• No results found

ramverk för riskbedömning av sediment

12.2 Nederländerna

Olika uppsättningar sedimentriktvärden har utvecklats i Nederländerna för att klassificera sediment och sedimentkvalitet på en skala från 0-4. Syftet har varit att antingen beskriva acceptabel eller oacceptabel risk. I ena fallet då ett ämnes halt är lägre än dess riktvärde så skyddas > 95 % av samtliga teoretiskt förekommande arter, vilket innebär en tolerabel risk (van der Gaag et al., 1991). I det andra fallet då ett ämnes halt är högre än riktvärdet så skyddas < 50 % av arterna, vilket indi- kerar oacceptabel risk (van de Guchte et al., 2000). Den senare formen ligger till grund för nederländska s.k. ”intervention values”, se nedan.

Det nederländska systemet för att utvärdera sedimentkvalitet och risker till följd av föroreningar bygger på ett stegvis förfarande (”tiered approach”). I steg 1 analyseras halten av prioriterade föroreningar (”priority pollutants”) (den Besten et al., 2003). Halterna normaliseras efter innehåll av organiskt material och kornstor- lek, och jämförs med nationella riktvärden enligt ovan. I fall där halterna över- skrider riktvärden (”intervention values”), dvs. klass 4 på en skala från 0 till 4, genomförs nästa steg (steg 2). Utgångsläget inför steg 2 är att risk förutsätts före- komma tills annat påvisats.

Inom steg 2 betraktas tre huvudsakliga exponeringsvägar (ibid):

1. Modellering av humanexponering genom födointag eller fysisk kontakt vid rekreation, enligt generella antaganden om födoval och exponeringstider 2. Modellering av spridning av föroreningar från sedimentet till yt- eller

3. Biologiska effektbaserade undersökningar med hjälp av en triad av arter, i första hand, typiska för lokalen och/eller typiska testorganismer. Syftet är även att belysa skillnader i respons mellan makrozoobentos (t.ex. Daphnia eller Chironomider), och andra typer av organismer, t ex Microtox. Sedi- mentets klassas beträffande risk enligt den känsligaste organismen

Visar steg 2 att risk inte förekommer, föreligger heller inget åtgärdsbehov. Före- kommer risk genomförs steg 3, i vilket möjliga åtgärdsmöjligheter undersöks (den Besten et al., 2003).

12.3 Norge

SFT (2005) har tagit fram en vägledning för riskbedömning av sediment i marina områden. Riskbedömningen bygger på ett stegvis förfarande (Steg 1-3) grundat på både koncentrationer av föroreningar samt ex situ effekter av förorenade sediment. Steg 1 avser bedömning av ”potentiell” risk, steg 2 avser bedömning av ”aktuell” risk medan steg 3 riktas mot ”reell risk”.

Steg 1 bygger på bedömning av koncentrationer av vissa standardkomponenter, t.ex. metaller och PAH, samt utfall av toxicitetstester syftande till att påvisa toxiska effekter till följd även av föroreningar som inte analyseras, i förhållande till givna effektbaserade gränsvärden. Gränsvärdena omfattar både koncentrationer och resultat från toxicitetstester. Vart och ett av de uppmätta värdenas förhållande till gränsvärdet ger ett ”riskbidrag” som kan sammanräknas.

Om något gränsvärde överskrids eller om antalet analyserade prov för den aktuella lokalen är för litet (< 5) övergår man till steg 2, vilket bygger på tre obe- roende värderingar:

• risk för spridning • risk för humanhälsa • risk för ekosystemet

Spridning utvärderas efter vilka konsekvenser det ger, varför det på sätt och vis kan sägas vara en riskbedömning. Även steg 2 bygger på generella standardiserade förhållanden och beräkningsmodeller med ingen eller liten bäring mot de aktuella kemiskt/fysikaliska förhållandena på platsen. Om samtliga värderingar inom steg 2 ska göras beror på vilka miljömål som gäller för området.

Det sista steget, steg 3, genomförs om beslut om åtgärder inte kan fattas på grundval av resultaten från steg 2. I steg 3 tas en större hänsyn till platsspecifika förhållanden. Det exakta innehållet och omfattningen av steg 3 föreslås specifikt för varje aktuellt område.

12.4 USA

Den amerikanska miljömyndigheten (USEPA) har tagit fram vägledningar för hälsoriskbedömningar att användas vid s.k. ”Superfund sites” (eg. USEPA 1989) samt inom ramen för program riktade mot specifika geografiska områden, t.ex. de

stora sjöarna (USEPA 1993), vilka kan användas även för andra förorenade om- råden. I korthet baseras dessa på 4 steg:

1. Karaktärisering av det förorenade området samt jämförelser av föro- reningshalter med bakgrundshalter

2. Utvärdering av toxicitet med utgångspunkt från USEPA:s databas IRIS 3. Utvärdering av exponering; spridningsvägar, exponerade grupper och upp-

tagna mängder/halter

4. Riskkaraktärisering där uppskattad exponering och toxicitet uttrycks som hälsorisk.

För bedömning av ekologiska risker har USEPA föreslaget en generell metodik som omfattar (1992, 1998):

1. Problembeskrivning med befintlig information om föroreningar, ekosys- temet och möjliga effekter

2. Analys och beskrivning av skyddsvärden, exponeringsvägar och eko- logiska effekter vid förändringar över tiden samt i vissa fall toxicitetstester. Med förändringar över tiden avses här hur ekosystem och exponerings- vägar varierar över tiden som ett resultat av t ex äggkläckning, häckning eller översvämningar, men inte till följd av kemiska förändringar av föroreningen.

3. Riskkaraktärisering inkl modell av möjliga risker för skyddsobjekten idag och över tiden samt vid behov osäkerhetsanalys

Den metodmässiga skillnaden mellan bedömning av hälsorisk och av ekologisk risk utgörs väsentligen av att toxicitetstester används då ekologiska risker bedöms. Vägledningarna är generella och statuerar inte vad som skall ingå utan snarare vad som kan ingå i bedömningarna.

12.5 Kanada

Enligt den kanadensiska miljömyndigheten, Environment Canada (2007a), kan sedimentkvalitet undersökas genom tre parallella och principiellt skiljda angrepps- sätt eller beviskedjor (”triad):

1. Kemi, dvs. innehåll av kända föroreningar i förhållande till riktvärden (CCME 1999)

2. Biologiska utvärderingar, dvs. innehåll, kondition och sammansättning av bentiska samhällen och organismer, enligt vägledning av Environment Canada (Reynoldson & Day, 1998)

3. Toxicitetstester där respons hos individer från relevanta gruppers respons vid exponering till insamlat helsediment, porvatten, extrakt etc. undersöks under standardiserade förhållanden (Bombardier & Blasie 2000).

De tre angreppssätten ges samma vikt och hur undersökningarna ska genomföras, vilka tester, analyser eller biologiska system som ska ingå beror på de mål som satts upp för undersökningen. Till detta lägger Environment Canada även under- sökningar av föroreningens eller föroreningarnas förmåga till:

4. Bioackumulation, där upptag av ett ämne ur föda, omgivande vatten och sediment undersöks (Borgmann et al. 2001).

Orsaken till att även bioackumulation bör undersökas är att det är en förutsättning för biomagnifiering, dvs. för att bedöma risker för det pelagiska ekosystemet och dess predatorer.

Det förutsätts även att en kemisk/fysikalisk karaktärisering av sedimentet genomförs (Environment Canada, 2007b).

12.6 Sammanfattning – internationella ram-