Metoder för effektanalys

I detta kapitel ges en kort översikt över olika metoder som kan användas för effekt- analysen, med en översikt i tabell 10. Utvecklingen är stark inom flera av dessa arbetsfält och detta kapitel är bara tänkt som en mycket översiktlig introduktion, med fokus på användbarhet vid riskbedömning av sediment.

7

DGT: Diffusive Gradient in Thin films, är en passiv provtagare som genom diffusion anrikar analyten i en gel, som efteråt analyseras med t.ex. ICP-MS. Det finns olika typer av DGT-provtagare. Mer informa-

Tabell 10. Översikt av olika tekniker som kan användas vid effektbedömning.

Teknik Styrka Svaghet

Sedimentriktvärden Relativt lätt att kontrollera till- stånd och måluppfyllelse vid sanering

Ingen generell relation till toxicitet

Riktvärden för biota Kan utvärdera risk utifrån verklig exponering

Fungerar bara för vissa ämnen; koppling till sediment behöver etableras.

Ekotoxikologiska tester

Mäter effekter från den bland- ning av föroreningar som finns i sediment; kan ta hänsyn till bio- tillgänglighet

Svårt med standardisering; be- gränsad ekologisk relevans

Biomarkörer Kan visa om exponering orsakar respons på biokemisk nivå

Ofta oklar koppling till effekter på fysiologisk eller populationsnivå, samt till enskild förorening; kan påverkas av icketoxiska para- metrar

Biologisk undersök- ning, t.ex. artsamman- sättning

Kan visa om störning på popula- tions- eller ekosystemnivå före- ligger

Oklar koppling till enskilda föro- reningar; variationer behöver inte bero på toxiska effekter

Toxicitet av extrakt (TIE)

Stöd för att identifiera de ämnes- grupper som orsakar toxicitet

Exponering inte representativ för naturliga förhållanden

Fysiologiska under- sökningar

In situ, dvs. beskriver effekter av den verkliga exponeringen

Orsakssamband kan vara svåra att utröna

7.3.1 Sedimentriktvärden

Det föreligger ett stort antal gränsvärden eller riktvärden för enskilda ämnen i sediment. Internationellt benämns dessa ofta ”sediment quality guidelines” (SQG) eller liknande. Vi kommer i det följande använda begreppet sedimentriktvärden. De svenska bedömningsgrunderna för sediment (NV, 1999a, b) är baserade på rådande tillstånd i Sverige, eller på en förmodat opåverkad miljö. Detta är en viktig skillnad mot de flesta sedimentriktvärden, som är relaterade till risk för toxikologiska effekter. Det råder dock stora skillnader mellan effektbaserade värden från olika länder eller studier. En sammanställning visar att även för de vanligaste metallerna varierar effektgränserna ofta mer än en faktor 100 mellan olika system (Chapman m.fl., 1999). Detta illustrerar svårigheten i att bestämma sådana värden, och visar också att om denna typ av riktvärden används måste man veta vilka principer som ligger till grund för värdena och därmed vilken skyddsnivå de avser.

Omfattningen av föroreningars spridning från sediment till vattenmassan styrs i hög grad av fysikaliska och biologiska faktorer och inte bara av föroreningshalten i sediment. Därför kan generella effektbaserade riktvärden inte användas för att bedöma risk för effekter på andra organismer än de som lever i sedimenten. Detta är en viktig principiell aspekt. För föroreningar som främst utövar sina biologiska effekter högre upp i näringskedjan, t.ex. kvicksilver och klorerade dioxiner, är sedimentriktvärden vanligen av lägre betydelse vid riskbedömning.

Det finns flera typer av sedimentriktvärden, beroende på hur värdena härletts. I USA och Kanada är det vanligt med empiriska riktvärden som utgår från samband mellan effekter och halter från fältundersökningar. I Europa används oftare

riktvärden framtagna med EqP-metoden eller toxicitetstester på sediment (RIVM, 2001; EC, 2006).

Empiriska sedimentriktvärden är framtagna genom statistiska samband mellan föroreningsnivåer och påvisade effekter från olika förorenade områden (t.ex. CCME 2003b). Vanligen utgörs effektparametern av biologiska undersökningar om artsammansättningen. I dessa empiriska studier finns sällan detaljerad kunskap om betydelsen av olika exponeringsvägar. Det finns en stark kritik mot de sedi- mentriktvärden som framtagits genom empiriska samband mellan artsammansätt- ning och föroreningshalter (t.ex. Jones-Lee och Lee, 2005; Fuchsman m.fl., 2006). Några viktiga begränsningar med dessa värden är att orsakssambanden kan vara svaga, att deras prediktiva förmåga i andra miljöer är begränsad, och att rikt- värdenas storlek med nödvändighet hamnar inom det haltområde som förekommer i de undersökta områdena. Variationer i bottenfaunans sammansättning kan bero på många faktorer förutom miljögifter. Det finns dock även studier som stödjer till- lämpandet av denna typ av riktvärden (t.ex. MacDonald m.fl., 2000). De används i strategier för riskbedömning i Canada och USA (CCME, 2003; Chapman och Anderson, 2005), men inte för att på egen hand påvisa risker.

EqP-metoden baseras på antagandet att bentiska organismer har samma käns- lighet som akvatiska organismer. Ett riktvärde i sediment beräknas utifrån riktvärde för ytvatten med hjälp av KD-värden (se avsnitt 6.4.1.1).

Mekanistiska riktvärden erhålls genom experimentella studier och uppnår rim- ligen högre precision och ger en förklaringsmodell som kan tillåta extrapolering till sediment med olika egenskaper. En betydande nackdel är att de inte är parameteri- serade i tillräcklig grad för att vara generellt användbara i riskbedömningar. Van- ligen utförs dessa experiment vid avsevärt högre metallhalter i porvattnet än vad som förekommer i naturen. Därför anses sådana studier överskatta exponering via porvatten (Simpson och Batley, 2007).

Genom de mekanistiska studierna har teoretisk kunskap utvecklats som är prin- cipiellt viktig vid all tillämpning av sedimentriktvärden. Simpson och King (2005) har visat att bentiska organismers ackumulation av metaller från sediment beror inte bara av total metallhalt utan även av fördelning av metall mellan porvatten och fast fas (Kd) samt organismens födostrategi och fysiologi. Inte minst Kd-värdet kan

variera mångfalt mellan olika sedimenttyper. Konsekvensen blir att toxiciteten av metaller i sediment kommer att variera mellan olika platser och svårligen kan be- dömas utifrån en jämförelse mellan total metallhalt och ett experimentellt bestämt riktvärde.

En jämförelse av kanadensiska och holländska riktvärden görs i tabell 11. De Holländska värdena är beräknade med EqP-metodiken och representerar ett av RIVM (2001) definierat standardsediment. I en platsspecifik riskbedömning kan värdena därför justeras avseende kolhalt (organiska ämnen) eller bakgrundshalt (metaller). Tabellen inkluderar även exempel på de europeiska s.k. EQS-värdena som kommer att få status som miljökvalitetsnormer. Dessa värden är beräknade med metodik som närmast motsvarar RIVM:s metodik. Som diskuteras ovan illu- strerar tabellen de skillnader i riktvärden som delvis beror på olika metoder för att beräkna riktvärden. Skillnaderna är ofta större än en faktor 10 och vissa fall större

än 100. Detta illustrerar den betydande osäkerhet som sedimentriktvärden har, och motiverar starkt att kompletterande angreppssätt används för riskbedömning.

Tabell 11. Exempel på riktvärden för sediment (mg/kg ts). ISQG motsvarar ungefär MPC,

medan PEL ungefär motsvarar SRC. EQS avser samma skyddsvärde som MPC.

CCME

ISQG 3 CCME _PEL 4 _MPCRIVM 5 _SRCRIVM 6 EQS