Det generella ramverket för
riskbedömning
Ursprungligen har olika ramverk för kemisk riskbedömning enbart varit fokuserade på bedömning av humantoxikologiska effekter. Under de senaste 20 åren har det dock funnits en utveckling mot att också bedöma ekologiska risker av kemikalier. Detta innebär att det finns stora likheter mellan humantoxikologisk och ekologisk riskbedömning (i och med deras gemensamma ursprung), men också att ekologisk riskbedömning fortfarande är under utveckling vad gäller specifika metoder och tekniker.
Trots den pågående utvecklingen av metoder finns det idag ett generellt accep- terat ramverk för ekologisk riskbedömning [Environment Canada, 1997; USEPA, 1998; EC, 2003; OECD, 2003]. Detta ramverk består av tre huvudsakliga kompo- nenter eller faser (Figur 2.1).
1) Problemformulering: Målsättningen definieras och avgränsas. 2) Analys: Exponering och dos-effekt samband beskrivs.
3) Riskkaraktärisering: Kunskap om exponering och effekter vägs samman till en beskrivning om typ, grad och sannolikheten av en ekologisk effekt.
Figur 2.1. Det generella ramverket för riskbedömning [t.ex. Environment Canada, 1997; USEPA, 1998]
I den inledande problemformuleringsfasen planeras riskbedömningen och proble- met/problemen definieras. Denna fas kan liknas vid en normal hypotesformulering och experimentplanering inom andra vetenskapliga studier. Problemformuleringen definierar: riskbedömningens målsättningar, ekosystemkomponenter som skall bedömas/skyddas, riskbedömningens avgränsning i tid och rum, samt hur man
redan i denna fas definierar vilka beslutsregler som gäller, t.ex. när risken kommer att bedömas som oacceptabel. En viktig del av problemformuleringen är också att sammanställa all tillgänglig information i en så kallad konceptuell modell. Denna dokumentation av tillgänglig kunskap om källor, spridningsvägar, exponerade samt skyddsvärda ekosystemkomponenter, samt geografisk och tidsmässig avgränsning kan sedan användas för att planera och optimera riskbedömningens utförande. Inom ramen för problemformuleringen finns det också oftast ett betydande behov av samråd mellan alla intresserade parter (t.ex. allmänhet, intresseorganisationer, företag samt myndigheter). Juridiska, ekonomiska och politiska aspekter behöver även beaktas. Slutprodukten av problemformuleringen blir sedan den så kallade analysplanen: som specificerar vilka typer av data, analyser och undersökningar som behövs samt hur och i vilken ordning de ska utföras.
Ett ganska vanligt problem i ekologiska riskbedömningar är vaga eller icke ändamålsenliga definitioner av den organism eller ekosystemfunktion som skall skyddas (den så kallade bedömningsvariabeln) [Suter et al., 2000]. Faktum är att det som skall skyddas oftast definieras i väldigt vaga termer som till exempel ’eko- systemets integritet’ eller ’jordekosystemets funktion’. Denna typ av vaga formule- ringar fungerar bra som en definition av den grundläggande målsättningen att skydda miljön. Men det behövs också specificerade bedömningsvariabler av typen ’minskad populationsstorlek av en viss typ av daggmask’.
Som framgår nedan (Kapitel 2.2.) så utförs riskbedömningar oftast sekventiellt för att optimera resursanvändningen. Det innebär att man till att börjar med utför riskbedömningen genom att göra väldigt konservativa antaganden om organismers exponering och förhållandet mellan exponering och effekter (den så kallade ’scree- ning’ eller gallringsbedömningen). I detta första ’värsta fallet’ scenario fungerar bedömningsvariabeln ’skydda allt’ ganska bra eftersom målsättningen är att utvär- dera om det finns ett problem överhuvudtaget. Men när denna första nivå är passe- rad och risken för ekologiska effekter bedöms vara icke obetydlig behövs väl defi- nierade bedömningsvariabler. Annars är det så gott som omöjligt att genomföra en väl planerade riskbedömningen till stöd för välavvägda saneringsbeslut.
Inom analysfasen utförs de studier och analyser som har definierats i analys- planen. Målet är att beskriva eller förutsäga hur bedömningsvariablerna eller defi- nierade indikatorer exponeras för föroreningarna samt hur sambandet mellan expo- nering och effekter ser ut. Det finns även i denna fas betydande skillnader mellan ’gallringsbedömningar’ och senare mer detaljerade riskbedömningar. Inom gall- ringsbedömningar beskrivs exponeringen ofta som den högst uppmätta koncentra- tionen och effekten som den koncentration då den känsligaste bedömningsvaria- beln inte påverkas negativt. I senare detaljerade riskbedömningar krävs en mer utförlig beskrivning om föroreningens förekomst, utbredning, och ackumulation samt en fullständig beskrivning av dos-effektsambanden. De olika komponenterna av analys fasen visas i Figur 2.2. Vidare så beskrivs exponeringsbedömningar i detalj i kapitel 3 samt effektbedömningar i kapitel 4 av denna rapport. I den inle- dande problemformuleringsfasen planeras riskbedömningen och problemet/- problemen definieras. Denna fas kan liknas vid en normal hypotesformulering och experimentplanering inom andra vetenskapliga studier. Problemformuleringen
definierar: riskbedömningens målsättningar, ekosystemkomponenter som skall bedömas/skyddas, riskbedömningens avgränsning i tid och rum, samt hur man avser att mäta/bedöma effekter och indikatorer. Vidare så är det viktigt att man redan i denna fas definierar vilka beslutsregler som gäller, t.ex. när risken kommer att bedömas som oacceptabel. En viktig del av problemformuleringen är också att sammanställa all tillgänglig information i en så kallad konceptuell modell. Denna dokumentation av tillgänglig kunskap om källor, spridningsvägar, exponerade samt skyddsvärda ekosystemkomponenter, samt geografisk och tidsmässig avgränsning kan sedan användas för att planera och optimera riskbedömningens utförande. Inom ramen för problemformuleringen finns det också oftast ett betydande behov av samråd mellan alla intresserade parter (t.ex. allmänhet, intresseorganisationer, företag samt myndigheter). Juridiska, ekonomiska och politiska aspekter behöver även beaktas. Slutprodukten av problemformuleringen blir sedan den så kallade analysplanen: som specificerar vilka typer av data, analyser och undersökningar som behövs samt hur och i vilken ordning de ska utföras.
Ett ganska vanligt problem i ekologiska riskbedömningar är vaga eller icke ändamålsenliga definitioner av den organism eller ekosystemfunktion som skall skyddas (den så kallade bedömningsvariabeln) [Suter et al., 2000]. Faktum är att det som skall skyddas oftast definieras i väldigt vaga termer som till exempel ’eko- systemets integritet’ eller ’jordekosystemets funktion’. Denna typ av vaga formule- ringar fungerar bra som en definition av den grundläggande målsättningen att skydda miljön. Men det behövs också specificerade bedömningsvariabler av typen ’minskad populationsstorlek av en viss typ av daggmask’.
Som framgår nedan (Kapitel 2.2.) så utförs riskbedömningar oftast sekventiellt för att optimera resursanvändningen. Det innebär att man till att börjar med utför riskbedömningen genom att göra väldigt konservativa antaganden om organismers exponering och förhållandet mellan exponering och effekter (den så kallade ’scree- ning’ eller gallringsbedömningen). I detta första ’värsta fallet’ scenario fungerar bedömningsvariabeln ’skydda allt’ ganska bra eftersom målsättningen är att utvär- dera om det finns ett problem överhuvudtaget. Men när denna första nivå är passe- rad och risken för ekologiska effekter bedöms vara icke obetydlig behövs väl defi- nierade bedömningsvariabler. Annars är det så gott som omöjligt att genomföra en väl planerade riskbedömningen till stöd för välavvägda saneringsbeslut.
Inom analysfasen utförs de studier och analyser som har definierats i analys- planen. Målet är att beskriva eller förutsäga hur bedömningsvariablerna eller defi- nierade indikatorer exponeras för föroreningarna samt hur sambandet mellan expo- nering och effekter ser ut. Det finns även i denna fas betydande skillnader mellan ’gallringsbedömningar’ och senare mer detaljerade riskbedömningar. Inom gall- ringsbedömningar beskrivs exponeringen ofta som den högst uppmätta koncentra- tionen och effekten som den koncentration då den känsligaste bedömningsvaria- beln inte påverkas negativt. I senare detaljerade riskbedömningar krävs en mer utförlig beskrivning om föroreningens förekomst, utbredning, och ackumulation samt en fullständig beskrivning av dos-effektsambanden. De olika komponenterna av analys fasen visas i Figur 2.2. Vidare så beskrivs exponeringsbedömningar i detalj i kapitel 3 samt effektbedömningar i kapitel 4 av denna rapport.
Figur 2.2. Olika stadier i analysfasen av en riskbedömning.
Den sista fasen av riskbedömningen är riskkaraktäriseringen och innebär en inte- grering av de två första faserna av riskbedömningen. Målsättningen med denna fas är att beskriva vilka effekter som uppstår eller kan uppstå samt sannolikheten av att dessa effekter uppstår. Enkelt uttryckt skall riskkaraktärisering sammanfatta arbetet inom de tidigare faserna samt beskriva och tolka de ekologiska riskerna på ett så- dant sätt att resultatet är begripligt och användbart som beslutsunderlag [Williams and Paustenbach, 2002]. I idealfallet skall riskkaraktäriseringen resultera i kvantita- tiva beskrivningar av ekologiska risker vid olika möjliga exponeringssituationer. Men liksom bedömningsfasen är denna realism och detaljrikedom något som en- bart behövs när gallringsbedömningen visar på en oacceptabel risk. Riskkaraktäri- seringen beskrivs i mer detalj i kapitel 5.
Även om de olika faserna i riskbedömningen beskrivs sekventiellt (dvs. att problemformuleringen sker först och därefter analys osv.) så poängteras det ofta att riskbedömningens olika faser skall kunna omvärderas eller utföras igen om behov uppstår eller om viktig ny kunskap tillkommer [t.ex. USEPA, 1998]. Det kan till exempel framkomma under analysfasen att de använda metoderna är för osäkra, vilket kan leda till en omformulering av analysplanen.
Eftersom det går att särskilja mellan en rad olika specifika riskbedömnings ty- per (t.ex. före eller efter ett problem har uppstått, generell bedömning av kemikali- er eller riskbedömning av lokala föroreningskällor), så kan metodiken och genom- förandet variera starkt. Till exempel i vissa fall kan analys av exponering och ef- fekter vara integrerar med sammanfattningen av resultaten (dvs. med riskkaraktäri- seringen) [USEPA, 1998]. I andra riskbedömningar baseras riskkaraktäriseringen på en exponeringsbedömning som jämförs med förutbestämd ekotoxikologiska
gränsvärden. Fördelen med att separera effektbedömningen från resten av riskbe- dömningen är att metodiken blir enkel och lätt att överblicka och kanske framför allt lätt att kommunicera. Denna uppbyggnad av riskbedömningen är speciellt mo- tiverad i gallringsbedömningar eller i situationer när det finns lite eller ingen in- formation om effekter från den undersökta lokalen. Nackdelen med separat härled- da gränsvärden är att det alltid finns en osäkerhet i hur relevanta och representativa dessa gränsvärden är för organismer och ekosystemfunktioner i det undersökta området.