential för storskalig spridning i atmosfären bör redan vara utredd innan screeningen av ämnena i luft utförts. Därför beaktas inte detta kriterium vid infasning av ämnen för övervakning i luft. Ett förslag till beslutsmodell ges i Figur 7. Modellen har tillämpats för limonen, DEHP och endosulfan (underlagsdata i Tabell 8). DEHP är ett ufasningsämne enligt PRIO. Motiveringen är dock reproduktionsstörande och inte miljöfarlighet. DEHP i miljön torde inte bidra till human exponering i betydande grad, och DEHP är inte heller betraktat som miljöfarligt (Sternbeck et al., 2007). Därför uppfyller DEHP inte kriterierna för farligt ämne enligt avsnitt Slutsatsen för delprogrammet luft i bakgrundsmiljöer blir att DEHP och limonen inte bör mätas regelbundet i luft. För endosulfan krävdes en prognos av tidstrender, men vi saknar underlag för detta. Därför kunde inget beslut fattas för endosulfan. För att kontrollera att systemet är kompatibelt med motsvarande för utfasning/befintliga tidsserier har vi också använt de ämnen som utvärderades avseende (30)

25 befintliga tidsserier (Figur 4). En jämförelse av utfallet visar att de båda modellerna är kompatibla. Tabell 8. Underlag för limonen, DEHP och endosulfan i luft från bakgrundsmiljöer. Ämne Farligt ämne Risk i terrestra och akvatiska bakgrundsmiljöer Tidstrender Referenser Limonen Nej Vet ej Vet ej Potter et al. (2005) DEHP Nej (se text) Nej Vet ej Palm Cousins et al. (2007); Sternbeck et al. (2007) Endosulfan Ja Nej Vet ej Kaj et al. (2007); SWECO (2007); Palm Cousins et al. (2005) Figur 7. Principmodell för beslut rörande infasning till tidsserier för programområdet Luft, samt resultat vid tillämpning av modellen. De ämnen som noteras grå och kursiverade ingår i nuvarande tidsserier. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner Skog och Fjäll Eftersom data saknas för andra ämnen än metaller har vi inte kunnat testa någon modell för infasning. Förslag till principer för urval av ämnen ges samlat i kapitel (30)

26 5.4. Konceptuellt bör samma modell som för kust och hav (Figur 6) kunna användas, men med andra preciseringar av t.ex. ämnens egenskaper Miljögiftssamordning I kapitel 5.5 diskuterades problematiken kring utfasning av ämnen i programområdet miljögiftssamordning (delprogram urban miljö). Data saknas för att diskutera infasning av ämnen. Med syftet att studera lokal påverkan av miljögifter i tätorter kan man även tänka sig delprogram som belyser tillståndet i yttre miljön. Även här föreslår vi att andra principer tillämpas för ämnesval än de kriterier som föreslagits för bakgrundsområden. Ett sådant delprogram skulle kunna utvärderas efter riskkriteriet. Ett förslag till infasning av ämnen i ett sådant delprogram presenteras i Figur 8, där kriterier för farliga ämnen definieras i avsnitt Om ett visst ämne redan mäts i bakgrundsmiljöer bedömer vi det inte självklart att även mäta det i tätortspåverkade miljöer. Därför ingår en kontrollfråga: mäts ämnet i bakgrundsområden?. I de fall mätningar pågår i bakgrundsmiljöer bör man särskilt motivera behovet av mätningar i tätortspåverkade miljöer. Figur 8. Principmodell för beslut rörande infasning till tidsserier för tätortspåverkad yttre miljö. Observera att denna figur inte beaktar andra miljöövervakningskrav, t.ex. internationella konventioner (30)

27 7. Diskussion och konsekvenser Modeller för beslut om utfasning eller infasning till tidsserieövervakning har utvecklats för olika delprogram. Modellerna bygger på begreppen risk, ämnens egenskaper och tidstrender. Förslag till kriterier för ämnens egenskaper har tagits fram, och är till stora delar baserade på miljömålet Giftfri miljö. Motivet för dessa modeller är att kunskapen om förekomsten av kemiska ämnen i miljön hela tiden ökar, och hotbilden för vissa välstuderade ämnen kan ha minskat över tiden. Det finns därför behov av att kunna prioritera mellan olika ämnen. I Tabell 9 sammanfattas de kriterier för ämnens egenskaper som ingår i modellerna för respektive programområde. Modellerna för infasning och utfasning har jämförts och förefaller vara kompatibla. För akvatiska och terrestra bakgrundsområden är modellerna likartade, medan strukturen för luft och tätorter skiljer sig något. Den mest betydande skillnaden mellan olika programområden är kriterierna för egenskaper. Infasning föreslås kunna ske antingen om en risk kan påvisas, eller om kriterierna för egenskaper uppfylls och en ökande trend kan förväntas. I avsnitt 6.1 föreslås att trendbedömningen kan baseras på fler metoder än bara retrospektiv mätning. Härigenom föreligger alltså inget absolut krav att göra retrospektiva mätningar för att kunna fasa in ett ämne i tidsserier. Tabell 9. Förslag till kriterier för ämnens egenskaper för olika programområden. Programområde Hav och kust Sötvatten Delprogram Metaller & organiska miljögifter i marin biota Metaller & organiska miljögifter i fisk Kriterier för Farliga ämnen Utfasningsämnen enligt PRIO Utfasningsämnen enligt PRIO Luft Metaller & organiska ämnen i luft / nederbörd Enligt kriterierna för akvatiska och terrestra bakgrundsmiljöer (se denna tabell) Skog Älg Potential för atmosfärisk långdistanstransport; Toxisk för terrestra arter; Persistenta & biomagnifierande i terrestra näringskedjor Fjäll Ren se Skog Miljögiftssamordning Mätningar i urban miljö PRIO: utfasningsämnen + R50/53, R53, samt potentiell PBT/vPvB Modellen för terrestra programområden (Skog och Fjäll) är inte helt operativ eftersom kriterier för bioackumulation och toxicitet i terrestra miljöer inte är vedertagna. Internationellt arbete pågår varför dessa aspekter snart bör kunna kvantifieras (30)