Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen

(1)

för särskilda

förorenande ämnen

Stöd till vattenmyndigheterna vid

statusklassificering och fastställande av MKN

rapport 5799 • April 2008

(2)

Stöd till Vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av miljökvalitetsnormer

(3)

Beställningar

Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se

Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Naturvårdsverket

Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: natur@naturvardsverket.se

Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 978-91-620-5799-2.pdf ISSN 0282-7298 Elektronisk publikation © Naturvårdsverket 2008 Tryck: CM Gruppen AB

(4)

Förord

Denna rapport har tagits fram som stöd till vattenmyndigheter och länsstyrelser i deras arbete med att klassificera ekologisk status och fastställa miljökvalitetsnor-mer enligt kraven i förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliten på vatten-miljön och Naturvårdsverkets föreskrifter (2008:1) och allmänna råd om klassifice-ring och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten.

Vattenmyndigheterna ska göra en klassificering av kemisk ytvattenstatus och ekologisk status för alla vattenförekomster. När det gäller toxiska kemiska ämnen klassificeras de som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer under kemisk ytvattenstatus. Men även andra ämnen kan orsaka problem nationellt eller lokalt, dessa ska klassificeras under ekologisk status för de berörda vattenförekomsterna och kallas för särskilda förorenande ämnen. På uppdrag av Naturvårdsverket har Kemikalieinspektionen tagit fram förslag på gränsvärden för ett antal ämnen som Vattenmyndigheterna kan använda i sitt arbete med statusklassificering och fast-ställande av miljökvalitetsnormer för särskilda förorenande ämnen.

Naturvårdsverket mars 2008

Martin Eriksson Avdelningsdirektör

(5)

(6)

Innehåll

FÖRORD 3 SAMMANFATTNING 7 SUMMARY 8

FÖRKORTNINGAR OCH BEGREPP 9

1 INLEDNING 11 2 URVAL AV ÄMNEN 13 3 METODIK 14 3.1 Allmänt 14 3.2 Dataunderlag 14 3.3 GVvatten 14 3.4 GVsediment 15

3.5 EP-GVsediment beräknat från GVvatten 16

3.6 GVbiota 17 3.7 GVdricksvatten 18 3.8 Val av övergripande GV 19 3.9 Källor 19 4 FÖRESLAGNA GRÄNSVÄRDEN 20 5 METALLER 23 5.1 Krom 25 5.2 Zink 28 5.3 Koppar 32 6 VÄXTSKYDDSMEDEL 35 6.1 Aklonifen 36 6.2 Bentazon 38 6.3 Cyanazin 38 6.4 Diklorprop 39 6.5 Diflufenikan 39 6.6 Dimetoat 41 6.7 Fenpropimorf 41 6.8 Glyfosat 42 6.9 Kloridazon 42 6.10MCPA 43

6.11Mekoprop & Mekoprop-p 43

6.12Metamitron 44

(7)

6.14Metsulfuronmetyl 44 6.15Pirimikarb 45 6.16Tifensulfuronmetyl 45 6.17Sulfosulfuron 46 6.18Tribenuronmetyl 46 6.19Källor 47 7 BIOCIDER 48 7.1 Bronopol 48 7.2 Irgarol 1051 49 8 ÖVRIGA ÄMNEN 52 8.1 Triclosan 52 8.2 C14-17-kloralkaner, MCCP 55

8.3 PCBer, dioxiner och furaner 58

8.4 Perfluorooktansulfonat 63 8.5 Hexabromcyklododekan 66 8.6 Bisfenol-A 68 8.7 Nonylfenoletoxilater 71 BILAGA 1 73 Riktvärdesberäkningar - växtskyddsmedel 73

(8)

Sammanfattning

Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassifi-cering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på upp-drag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige.

Gränsvärden föreslås för sammanlagt 31 olika ämnen eller ämnesgrupper (3 metaller, 2 biocider, 18 växtskyddsmedel och 8 övriga ämnen). För varje ämne har ett gränsvärde tagits fram för en eller flera av följande kategorier beroende på möj-lighet och relevans: inlandsvatten, andra vatten (kust, hav och vatten i övergångs-zon), sediment och biota. I vissa fall har även ett indikativt gränsvärde för sediment baserat på gränsvärdet för vatten beräknats.

Beräkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är utförd enligt de krav som är angivna i ramdirektivet för vatten. Gränsvärdena har fastställts utifrån data som redan tidigare blivit kritiskt granskad. Granskningen har skett under riskbe-dömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har gränsvärdena fastställts utifrån de ekotoxikolo-giska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden.

Ämnena som det här föreslås gränsvärden för har valts ut utifrån följande un-derlag:

• Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande orga-nismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. • Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över

riktvärden/gräns-värden där sådana är satta.

• Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella mil-jöövervakningen.

• Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM.

• Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande sammanhang i våra grannländer.

(9)

Summary

To support the regional Water Authorities when performing the classification for specific pollutants the Swedish Chemical Agency, by order of the Swedish Envi-ronmental Agency, has derived proposals for enviEnvi-ronmental quality standards (EQS) for a number of pollutants that may be problematic in certain parts of Swe-den.

EQS are proposed for 32 different pollutants and groups of pollutants (3 met-als, 2 biocides, 18 plant protection products and 8 other pollutants). For each pol-lutant EQS have been derived for one or more of the following categories depend-ing on possibility and relevance: inland waters, other waters (coastal, marine and transitional waters), sediment and biota. In some cases also an indicative EQS for sediment based on the EQS for water has been calculated.

The calculations of EQS are performed according to the requirements in the Water Framework Directive. The EQS are derived from data all ready critically rewied according to Council regulation (EEC) No 793/93 on the evaluation and control of the risks of existing substances, according to Council Directive

91/414/EEC concerning the placing of plant protection products on the market or according to other risk assessments or guidelines developed by authorities och organisiations (OECD, the Canadian and the Danish EPA). For biocides the EQS have been developed acording to the ecotoxicological hazard assessments made at the Swedish Chemical Agency before a product is reliased on the Swedish market.

The following material has been used to select which pollutants to develop proposed EQS for:

• Pollutants with inherent properties that can couse damage on water living organisms or predators or humans that feed on water living organisms. • Pollutants detected through monitoring in concentrations abow EQS or

guide values where available.

• Results from the national screening activity of pollutants in the environ-ment.

• Priority list from HELCOM.

• Information on which pollutants neighbouring countries have developed EQS for

(10)

Förkortningar och begrepp

ADI Acceptable daily intake; acceptabelt dagligt intag AF Assessment factor; säkerhetsfaktor

AVS Acid volatile sulphide; sulfider i sediment som bl.a. binder katjoner av metaller

BCF Bioconcentration factor; biokoncentrationsfaktor

BLM Biotic ligand model; modelltyp som utarbetats inom riskbedöm-ningarna av metaller för att förutsäga hur metallers toxicitet varie-rar med de vattenkemiska förhållandena

BMF Biomagnification factor; biomagnifikationsfaktor Csusp Koncentration av suspenderat material

DAR Draft Assessment Report; utkast till riskbedömningsrapport för växtskyddsmedel utförd i enlighet med Rådets direktiv

91/414/EEG

DOC Dissolved organic carbon; löst organiskt kol EC Effective concentration; effektkoncentration

EP Equilibrium partitioning; jämviktsfördelning

EPA Environmental Protection Agency; myndighet motsvarande Natur-vårdsverket

EU European Union; Europeiska unionen GV Föreslaget gränsvärde HBCD Hexabromcyklododekan KemI Kemikalieinspektionen

Koc Fördelningskoefficienten till organiskt kol

Kow Fördelningskoefficienten oktanol-vatten KpSPM Fördelningskoefficienten mellan partiklar och vatten i SPM KpSPM-vatten Fördelningskoefficienten mellan SPM och vatten

LC Lethal concentration; dödlig koncentration

LOEC Lowest observed effect concentration; den lägsta testkoncentration vid vilken effekter observerats

MCCP Medium chained chlorinated paraffins; kloralkaner med kolkedja på 14-17 kol

MCPA (4-klor-2-metylfenoxi)ättiksyra

NOAEL No observed adverse effect level; den högsta testdos då inga nega-tiva effekter observerats

NOEC No observed effect concentration; den högsta testkoncentration då inga negativa effekter observerats

OECD Organisation for economic co-operation and development PCB Polychlorinated biphenyl; polyklorerad bifenyl

PFOS Perfluorooctane sulphonate; perfluoroktansulfonat

PNEC Predicted no effect concentration; den beräknade koncentration av ett ämne då inga negativa effekter förväntas uppträda

(11)

RHOsolid Partikeldensitet

SEM Simultaneously extracted metals; metalljoner som extraheras ur sediment samtidigt med AVS (se ovan)

SPM Suspended particulate matter; suspenderat partikulärt material SSD Species sensitivity distribution; statistisk frekvensfördelning,

statis-tisk metod som används för PNEC-bestämning för datarika ämnen TDI Tolerable daily intake; tolerabelt dagligt intag

TEF Toxic equivalent factor; toxisk ekvivalent TEQ Toxic equivalent quotient; total toxisk ekvivalent

TGD Technical guidance document; tekniskt vägledningsdokument som används vid riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG

TOC Total organic carbon, total halt organiskt kol

(12)

1 Inledning

Toxiska kemiska ämnen i vattenmiljön tas omhand inom förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön och EGs ramdirektiv för vatten i två kategorier. De ämnen som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer (MKN) (framförallt de prioriterade ämnena men också ytterligare ett antal ämnen som regleras i EG-direktiven om fiskevatten och skaldjur) ingår i klassificeringen av kemisk ytvattenstatus. Utöver dessa ska vid klassificeringen av ekologisk status, som en av de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna, särskilda förorenande ämnen klassificeras. Vilka ämnen detta är kan variera mellan vattenförekomster beroende på olika typ av påverkan. I bilaga V i Ramdirektivet för vatten anges att de ämnen som ska bedömas är de förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd i vattenförekomsten. Det är vattenmyndigheterna som har i uppdrag att bedöma vilka ämnen som släpps ut i betydande mängd samt att klassificera status och fast-ställa miljökvalitetsnormer för dessa ämnen. Naturvårdsverket har i sina föreskrif-ter och allmänna råd om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (NFS 2008:1) reglerat hur detta ska göras. Mer vägledning finns också i Natur-vårdsverkets handbok Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon (2007:4).

Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige. Be-räkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är, så långt det varit möjligt, utförd enligt de principer och metoder som accepterats på EU-nivå beträffande beräkning av gränsvärden för de prioriterade ämnena. Metoden stämmer även över-ens med de krav som anges i ramdirektivet för vatten för framtagande av gränsvär-den för särskilda förorenande ämnen. Detta innebär att gränsvärgränsvär-den tagits fram för vatten och sediment baserat på ekotoxikologiska effektstudier på olika trofinivåer. Gränsvärden har också tagits fram för människor eller rovdjur som äter föda från vattenmiljön med orala labstudier som utgångspunkt. Metoderna är inte heltäckan-de och t.ex. tas inte hänsyn till eventuella additativa eller synergistiska effekter även om brister i dataunderlag har korrigerats med säkerhetsfaktorer. På grund av detta kan man inte garantera att det inte kommer att uppstå effekter på biota till följd av exponering av farliga ämnen trots att inga gränsvärden är överskridna. Sådana effekter bör dock upptäckas genom att de biologiska kvalitetsfaktorerna alltid ska bedömas. Om biologin visar på en påverkan klassificeras vattenföre-komsten i måttlig eller sämre status även om fysikalisk-kemisk status är god. De parametrar som i dag bedöms för de biologiska kvalitetsfaktorerna visar inte speci-fikt på en toxisk påverkan utan ger tydligare respons på närings-, eller surhetsstress eller på hydromorfologisk påverkan. Detta kan dock utvecklas framöver så att man tar fram parametrar som tydligare svarar på en toxisk påverkan.

(13)

Arbetet med att ta fram gränsvärden för de särskilda förorenande ämnena har främst utförts mellan 1 januari och 31 mars 2007, men vissa uppdateringar har också gjorts under hösten 2007.

(14)

2 Urval av ämnen

Efter en mindre cirkulation till representanter för vattenmyndigheterna och länssty-relserna har ämnena, som det här föreslås gränsvärden för, valts ut av Naturvårds-verket i samarbete med KemI utifrån följande underlag:

• Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande orga-nismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. • Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över

riktvärden/gräns-värden där sådana är satta.

• Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella miljöövervakningen.

• Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM.

• Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande sammanhang i våra grannländer.

(15)

3 Metodik

3.1 Allmänt

De föreslagna gränsvärdena (GV) har så långt det varit möjligt beräknats enligt de principer och metoder som man på EU-nivå använt sig av för att beräkna miljökva-litetsnormer för de prioriterade ämnena, identifierade i Europaparlamentets och rådets beslut 2455/2001/EG. Manualen, med dessa principer, ”Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priori-ty Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC)”, nedan kallad EQS-manualen, grundar sig till stor del på de vägled-ningsdokument (Technical Guidance Document, TGD) som arbetats fram i sam-band med riskbedömningen av nya och existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG och riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG. En kortfattad beskrivning av denna metodik följer nedan.

3.2 Dataunderlag

Tidsramarna för projektet har inte medgivit en kritisk granskning av originalstudier (utom i undantagsfall), utan GV har fastställts utifrån data som redan blivit kritiskt granskade. Denna granskning har skett under riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verk-samma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har GV fastställts utifrån de ekotoxikologiska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden.

3.3 GV

vatten

Föreslagna GVvatten grundar sig på toxicitetsdata från laboratorietest. Datasetet bör bestå av minst tre NOEC-värden (No Observed Effect Concentration) från studier med vattenlevande arter som representerar olika trofinivåer, vanligtvis alg, kräft-djur och fisk. Om datasetet uppfyller dessa krav beräknas PNEC (Predicted No-Effect Concentration) genom att det lägsta NOEC-värdet delas med en säkerhets-faktor (AF) på 10. En högre säkerhetssäkerhets-faktor används om kvaliteten och kvantiteten av data är lägre, se tabell 1 och EQS-manualen.

GVvatten = PNECvatten = NOECmin/AF

För mer omfångsrika dataset, både vad gäller antal arter och antal representerade taxonomiska grupper, kan samtliga NOEC-värden användas för att ta fram ett PNEC med en statistisk metod. Metoden bygger på att arters känslighet för ett

(16)

ämne kan beskrivas som en statistisk frekvensfördelning (SSD). Genom att beräkna den 5:e percentilen (HC5) av frekvensfördelningen kan den koncentration av ämnet fastställas, som kan anses säker för 95 % av alla arter. PNEC beräknas genom att detta värde delas med en säkerhetsfaktor på 1-5, utifrån datasetets kvalitet och kvantitet. För utförligare beskrivning se EQS-manualen.

Tabell 1. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor för beräkning av

PNECvatten.

Tillgängliga data Säkerhetsfaktor

Åtminstone ett akut L(E)C50-värde för varje trofinivå 1 000

Ett kroniskt NOEC-värde (fisk eller Daphnia) 100 Två kroniska NOEC för arter som representerar två trofinivåer (fisk

och/eller Daphnia och/eller alger)

50 Kroniska NOEC för åtminstone tre arter (oftast fisk, Daphnia och

alger) som representerar tre trofinivåer

10

SSD 1-5

Andra typer av studier, t.ex. mesokosm- och fältstudier från fall till fall

Eftersom artdiversiteten är högre, och därmed förmodligen även spridningen i känslighet, i saltvatten än sötvatten tillkommer vanligtvis ytterligare en säkerhets-faktor, AF=10, när toxicitetsresultat som tagits fram för sötvattensarter används för att beräkna PNEC för andra ytvatten (kust, hav och vatten i övergångszon). Om det finns toxicitetsdata som indikerar att marina arter inte är känsligare än sötvattensar-ter behöver ingen ytsötvattensar-terligare säkerhetsfaktor användas.

GVvatten avser årsgenomsnittet för ämnet. För att bestämma en norm för tillfälli-ga koncentrationstoppar utgår man ifrån akutdata och en AF=100.

3.4 GV

sediment

GVsediment beräknas för ämnen med Log KpSPM-vatten ≥ 3 eller som av annan anled-ning förväntas ackumuleras i sediment. Beräkanled-ningen av GVsediment utgår ifrån NOEC-värden som fastställts vid toxicitetstestning med sedimentlevande organis-mer. Även här tillämpas olika säkerhetsfaktorer för att bestämma PNEC, beroende på datasetets kvalitet, se EQS-manualen och tabell 2.

GVsediment = PNECsediment =NOECmin/AF

Tabell 2. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor vid beräkning av

PNECsediment.

Tillgängliga data Säkerhetsfaktor

Ett kroniskt NOEC-värde 100

Två kroniska NOEC för arter som representerar olika livs- och födostrategier

50 Kroniska NOEC för åtminstone tre arter som representerar olika

livs- och födostrategier

(17)

För att GVsediment ska kunna jämföras med GVvatten kan ett GVvatten_sediment räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik (equilibrium partitioning, EP) enligt formeln nedan. Detta förutsätter att uppgifter finns om fördelningskoefficienten KpSPM-vatten. För organiska ämnen kan fördelningskoefficienten också uppskattas utifrån ämnets Koc-värde (se TGD).

GVvatten_sediment= GVsediment_våtvikt/((KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000) Densitet SPM = 1150 kg/m3

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * (KpSPM/1000) * RHOsolid KpSPM = foc (0,1) * Koc

RHOsolid = 2500 kg/m3 Foc = fraktion organiskt kol Fsolid = fraktion partiklar

1000 = omvandlingsfaktor m3_{/kg till l/kg}

3.5 EP-GV

sediment

beräknat från GV

vatten

Om toxicitetsdata saknas för sedimentlevande organismer kan med jämviktsfördel-ningsmetodik ett indikativt värde på GVsediment, EP-GVsediment, beräknas utifrån GVvatten. EP-GVsediment kan också användas om man vill använda sig av sediment som provtagningsmatris för att uppskatta halten av ett ämne i vatten. Om ämnet har ett Log Kow > 5 måste även andra exponeringsvägar än vatten, t.ex. födoexponering beaktas, detta görs genom att en faktor 0,1 inkluderas i ekvationen nedan.

EP-GVsediment_.våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 * GVvatten(mg/l) (* 0,1 (om LogKow > 5))

Densitet SPM = 1150 kg/m3

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * (KpSPM/1000) * RHOsolid KpSPM =foc (0,1) * Koc

RHOsolid = 2500 kg/m3 Foc = fraktion organiskt kol Fsolid = fraktion partiklar

1000 = omvandlingsfaktor m3/kg till l/kg

Det beräknade EP-GVsediment är starkt beroende av valet av fördelningskoefficient och andelen organiskt kol är det som är mest avgörande för adsorptionen av orga-niskt material till sediment. Istället för att använda standardvärden som i beräk-ningarna ovan bör man därför mäta andelen organiskt kol och räkna fram en plats-specifik fördelningskoefficient och därmed EP-GVsediment. De EP-GVsediment som redovisas i tabell 7 ska därför bara ses som indikativa. En överträdelse av dessa värden tyder på att ämnet behöver undersökas vidare till exempel genom en mät-ning i vatten. Uträkmät-ningarna redovisas inte för de bekämpmät-ningsmedel som inte förväntas anrikas i sediment.

(18)

3.6 GV

biota

Sekundärförgiftning av predatorer beaktas om biokoncentrationsfaktorn (BCF) för ett ämne är över 100. Sekundärförgiftning av människa beaktas när ämnet är klassi-ficerat som cancerogent, mutagent eller reproduktionstoxiskt i kategori I-III, (R40, R45, R46 eller R60-R64), eller om ämnet har ett BCF-värde över 100, BMF över 1 eller Log Kow >3 samt är klassificerat som skadligt eller giftigt vid oralt intag eller kontakt med huden (R21, R22, R24, R25, R27 eller R28), eller misstänks orsaka allvarliga hälsoskadliga effekter vid långvarig användning (R48).

För att bestämma ett GVbiota_pred med syfte att skydda predatorer från sekundär-förgiftning krävs en oral, helst kronisk, studie med antingen fågel eller däggdjur. En säkerhetsfaktor för att omvandla NOEC till PNEC väljs enligt tabell 3 utifrån studiens längd och vilka levnadsstadier man studerat.

GVbiota_pred = PNECoral = NOECmin/AF

Tabell 3. Val av säkerhetsfaktor för beräkning av PNECoral.

Typ av oral studie Studiens längd Säkerhetsfaktor

LC50 fågel 5 dagar 3000

NOEC fågel Kronisk 30

NOEC däggdjur 28 dagar

90 dagar Kronisk

300 90 30

Ofta uttrycks resultaten av dessa test som den dos (mg/kg kroppsvikt*dag) som inte gett några effekter, NOAEL. NOAEL-värden kan omvandlas till NOEC-värden med hjälp av omvandlingsfaktorerna i tabell 4.

Tabell 4. Omvandlingsfaktorer från NOAEL till NOEC.

Art Omvandlingsfaktor Canis domesticus 40 Macaca sp. 20 Microtus sp. 8,3 Mus musculus 8,3 Oryctolagus cuniculus 33,3

Rattus norvegicus (> 6 veckor) 20

Rattus norvegicus (> 6 veckor) 10

Gallus domesticus 8

NOAEL, ADI, TDI –värden som har identifierats i hälsodelen av riskbedömning-arna under Rådets förordning 793/93/EEG eller Rådets direktiv 91/414/EEG an-vänds som utgångspunkt för att beräkna ett GVbiota_human. Dessa värden härrör van-ligtvis från studier av upprepad dos, oral toxicitet, reproduktionsstudier eller carci-nogenicitetsstudier. Motsvarande värden fastställda av WHO eller liknande interna-tionellt erkända organ kan också användas som utgångspunkt för att beräkna ett

(19)

GVbiota_human. Vanligtvis används en säkerhetsfaktor på 100 för att beräkna ett TDI för människa utifrån ett relevant NOAEL, men den kan även bli högre. Maximalt 10 % av fastställt TDI får komma från intag av fisk, därav faktorn 0,1 i formeln nedan.

GVbiota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson)

Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case)

För att kunna jämföra GVbiota med GVvatten kan en surrogatstandard för vatten, GVvatten_biota, beräknas utifrån ämnets bioackumulationsförmåga enligt följande formel.

GVvatten_biota = GVbiota /(BCF*BMF1 (*BMF2, gäller marina näringsvävar))

I ideala fall baseras BMF-värdena på uppmätta data men om sådana data inte finns tillgängliga kan TGDs standardvärden användas (Tabell 5). I första hand väljs BMF utifrån ett uppmätt BCF-värde, i andra hand från ämnets Log Kow.

Tabell 5. Standard BMF för organiska ämnen.

Ämnets Log Kow BCF (fisk) BMF1 BMF2

< 4,5 < 2000 1 1 4,5 - <5 2000 – 5000 2 2 5 - 8 > 5000 10 10 > 8 - 9 2000 – 5000 3 3 > 9 < 2000 1 1

3.7 GV

dricksvatten

Om det för ett ämne finns ett lagstiftat gränsvärde för dricksvatten i Rådets direktiv 75/440/EEG antas det som GVdricksvatten, i annat fall räknas ett provisoriskt värde för dricksvatten ut enligt formeln nedan. Max 10 % av TDI får uppnås genom vattenin-tag.

GVdricksvatten = 0,1 * tröskelvärde * kroppsvikt/ dricksvattenintag

Tröskelvärde = TDI, ADI eller motsvarande uttryckt i mg/kg kroppsvikt per dag Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson)

(20)

3.8 Val av övergripande GV

Om GVvatten är lägre än GVvatten_sediment och GVvatten_biota så bedöms detta värde som tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer samt predatorer och människa från sekundärförgiftning. Om så inte är fallet krävs ytterligare skydd för dessa grupper, antingen genom att GVvatten sänks eller att separata GV införs för sediment och/eller biota. Föreslagna gränsvärden sammanfattas i tabell 6 & 7. I tabell 8 redovisas ämnenas EP-GVsediment.

3.9 Källor

1) ECB (2003) Technical Guidance Document (TGD) on Risk Assessment in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the Placing of Bio-cidal Products on the Market. Part II: Environmental Risk Assessment. 2003. Dokumentet finns tillgängligt på Internet: http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) Fraunhofer-Institute, 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in ac-cordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC).

(21)

4 Föreslagna gränsvärden

Tabell 6. Föreslagna GVvatten (inlandsvatten)och GVandra_ytvatten (kustvatten, vatten i övergångszon och marint vatten). Om GVvatten saknas, redovisas även separata GVsediment eller GVbiota i tabell 7.

Substans GVvatten

(μg/l)

GVandra_ytvatten

(μg/l)

Krom1 _{3 3}

Zink1,2 _{8 vid hårdhet > 24 mg CaCO} 3/l

3 vid hårdhet < 24 mg CaCO3/l

8 Koppar1₄_- Bronopol 0,7 0,3 Irgarol - 0,003 Triclosan 0,05 0,005 MCCP 1 0,2 Icke-dioxinlika PCBer - -

Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner

- -

PFOS 30 3

HBCD 0,3 0,03

Bisfenol A 1,5 0,15

Nonylfenoletoxilater3 _{0,3 NP-TEQ} _{0,3 NP-TEQ}

Aklonifen 0,2 - Bentazon 30 - Cyanazin 1 - Diflufenikan 0,005 - Diklorprop 10 - Dimetoat 0,7 - Fenpropimorf 0,2 - Glyfosat 100 - Kloridazon 10 - MCPA 1 -

Mekoprop & Mekoprop p 20 -

Metamitron 10 - Metribuzin 0,08 - Metsulfuronmetyl 0,02 - Pirimikarb 0,09 - Sulfusulfuron 0,05 - Tifensulfuronmetyl 0,05 - Tribenuronmetyl 0,1 -

1 För metaller avser gränsvärdet den lösta delen metall d.v.s. koncentrationen i den fas som erhålls efter filtrering genom ett 0,45 μm filter. Vid utvärdering av övervakningsdata mot de ned-an ned-angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området.

(22)

2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd vattendraget utöver bakgrundshalter.

3 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP-TEQ).

Tabell 7. GVsediment och/eller GVbiota föreslås som kompletterande GV för de ämnen då GVvatten inte är tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer och/eller människa och/eller predatorer från sekundärförgiftning.

Substans GVsediment (torrvikt) GVbiota (våtvikt) MCCP 20 mg/kg (sötvatten) 5 mg/kg (marin) - Icke-dioxinlika PCBer 30 μg total-PCB/kg (sötvatten)

20 μg total-PCB/kg (marin)

0,1 mg/kg PCB-1531

Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner

0,9 ng TEQfisk/kg 8 pg TEQdäggdjur/g2

PFOS - 0,006 mg/kg

HBCD 0,9 mg/kg 1,5 mg/kg

1 Gränsvärde i Sverige för fisk för humankonsumtion (LIVSFS 1993:36) 2 Gränsvärde i EU för fisk för humankonsumtion (Förordning EG 1881/2006)

(23)

Tabell 8. Indikativa GVsediment, EP-GVsediment, som har beräknats med jämviktsför-delningsmetodik utifrån ämnenas GVvatten.

Substans EP-GVsediment

(mg/kg) torrvikt Krom1 _0,7-7 Zink2,3 ₈₆₀ Koppar - Bronopol 0,0007 Irgarol 0,0002-0,0008 Triclosan 0,2 MCCP - Icke-dioxinlika PCBer -

Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner -

PFOS - HBCD - Bisfenol A 0,1 Nonylfenoletoxilater4 _{0,2 NP-TEQ} Aklonifen 0,1 Bentazon 0,04 Cyanazin 0,007 Diflufenikan 0,0009 Diklorprop 0,04 Dimetoat 0,001 Fenpropimorf 0,06 Glyfosat 180 Kloridazon 0,2 MCPA 0,08 Mekoprop och mekoprop-p 0,04

Metamitron - Metribuzin 0,0008 Metsulfuronmetyl 0,000006 Pirimikarb 0,0004 Sulfusulfuron 0,00003 Tifensulfuronmetyl 0,00007 Tribenuronmetyl 0,0001

1 Gäller neutral och alkalisk miljö respektive sur miljö.

2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd sedimentet utöver bakgrundshalter.

3 PNEC har utifrån labstudier bestämts till 49 mg/kg torrvikt, det finns därför anledning att befara risk för sedimentlevande organismer under det angivna EP-GVsediment.

4 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP-TEQ).

(24)

5 Metaller

Metaller är naturligt förekommande ämnen, vilket man måste ta hänsyn till vid gränsvärdesberäkningen. I de pågående och slutförda riskbedömningar av metaller som har genomförts enligt Rådets förordning 793/93/EEG har man använt sig av två olika tillvägagångssätt. Det första tillvägagångssättet bygger på antagandet att det är den totala halten löst metall som är av betydelse för metallens toxicitet. Den uppmätta halten av metallen jämförs då direkt med det gränsvärde som är framtaget baserat på totalhalter av metallen. Det andra tillvägagångssättet bygger istället på antagandet att arterna i ett ekosystem är anpassade till bakgrundskoncentrationen av metaller i den miljö de lever i, och att det således inte är den absoluta koncentra-tionen av en metall som har betydelse för dess toxicitet, utan enbart den av männi-skan tillförda mängden, detta koncept benämns adderad risk. I detta fall ska bak-grundshalten av metallen dras ifrån den uppmätta halten innan jämförelse mot gränsvärde görs. Gränsvärdet är då framtaget baserat på den adderade mängden metall i toxicitetsstudier (totalhalt-bakgrundskoncentration).

Metallers toxicitet är beroende av deras biotillgänglighet. Biotillgängligheten är beroende av i vilken form metallerna finns i vattnet; metallerna kan t.ex. vara ad-sorberade till partiklar, eller ingå i lösta men inte biotillgängliga komplex. Biotill-gängligheten är också beroende av koncentrationen av konkurrerande katjoner, vattnets pH, hårdhet, salinitet och innehåll av löst organiskt kol. Tidigare har man ofta mätt den totala koncentrationen av metaller i vatten, i riskbedömningarna har man istället använts sig av ”den lösta delen”, för att få en bättre uppskattning av biotillgängligheten. I praktiken definieras den lösta delen av en metall som den del som mäts i ett vattenprov som passerat ett 0,45 μm filter.

De ”Biotic Ligand Models” (BLM) som är under utveckling under riskbedöm-ningen av metaller enligt Rådets förordning 793/93/EEG, utgör ytterligare ett steg mot en bättre uppskattning av biotillgängligheten av metaller. Dessa modeller be-räknar andelen biotillgänglig metall i ett specifikt vattendrag under förutsättning att man också har uppgifter om relevanta vattenkemiska variabler som pH, hårdhet, alkalinitet, DOC osv. I den mån en sådan modell har utvecklats och validerats för en specifik metall kan den användas för att ersätta det nedan föreslagna gränsvärdet med ett platsspecifikt gränsvärde. BLM-modellerna för zink och koppar beskrivs kortfattat i respektive ämnesavsnitt och mer utförligt i respektive riskbedömning. Vid utvärdering av övervakningsdata mot de nedan angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området.

Den naturliga halten i vatten kan för de flesta metaller bedömas med acceptabel noggrannhet utifrån analyser från uppströmspunkter eller närbelägna vattenområ-den som är opåverkade av lokala utsläpp och inte är försurade. Om sådana analys-värden inte finns kan schablonanalys-värden på bakgrundshalter användas, se Naturvårds-verkets rapport Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag, tabell 24, delvis återgiven som tabell 9 nedan. Man får dock ha i minnet att bakgrundshal-terna kan variera markant beroende på de lokala förutsättningarna.

(25)

Tabell 9. Jämförvärden för regionala bakgrundshalter och naturliga, ursprungliga

halter i olika typer av svenska vatten, opåverkade av lokala utsläpp och försurning (pH >6,0). Naturliga, ursprungliga halter i vatten är uppskattade utifrån nuvarande halter i norra Sverige. Motsvarande halter i sediment har bedömts utifrån analyser av djupare sedimentlager. Med N Sverige avses områden fr.o.m. Dalälven och norrut. Mindre vattendrag definieras som rinnande vatten med avrinningsområden upp till några kvadratkilometer.

Cu Zn Cd Pb Cr Ni Co As V Hg Vattendrag, större (µg/l)

N Sverige 0,9 2,9 0,005 0,12 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,002 S Sverige 1,3 4,3 0,014 0,32 0,4 1,0 0,13 0,4 0,4 0,004 Slättlandsåar 1,9 5,7 0,016 0,38 0,8 2,7 0,35 0,6 0,8 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 1 3 0,003 0,05 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,001

Vattendrag, mindre (µg/l)

N Sverige 0,3 0,9 0,003 0,04 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,002 *S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,002 0,02 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,001

Sjöar (µg/l)

N Sverige 0,3 0,9 0,009 0,11 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,002 S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,005 0,05 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,001

Sediment (mg/kg ts)

N Sverige _{15 150}_{0,8 50 15 10 10 20 0,13}

S Sverige _{20 240}_{1,4 80 15 10 10 20 0,16}

Naturlig, ursprunglig halt 15 100 0,3 5 15 10 15 8 20 0,08 *Data saknas från icke försurningspåverkade vattendrag. Därför används samma värden som

för södra Sveriges sjöar.

Källa

1) Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vat-tendrag, Naturvårdsverket Rapport 4913.

(26)

5.1 Krom

Ämne: Krom

CAS nr: 1333-82-0; 7775-11-3; 10588-01-9; 7789-09-5; 7778-50-9 Vattenlöslighet: 115-2355 g/l

KpSPM-vatten: krom(VI) 500 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m3/m3 (sur

miljö)

krom (III) 75000 m3_/m3_{(neutral/alkalisk miljö); 7500 m}3_/m3

(sur miljö)

5.1.1 Sammanfattning

Övergripande GVvatten föreslås till 3 µg/l för krom. Normen avser den totala halten löst krom, d.v.s. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter.

5.1.2 Toxicitet för vattenlevande organismer

I EU:s riskbedömning redovisas ett relativt omfattande dataset gällande toxiciteten av krom(VI). Det lägsta NOEC-värdet är fastställt till 4,7 μg/l för kräftdjur (Cero-daphnia dubia, 7 d). För fisk är lägsta NOEC fastställt till 10 μg/l (Salvelinus fonti-nalis, 8 mån) och för alg till 10 μg/l (Selenastrum capricornutum, 72 h, EC10). Data finns från tre trofinivåer och PNEC kan beräknas på traditionellt sätt med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet.

GVvatten (Cr VI, AF) = 0,47 μg/l

Eftersom det finns tillräckligt med data för att beräkna PNEC med statistisk fre-kvensfördelningsmetodik föredras detta i riskbedömningen. HC5 är 10,2 µg/l, med en AF=3, blir PNEC då istället 3,4 μg/l.

GVvatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l

Krom(VI) omvandlas till krom(III) under vissa förhållanden. Lägsta NOEC för krom (III) är fastställt till för fisk 50 μg/l (Oncorhynchus mykiss, ”early life stage test”), för kräftdjur till 47 μg/l (Daphnia magna) och till >2 mg/l för alger (Chlo-rella pyrenoidosa). Data finns från tre trofinivåer och PNEC beräknas med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet eftersom det inte finns tillräckligt med data för att använda statistisk frekvensfördelningsmetodik.

GVvatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l

Kroms (VI) akuta giftighet är högst för kräftdjur med ett EC50-värde på 30 μg/l (C. dubia, 48 h). För alger är den akuta toxiciteten högst för Chlorella vulgaris (IC50 = 0,47 mg/l, tillväxt) och för fisk för Oncorhynchus mykiss (LC50 = 13 mg/l, 48h). För skydd mot tillfälliga utsläppstoppar används akutdata och en AF= 100.

(27)

GVtopp = 0,3 μg/l

Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det förmodligen skulle bli för konser-vativt. Den akuta toxiciteten av krom har testats i ett betydande antal studier, och det är troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GVtopp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GVtopp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,3 µg/l (en preliminär analys indikerar ett värde runt 10 µg/l).

Kroms biotillgänglighet och toxicitet är beroende av faktorer som pH, hårdhet, salinitet och temperatur, men det finns ännu inte tillräckligt många studier för att man ska kunna identifiera och ta hänsyn till eventuella samband.

Kroms(VI) toxicitet för algen Thalassiosira pseudonana har testats i brackvat-ten (EC50 0,341 mg/l), för marina kräftdjur är lägsta LC50 2,03 mg/l (Mysidopsis bahia) och för fisk 21,4 mg/l (Cyprinodon variegatus). Akuttoxicitetsdata finns också från andra marina taxonomiska grupper, som mollusker (Crassostrea gigas, EC50, 4,54 mg/l), polychaeter (Neanthes arenaceodentata, LC50, 1,63 mg/l) och rotiferer (Branchionus plicatilis, LC50, 51,6 mg/l) Kroms toxiska verkan verkar minska i marina vatten; tester med sötvattensarter ger lägre EC50-värden än tester med marina arter. Marina arter som testats i sötvatten verkar dock vara lika känsli-ga som sötvattensarter. Ingen ytterlikänsli-gare säkerhetsfaktor bedöms därför behövas för bestämning av GVandra_ytvatten.

GVvatten (Cr VI, SSD) = GVandra_ytvatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l

GVvatten (Cr III, AF) = GVandra_ytvatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l

5.1.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer

Det finns inte tillräckligt med studier för att ta fram ett PNEC för sedimentlevande organismer baserat på experimentella data. Enligt TGD så kan man uppskatta se-dimenttoxiciteten utifrån toxiciteten för vattenlevande organismer med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik. Eftersom krom(VI) i stor utsträckning reduceras till krom(III) i sediment bör man räkna ut ett gränsvärde för sediment för både krom(VI) och krom(III).

EP-GV sed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 * GVvatten Krom (VI)

EP-GVsed_våtvikt = 1,5 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 6,9 mg/kg torrvikt)

EP-GVsed_våtvikt = 0,15 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 0,69

mg/kg torrvikt)

Krom (III)

EP-GVsed_våtvikt = 31 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 143 mg/kg torrvikt)

EP-GVsed_våtvikt = 307 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 1426

(28)

KpSPM-vatten = krom(VI) 500 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m3/m3 (sur miljö) KpSPM-vatten = krom (III) 75000 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 7500 m3/m3 (sur miljö)

5.1.4 Sekundärförgiftning – predatorer

Eftersom BCF är under 100 är inte kriterierna uppfyllda för att beräkna ett gräns-värde för skydd av sekundärförgiftning av predatorer.

5.1.5 Sekundärförgiftning – människa

PNECoral har bestämts utifrån 90-dagarsstudie på råtta där ett NOAEL-värde på 7 mg krom(VI)/kg kroppsvikt/dag fastställdes. Vid högre doser observerades testikel-förändringar. En AF =100 används för extrapolering från djur till människa och PNECoral eller TDI blir 0,07 mg/kg/dag.

GVbiota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk = 4,3 mg/kg biota

GVvatten_biota_human= GVbiota_human /BCF = 4,3 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson)

Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) BCF = ca 1

5.1.6 Dricksvatten

Halten av krom i ytvatten avsett för dricksvattenuttag är reglerat i Rådets direktiv 75/440/EEG till 0,05 mg/l (A1, I, totalt).

5.1.7 Källor

1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on Chromium Trioxide, Sodium Chromate, Sodium Dichromate, Ammonium Dichromate and Potas-sium Dichromate. Final report, 2005. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

(29)

5.2 Zink

Ämne: Zink

CAS nr: 7440-66-6

KpSPM: 110000 l/kg

Övergripande GVvatten för zink föreslås till 8 μg/l för vatten med en hårdhetsgrad över 24 mg CaCO3/l. För vatten med lägre hårdhetsgrad föreslås GVmjukt_vatten till 3 μg/l. De föreslagna normerna gäller för den lösta delen zink dvs. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter. Gränsvärdena byg-ger på konceptet adderad risk; d.v.s. de gäller för zink som tillförts vattendraget utöver naturliga bakgrundsnivåer. Om istället lokala bakgrundshalter adderas till dessa värden får man ett GV för zink som i likhet med GV för krom och koppar grundar sig på den totala halten löst metall i vattnet.

I riskbedömningsrapporten för zink finns det tillräckligt många NOEC-värden för att bestämma PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelningsmetodik (SSD), både för söt- och saltvattensarter. Eftersom studierna med marina arter inte är lika noggrant granskade har PNECsötvatten använts även för marina scenarion. En AF=2 används för att beräkna PNEC utifrån resultatet av SSDn (HC5 = 15,6 µg/l). De i SSDn ingående testresultaten kom från studier som uppfyllde vissa normalkriterier vad gällde abiotiska faktorer som hårdhet (24-250 mg CaCO3/l), pH (6-9) och bak-grundskoncentration (minimum 1 μg/l).

GVvatten (SSD) = 7,8 μg/l (hårdhet > 24 mg/l CaCO3)

Eftersom särskilt mjuka vatten inte var representerade bland de studier som använ-des för bestämning av PNEC och eftersom zinks toxicitet förväntas vara högre vid lägre hårdhetsgrad gjordes en särskild studie där PNECadd_mjuktvatten bestämdes. Skillnaden i toxicitet, kallad ”water effect ratio”, i ett vatten med en hårdhet på 6-8 mg CaCO3/l och ett vatten med hårdhet 100 mg CaCO3/l bestämdes till 2,5 i denna studie.

GVmjuka vatten = GVvatten/2,5 = 3,1 μg/l (hårdhet < 24 mg/l CaCO3)

Det lägsta akuttoxicitetsvärdet för Daphnia magna är 0,07 mg/l och för regnbåge, Oncorhynchus mykiss, 0,14 mg/l. Lägsta akuttoxicitetsvärde för en alg är 0,136 mg/l (Selenastrum capricornutum, Zn pulver). För att beräkna en gräns för tillfälli-ga koncentrationstoppar används en AF=100 för det lägsta akutvärdet.

(30)

GVtopp = 0,0007 mg/l = 0,7 μg/l vilket blir mindre än GVvatten.

Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det skulle bli för konservativt. Den akuta toxiciteten av zink har testats i ett betydande antal studier, men redovisas i riskbedömningsrapporten endast för alg, fisk och kräftdjur (EC/LC50=0,07-7,8 mg/l (n=32)). Det är därför troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GVtopp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GVtopp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,7 µg/l.

5.2.3 Biotillgänglighet

De föreslagna gränsvärden för vatten gäller koncentrationer av löst zink i vatten, men tar inte hänsyn till de olika faktorer som kan påverka biotillgängligheten av zink. För tre olika arter Oncorhynchus mykiss, Daphnia magna och Pseudokirchne-riella subcapitata har samband fastställts, så kallade biotic ligand models, mellan ett antal abiotiska faktorer och zinks toxicitet. Ett worst-case NOEC-värde har beräknats för dessa tre arter baserat på de abiotiska förhållanden som gör toxicite-ten som störst för respektive art. Kvotoxicite-ten mellan detta worst-case NOEC och det faktiska NOEC, som räknas fram baserat på lokala abiotiska förhållanden, ger en biotillgänglighetsfaktor. När den uppmätta koncentrationen (med hänsyn tagen till bakgrundshalter) multipliceras med denna biotillgänglighetsfaktor får man ett mått på den biotillgängliga koncentrationen av zink. Modellen är validerad för pH 6-9, DOC 1-20 mg/l och hårdhet 15-428 mg CaCO3/l och beskrivs mer utförligt i risk-bedömningsrapporten.

Det finns fyra godkända testresultat med sedimentlevande organismer som repre-senterar minst tre olika livs- och födostrategier och en AF=10 kan därför användas för att beräkna PNEC utifrån det lägsta NOEC-värdet (488 mg/kg torrvikt, Hyalella azteca).

GVsediment = 49 mg zink/kg torrvikt sediment eller 11 mg/kg våtvikt. (51 mg/kg

torrvikt om bakgrunden räknas in).

GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten * 1000) = 0,46

μg/l.

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid KpSPM = foc (0,1) * Koc

RHOsolid = 2500 kg/m3

EP-GVsediment kan också räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik utifrån det tidigare bestämda vattenvärdet:

(31)

EP-GVsediment_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM)* 1000 * GVvatten = 187

mg/kg vilket motsvarar 860 mg/kg torrvikt

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid = 27501 m3/m3 KpSPM = 110000 kg/l

RHOsolid = 2500 kg/m3

PNEC baserat på testdata blir flera gånger lägre än det som är framräknat. Värdet baserat på testdata föredras. Detta värde är dock inte normaliserat för biotillgäng-lighet, och det är möjligt att zinket delvis bundits in till sedimentet och i sådana fall kan det innebära att toxiciteten underskattats.

För att kunna jämföra en i fält uppmätt zinkkoncentration i ett sediment med ovanstående PNEC, krävs kunskap om bland annat naturliga bakgrundshalter av zink och om de abiotiska faktorer som påverkar biotillgängligheten av zink. När det gäller att uppskatta biotillgängligheten av zink i sediment är halten av AVS (acid volatile sulphides) avgörande eftersom AVS effektivt binder vissa katjoniska metaller i en speciell ordning. Samtidigt som halten AVS bestäms måste därför halten SEM (simultaneously extracted metal) bestämmas.

I riskbedömningen förordar man att man i ett första steg jämför den uppmätta koncentrationen i sediment (minus bakgrund) med PNECadd_sediment och om kvoten indikerar risk, ska man ta hänsyn till ytterligare faktorer som SEM och AVS. Den-na metodik kräver att man också har kunskap om bakgrundshalterDen-na av alla andra aktuella metaller i sedimentet som binder in till AVS. En alternativ väg är att, i de fall då man inte har kunskap om de abiotiska faktorerna, använda sig av en stan-dard-biotillgänglighetsfaktor på 0,5 som man har valt av pragmatiska skäl sedan man i en studie av 16 holländska sediment bestämt biotillgänglighetsfaktorn, ge-nom att jämföra AVS-bundet zink med total-zink, till mellan 0 och 0,59 (endast två sediment hade en biotillgänglighet över 0,5).

För svenska förhållanden finns bara en handfull uppgifter om halten av AVS i sediment. Om man framöver ska kunna använda sig av AVS/SEM konceptet krävs en avancerad harmonisering/vägledning av provtagningsteknik och djup, då AVS-halten varierar både med djupet i sedimentet och med årstiden. När det gäller bak-grundshalter av zink i svenska sediment så redovisar Landner och Reuther (2004) ett förslag på medelbakgrundsvärde för sediment i Stockholm på 122 mg/kg torr-vikt, vilket skulle innebära att redan dessa nivåer innebär risk om man räknar med en biotillgänglighet på 50 %. Ytterligare kunskap krävs innan man kan sätta ett GVsediment.

Sekundärförgiftning anses inte vara av betydelse för zink, eftersom de flesta dägg-djur, inom vissa gränser, kan reglera sitt upptag av zink, som är en essentiell me-tall.

(32)

WHO rekommenderar ett högsta dagligt intag på 45 mg per person (ingen uppgift om kroppsvikt).

Det obligatoriska A1-värdet enligt Rådets direktiv 75/440/EEG är 3 mg/l för zink medan riktvärdet (det värde man ska sträva efter) är 0,5 mg/l.

5.2.8 Källor

1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on Zink metal. Final draft, 2006. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) Landner, L. & Lindeström, L. Zink - resurs eller hot?, 1996. ISBN 91-630-5117-6

3) Landner, L. & Reuther, R. Metals in Society and in the Environment, 2004. ISBN 1-4020-2741-9

(33)

5.3 Koppar

Ämne: Koppar

CASnr: 7440-50-8

Vattenlöslighet: 0,8-1000000 mg/l beroende på kopparförening Log Kd 3,33 (osäker uppskattning)

Övergripande GVvatten föreslås till 4 μg/l. Normen avser den totala halten löst kop-par, d.v.s. koppar mätt i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter.

5.3.2 Biotillgänglighet

Koppars biotillgänglighet och toxicitet i vatten förändras beroende på de abiotiska förhållandena, som inkluderar bl.a. pH, hårdhet, DOC-halt samt koncentrationer av andra katjoner. Under riskbedömningsarbetet har man utvecklat en metodik som utgår ifrån BLM (Biotic Ligand Models) för några vanliga testorganismer från olika trofinivåer. Till skillnad från zink så räknar man för koppar ut platsspecifika PNEC, d.v.s. efter att alla ingående NOEC-värden räknats om enligt modellen görs en ny SSD. Modellens förmåga att förutspå NOEC-värden vid olika abiotiska för-hållanden har validerats i naturliga vatten. Modellerna fungerar för vatten med pH 5,5-8,5; hårdhet 10-500 mg/l CaCO3, DOC 1,6-23 mg/l samt för järnkoncentratio-ner upp till 307 mg/l och aluminiumkoncentratiojärnkoncentratio-ner upp till 332 mg/l.

I riskbedömningsrapporten från 2006 räknade man om kroniska data från 22 olika arter med hjälp av BLM-metodik för att representera största sannolika biotillgäng-lighet (hårdhet = 37 mg/l; DOC = 2,6 mg/l; pH för fisk och evertebrater = 6,6; pH för alger 8,1) och dessa användes för att bestämma ett worst-case PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelning (SSD). De ingående NOEC-värdena varierar mel-lan 8,5 och 122,1 μg/l. Om PNEC skulle beräknas på traditionellt sätt skulle en AF=10 användas med lägsta NOEC-värdet som utgångspunkt.

GVvatten (AF) = 0,85 μg/l

Resultatet av SSDn blir att HC5, den koncentration som kan anses säker för 95 % av alla arter, blir 8,2 μg/l. I riskbedömningsrapporten föreslogs en AF=1 för denna koncentration, men här föreslås AF=2 beroende på att Sverige anser att osäkerheter kvarstår gällande BLM-modellens applicerbarhet för samtliga arter,

inda-ta/variationen hos de i modellen ingående abiotiska faktorerna samt återstående oförklarad variation.

(34)

I en senare version av riskbedömningen (juli 2007) har data från ytterligare arter tagits med i fastställandet av PNEC. Det finns nu data för 27 arter. I den senaste versionen finns inget övergripande worst-case-PNEC fastställt utan BLM-normaliserade PNEC redovisas för sju olika typscenarion som ska representera olika europeiska vattendrag. Bland dessa typscenarion blev det lägsta HC5 7,8 µg/l (flod i Storbritannien). I riskbedömningsrapporten föreslogs återigen en AF=1, men här föreslås AF=2 av samma skäl som ovan.

GVvatten (SSD) = 3,9 μg/l

I denna rapport har den senaste versionen av BLM-modellen för koppar (maj 2007) använts för att bestämma ett worst-case PNEC för Sverige. Ur databaserna från den regionala och nationella miljöövervakningen hämtades data för 116 vattendrag och 175 sjöar för de abiotiska faktorer som har störst betydelse för toxiciteten av kop-par, nämligen pH, hårdhet, alkalinitet och natriumjonkoncentrationen. För samtliga faktorer användes medianen under perioden 1997-2005 av i medeltal 111 mätning-ar för vattendragen och 38 mätningmätning-ar i sjömätning-arna. Eftersom uppgifter om DOC-värden saknas har TOC-använts istället, vilket innebär en underskattning av toxici-teten. I de fall (n=40) då alkaliniteten hade ett negativt värde ersattes detta värde av ett mycket lågt positivt värde (0,0005 mekv/l), eftersom mjukvaran inte kan hante-ra negativa värden.

För 174 svenska sjöar eller vattendrag ligger värdena på de abiotiska faktorerna inom modellens gränser (pH 5,5-8,5; hårdhet 10-500 mg/l CaCO3, DOC 1,6-23 mg/l). Lägsta HC5-50 blev 17,8 µg/l (Ämten, lågt pH, mjukt vatten), medianen 74,0 µg/l och maximum 183 µg/l (Svartsjön, neutralt pH, hög halt TOC).

Om man använder modellen även utanför dess gränser och tar med samtliga 291 sjöar eller vattendrag i beräkningen blir lägsta HC5-50 1,2 µg/l (Skärsjön lågt pH, lågt TOC) medianen 58,1 µg/l och maximum 301,9 µg/l (Vikasjön, neutralt pH, mycket hög halt TOC).

En säkerhetsfaktor, AF=4, används för att bestämma PNEC/GVvatten utifrån lägsta HC5 inom modellens gränser. En högre säkerhetsfaktor än 2 är motiverad dels därför att TOC-halter har använts istället för DOC-halter, dels därför att medi-anvärden av de abiotiska faktorerna har använts och dels för att en stor andel av Sveriges sjöar kan förväntas ligga utanför modellens gränser.

GVvatten = 4,45 µg/l

Som beräkningarna ovan visar är det möjligt att ett ännu lägre gränsvärde skulle vara nödvändigt för vissa sjöar, för 2 % av sjöarna i de aktuella databaserna är det beräknade HC5-värdet lägre än 4,5 µg/l. Gemensamt för dessa vatten är att pH < 5,5; TOC < 3 mg/l, hårdhet < 10 mg CaCO3/l samt att de har låg alkalinitet.

(35)

Inget värde föreslås.

Kopparhalten ska inte överstiga 20 μg/l i ytvatten avsett för dricksvattensframställ-ning enligt Rådets direktiv 75/440/EEG.

5.3.8 Källor

1) European Copper Institute 2006. Van Sprang, P., Vangheluwe, A., Van Hyfte, A., Heijerick, D., Vandenbroele, M. and Verdonch, F. European Union Risk Assessment Report on Copper, Copper II Sulphate Pentahydrate,

Cop-per(I)oxide, Copper(II)oxide, Dicopper Chloride Trihydroxide, Voluntary risk assessment, Environmental effects- chapter 3.2 (Part 1), Draft, February 2006. 2) European Copper Institute 2007. Van Sprang, P., Vangheluwe, A., Van Hyfte,

A., Heijerick, D., Vandenbroele, M. and Verdonch, F. European Union Risk Assessment Report on Copper, Copper II Sulphate Pentahydrate,

Cop-per(I)oxide, Copper(II)oxide, Dicopper Chloride Trihydroxide, Voluntary risk assessment, Environmental effects- chapter 3.2 (Part 1), Draft, July 2007. 3) Data från Regionala och nationella miljöövervakningen, Institutionen för

(36)

6 Växtskyddsmedel

Växtskyddsmedel används i huvudsak för att skydda växter och växtprodukter inom jordbruk, skogsbruk och trädgårdsbruk. Skyddet kan gälla svampangrepp, skadedjur eller konkurrerande växter. Växtskyddsmedel regleras genom Rådets direktiv 91/414/EEG som är infört i den svenska lagstiftningen. Verksamma ämnen i växtskyddsmedel bedöms gemensamt inom EU. De verksamma ämnena i över-synsprogrammet fördelas mellan medlemsländerna, som gör riskbedömningar i form av en monografi eller DAR (”draft assessment report”) vilken är en utvärde-ring av de studier på det verksamma ämnet som lämnats av den sökande. För att ta del av en riskbedömning av ett visst ämne kontaktas det land som ansvarat för bedömningen. Förteckning över ämnen och adresser finns hos Direktoratet för hälsa och konsumentskydd. Färdiga riskbedömningsrapporter finns också utlagda på EFSA:s (European Food Safety Authoritys) webbplats. De ämnen som bedöms vara godtagbara ur hälso- och miljösynpunkt listas i bilaga 1 till Rådets direktiv 91/414/EEG. För att ett växtskyddsmedel ska få släppas ut på den svenska markna-den ska produkten också godkännas av KemI.

Som ett verktyg vid bedömning av miljökvaliteten i svenska vattendrag har KemI tidigare tagit fram riktvärden för ytvatten för ett antal olika växtskyddsme-del. Riktvärdet anger den högsta halt av ett ämne då man inte förväntar sig några negativa effekter på vattenlevande organismer. Värden har tagits fram för verk-samma ämnen i godkända växtskyddsmedel och i vissa fall även för ämnenas ned-brytningsprodukter.

Datatunderlaget i dessa riktvärdesberäkningar har använts som utgångspunkt för fastställandet av GVvatten för växtskyddsmedel eftersom detta utgörs av kvali-tetsgranskade studier. I de fall då riktvärdet angetts som preliminärt på KemIs hemsida och nya data tillkommit har GVvatten fastställts med data från aktuell mo-nografi/DAR som utgångspunkt. Även i de fall då den tidigare beräkningen av riktvärdet inte gjorts i överenstämmelse med den gemensamma EU-metodiken har värdena räknats om.

När man tar vattenprover för att undersöka halterna av växtskyddsmedelsrester bör provtagningen anpassas efter spridningssäsongen. I södra Götaland kan den lämpligen äga rum från april (när ogräsbekämpningen börjar) till november (när ogräsbekämpningen och höstplöjningen avslutats); i norra Götaland samt Svealand från maj till oktober. Säsongens längd och tidsintervall varierar dock från år till år. I större vattendrag tas prover lämpligen minst en gång per månad under spridnings-säsongen och närmast därefter.

I tabell 10 nedan redovisas gamla och nya riktvärden/GVvatten för växtskydds-medel.

(37)

Tabell 10. Nuvarande riktvärden och föreslagna GVvatten för växtskyddsmedel.

Substans Nuvarande riktvärde

(μg/l)

GVvatten/nytt riktvärde

(μg/l) Avrundat GVvatten/ nytt riktvärde (μg/l) Aklonifen 0,2 0,2 _0,2 Bentazon 40 27 ₃₀ Cyanazin 0,2 1 ₁ Diflufenikan 10 0,0045 0,005 Diklorprop 10 10 ₁₀ Dimetoat 0,8 0,7 _0,7 Fenpropimorf 0,02 0,2 _0,2 Glyfosat 10 _{100 100} Kloridazon 3 10 ₁₀ MCPA 10 _{1,1 1}

Mekoprop & mekoprop-p 20 22 ₂₀

Metamitron 1 10 ₁₀ Metribuzin 0,2 _{0,079 0,08} Metsulfuronmetyl 0,003 0,016 _0,02 Pirimikarb 0,06 _{0,09 0,09} Sulfosulfuron 0,05 0,05 _0,05 Tifensulfuronmetyl 0,01 0,05 _0,05 Tribenuronmetyl 0,04 0,1 _0,1

Nedan redovisas kortfattat gränsvärdesberäkningar för de växtskyddsmedel för vilka riktvärdena har reviderats. För ämnen vars Koc-värde indikerar en anrikning i sediment redovisas även hur EP-GVsediment har beräknats. För utförligare beskriv-ningar av data se riktvärdesberäkbeskriv-ningarna i bilaga 1.

6.1 Aklonifen

Det svenska riktvärdet är satt till 0,2 μg/l med utgångspunkt från ett NOEC på 0,0025 mg/l fastställt för algen Scenedesmus subspicatus. En AF=10 användes eftersom det finns kroniska data från tre trofinivåer. I EU:s riskbedömningsrapport finns det inga lägre toxicitetsdata att ta med i GV-beräkningen, men eftersom aklo-nifen förväntas koncentreras i sediment kan ett jämförvärde även behövas för den-na matris.

Aklonifen gav inga effekter på den sedimentlevande organismen Chironomus ripa-rius upp till den högsta testade koncentrationen 32 mg/kg och ett GVsediment kan därför inte beräknas. Ett indikativt EP-GVsediment kan beräknas med jämviktsfördel-ningsmetodik:

(38)

EP-GVsed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten= 0,031

mg/kg

vilket motsvarar 0,14 mg/kg torrvikt

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM (712,6)/1000 * RHOsolid (2500 kg/m3) = 178,15 m3_/m3

KpSPM = foc (0,1) * Koc = 712,6 l/kg Koc =7126 (medelvärde) l/kg

6.1.2 Sekundärförgiftning - toppredatorer

Det högsta uppmätta BCF-värdet är 2896 (Oncorhynchus mykiss), vilket innebär att man även ska ta hänsyn till sekundärförgiftning av predatorer. Lägsta NOECoral är 40 mg/kg föda vilket härrör från en kronisk studie med råtta där viktminskning observerades hos försöksdjuren vid närmaste högre testkoncentration. En AF=30 används för att bestämma PNECoral (GVbiota_pred) utifrån en kronisk studie med däggdjur.

GVbiota_pred = 1,33 mg/kg föda (fisk)

GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF) = 0,0002 mg/l = 0,2 μg/l (BMF =2 enligt TGD, BCF > 2000)

6.1.3 Sekundärförgiftning - människa

Giftigheten för människa uppskattas utifrån samma långtidsstudie med råtta som ovan där NOEC var 40 mg/kg föda. Detta NOEC motsvarar ca 1,6 mg/kg kropps-vikt/dag och med en AF=100 blir TDI 0,016 mg/kg kroppskropps-vikt/dag. Högsta BCF är 2896 (regnbåge, heldjur).

GVbiota_human= 0,1*TDI * 70/0,115 = 0,97 mg/kg biota

GVvatten_biota_human = GVbiota_human/(BCF*BMF) = 0,00017 mg/ l = 0,17 μg/l (BMF =2 enligt TGD, BCF > 2000)

Det nuvarande riktvärdet på 0,2 μg/l skyddar även predatorer och människa från sekundärförgiftning och kan antas som GVvatten.

(39)

6.2 Bentazon

6.2.1 Tidigare riktvärdesberäkning

Det svenska riktvärdet är beräknat utifrån toxicitetsdata för den mest känsliga ar-ten, vattenväxten Lemna gibba, med ett EC50-värde på 3,6 mg/l och NOEC på 2,7 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50 -värdet. EC50-värdet på 3,6 mg/l har delats med en AF=100, PNEC blir då 0,036 mg/l.

6.2.2 Reviderad gränsvärdesberäkning

Det finns bara kroniska data för alger och högre vattenväxter. Det lägsta av dessa NOEC är 2,7 mg/l fastställt för Lemna gibba. Bentazon är en selektiv herbicid, som hämmar fotosyntesens elektronöverföring. Vattenväxter verkar vara den mest käns-liga trofinivån, men akutdata för kräftdjur tyder på en liknande känslighet som data för alger. Akutdata för fisk tyder inte på att ett långtidstest skulle resultera i ett lägre NOEC än det för växter. En AF=100 föreslås att användas för det lägsta NOEC på 2,7 mg/l (trots att det inte härrör från ett test med fisk eller kräftdjur), detta resulterar i PNEC på 0,027 mg/l.

GVvatten = 27 μg/l

6.3 Cyanazin

Den mest känsliga av de testade arterna är algen Selenastrum capricornutum, med ett fastställt EC50 på 0,02 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,02 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 0,0002 mg/l.

Det finns bara kroniska data från för alger och vattenväxter, men eftersom cyanazin hämmar fotosyntesen och EC50-värdena för kräftdjur och fisk är mycket högre (150-500 ggr) än NOEC-värdena for alger och växter är det osannolikt att långtids-tester med fisk och kräftdjur skuller generera lägre NOEC-värden, därför föreslås att en AF=10 används för beräkning av PNEC utifrån lägsta NOEC. Lägsta NOEC är 0,01 mg/l för Selenastrum capricornutum. Följaktligen delas lägsta NOEC med en AF=10, vilket resulterar i ett PNEC på 0,001 mg/L.

(40)

6.4 Diklorprop

Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna gibba, med ett fastställt NOEC på 0,15 mg/l. Eftersom det finns data från tre trofinivåer har detta NOEC delats med en AF=10, vilket resulterar i ett PNEC på 0,015 mg/l.

Den tidigare riktvärdesberäkningen är fortfarande giltig. PNEC = 0,015 mg/l, vilket har avrundats till 10 µg/l.

GVvatten = 10 μg/l

6.5 Diflufenikan

Det svenska riktvärdet (0,01 mg/l) utgår från ett akuttoxicitetstest på kräftdjur (Daphnia magna, 48 h) respektive ett NOEC för en grönalg (Chlorella vulgaris, 96 h) som båda fastställts till 10 mg/l. En AF=1000 användes eftersom det bara fanns ett långtidstest och det inte kunde säkerställas att alg var den känsligaste taxono-miska gruppen. Man konstaterar utifrån fugacitetsmodellering att ämnet koncentre-ras i sediment och därför behövs ett jämförvärde för sediment.

Resultat finns från nya studier; NOEC för fisk och kräftdjur har fastställts till 0,015 (Oncorhynchus mykiss, 35 d) respektive 0,052 mg/l (Daphnia magna, 21 d). Inget NOEC/EC10 redovisas för en alg men det lägsta EC50-värdet är 0,45 μg/l (Scene-desmus subspicatus, 72 h, tillväxt). Detta värde är lägre än NOEC-värdena och används med en AF=100 som utgångspunkt för PNEC-beräkning.

GVvatten = 0,0045 μg/l.

Resultat finns också från sedimenttoxicitetsstudier sediment spikat med diflufeni-kan. För Chironomus riparius (28 d) har två olika NOEC fastställts på 1 respektive 2 mg/kg sediment (torrvikt) En AF = 100 används när det finns resultat för en art.

GVsediment = 10-20 μg/kg torrvikt.

GVvatten_sediment = GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten

* 1000) = 0,00023 mg/l = 0,23 μg/l.

(41)

EP-GVsed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten= 0,19

μg/kg vilket motsvarar 0,9 μg/kg torrvikt

KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM (198,9)/1000 * RHOsolid (2500 kg/m3) = 49,725 m3/m3

KpSPM = foc (0,1) * Koc = 198,9 kg/l Koc =1989 kg/l

6.5.4 Sekundärförgiftning - toppredatorer

Det finns BCF-värden på 1276-1596 uppmätta i fisk (Oncorhynchus mykiss) och man bör därför även ta hänsyn till att sekundärförgiftning av predatorer kan inträf-fa. Lägsta NOAEL-värde är 2 mg/kg/dag fastställt i en 13-veckor lång studie med råtta. Omvandlingsfaktorn från NOAEL till NOEC för råtta är 20 vilket ger ett NOEC på 400 mg/kg föda. En AF=90 används för att bestämma PNECoral (GV bio-ta_pred) utifrån en 90-dagars studie med däggdjur

GVbiota_pred = 4,44 mg/kg föda.

GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/BCF*BMF= 0,002 mg/l (BMF =1 enligt TGD, BCF < 2000)

6.5.5 Sekundärförgiftning - människa

Föreslaget ADI för människa är 0,02 mg/kg/dag baserat på resultatet från ovan-nämnda 13-veckors studie på råtta, då reducerade viktökningar observerades vid högre doser än 2 mg/kg/dag.

GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt/Dagligt intag av fisk = 1,2 mg/kg biota

GVvatten_biota_human = GVbiota_human/BCF*BMF = 0,00076 mg/ l = 0,76 μg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson)

Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) (BMF =1 enligt TGD, BCF < 2000)

GVvatten föreslås till 0,0045 μg/l, detta värde är också tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer, samt predatorer och människa från sekundärförgift-ning.