6 Miljöriskbedömning av föro renade sediment
6.6 Orsakssamband och åtgärdsmål
6.6.1 Orsakssamband
Sedimentens roll kontra andra källor (t.ex. atmosfärsdeposition) är inte alltid uppenbar vad gäller risk för effekter, särskilt inte om högre trofinivåer är påverk- ade (t.ex. Stapleton m.fl., 2001). Att reda ut orsakssamband mellan föroreningar och effekter är en svårighet som är genomgående för sedimentriskbedömningar, men som är viktig om man ska bedöma konsekvenser av en existerande föro- reningssituation eller en planerad åtgärd (muddring, sanering, osv.). Beroende på föroreningarnas karaktär och hur risken har undersökts kan två typer av orsaks- samband behöva etableras:
1. Orsak till effekter 2. Källa till förorening
Steg 1 är aktuellt vid bentiska mottagare samt vid t.ex. metaller eller organiska metaboliserbara ämnen i pelagiska arter såsom fisk. I dessa fall har man ofta belyst risken via toxtester, biologiska eller fysiologiska undersökningar. Orsaken kan bl.a. belysas med TIE. Några generella kriterier som bör uppfyllas för att etablera or- sakssamband mellan förorening och effekter är (Adams m.fl., 2005)
• effekter ska systematiskt uppträda tillsammans med höga halter • exponering ska kunna mätas i mottagare (t.ex. förorening eller bio-
markör)
• samma effekt ska kunna reproduceras i relevanta testorganismer genom exponering
För bentiska organismer kan orsakssambanden bedömas direkt i riskkarakteri- seringen (avsnitt 6.5.2). För övriga mottagare är spridningsprocesser inblandade, varför sambanden mellan effekter, exponering och sedimenten bedöms separat från riskkarakteriseringen.
Om effekterna misstänks påverka fisk eller dess predatorer kan det krävas att man först genomförs steg 1 och därefter steg 2. Steg 2 kan även behöva bedömas om det är t.ex. Hg eller PBT-ämnen som påträffats i fisk. I vissa fall finns inga andra lokala föroreningskällor i området, t.ex. inga industrier, reningsverk eller urbana dagvatten. Det bör ändå säkerställas att halter i, eller exponering för, fisk inte beror på uppströms belastning eller på atmosfärsdeposition. Detta kan exem- pelvis bedömas utifrån mätningar i fisk från en uppströms referensstation. I de Stora Sjöarna i USA har stabila isotoper (15N, 13C) använts för att karakterisera
näringskedjan och bedöma om ursprunget till PCB i fisk var atmosfären eller sedi- menten (Stapleton m.fl., 2001).
I det generella fallet kan mass-balans användas men det kräver kvantifiering av alla relevanta flöden. När exponering sker via ytvatten kan ekvation 6 (avsnitt 6.3.4) användas för att kvantifiera den relativa betydelsen av sedimentet kontra andra källor. Detta förutsätter att utsläpp från sedimenten kan kvantifieras samt att andra föroreningskällor i området, inklusive atmosfärsdeposition, har kartlagts. För kvicksilver kan även utlakning av metyl-Hg från våtmarker i avrinningsområdet ha stor betydelse för förekomsten av Hg i fisk (t.ex. Greenfield m.fl., 2001).
6.6.2 Åtgärdsmål
Om åtgärder krävs för att minska risken krävs kvantitativa och mätbara åtgärdsmål. Om åtgärden är sanering uttrycks åtgärdsmålen vanligen som halt i sedimenten. Vid en sanering kan även kompletterande åtgärdsmål upprättas, t.ex. något mått på bottenfaunakvalitén. Om andra åtgärdstekniker som t.ex. övertäckning väljs krävs andra åtgärdsmål. Detta kan exempelvis vara halt i fisk eller något mått på art- sammansättningen av bottenfauna. För denna typ av mål måste det beaktas att tiden innan målen uppnås är längre än vid en sanering. Detta avsnitt är fortsättningsvis inriktat på åtgärdsmål för sanering, dvs. där åtgärdsmålet uttrycks som halt i sediment.
Eftersom den föreslagna strategin fokuserar på att undersöka riskerna där de uppträder, kan sambandet mellan risken och föroreningsnivåerna i sedimenten vara oklart. I det följande förutsätts att orsakssamband är upprättade. Det ska också betonas att mätbara åtgärdsmål ofta inte bestäms enbart på basis av riskbedöm- ningen. Tillkommande aspekter i åtgärdsutredning och riskvärdering invägs ofta vid upprättandet av åtgärdsmål.
6.6.2.1 ÅTGÄRDSMÅL FÖR BENTISKA ORGANISMER
Effekter på bentiska organismer förutsätter ingen spridning varför åtgärdsmål kan uttryckas direkt som en halt i sediment. Det finns flera metoder för att bestämma den halt som då kan anses acceptabel. Om det finns sedimentriktvärden som har visats vara relevanta för området kan dessa användas som riktvärden. Eftersom generella sedimentriktvärden sällan är ett precist mått på risk kan kompletterande metoder användas. En utvärdering av samband mellan föroreningshalter och effektmått (t.ex. bottenfauna eller toxtester) kan användas för att beräkna den halt vid vilken en acceptabel påverkan föreligger.
6.6.2.2 ÅTGÄRDSMÅL FÖR PELAGISKA ORGANISMER
Om de kritiska effekterna uppstår i fisk kan samma principer användas som för fiskätande däggdjur och fåglar för kvicksilver eller PBT-ämnen, se nedan. Skill- naden är det valda riktvärdet för halt i fisk ska skydda fisken själv (avsnitt 6.4.1.3). För andra ämnen måste samband mellan exponering i fisk och halt i sediment upp- rättas.
6.6.2.3 ÅTGÄRDSMÅL FÖR FISKÄTANDE DÄGGDJUR OCH FÅGLAR
Om risken för effekter på fiskätande däggdjur eller fåglar är styrande krävs en omräkning av halt i fisk (dvs. deras föda) till halt i sediment. Om man som halt i föda väljer en halt som skyddar dess konsumenter (avsnitt 6.4.1.3) kan en högsta acceptabel halt med motsvarande skyddsnivå beräknas för sediment. Omräkning mellan halt i sediment och halt i fisk kan i princip genomföras med två metoder (BSAF eller näringskedjemodeller; se avsnitt 7.2.3). Genom att använda dessa för baklängesberäkningar där man sätter det önskade riktvärdet för biota som halt i fisk, kan motsvarande acceptabla halter i sediment beräknas. Baklängesberäkningar med näringskedjemodeller har använts av t.ex. USEPA (1998).
Sådana beräkningar har visats sig komplicerade och kräva mycket platsspecifik data för kalibrering (Burkhard m.fl., 2004). I en utvärdering av olika metoder för att sätta åtgärdsmål eller riktvärden för dioxiner rekommenderar Wenning m.fl. (2004) att BSAF-värden i kombination med riktvärden för acceptabel halt i biota används (se avsnitt 7.2.3). Angreppssättet rekommenderas även av USEPA (2002).