Bakgrunnsdokumenter til veiledere for risikovurdering av forurenset sediment og for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann

Transkript

1 Bakgrunnsdokumenter for TA-2802/2011 og TA-2229/2007 Bakgrunnsdokumenter til veiledere for risikovurdering av forurenset sediment og for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann TA

2

3 Risikovurdering av forurenset sediment/klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) Bakgrunnsdokument Del A for: Veileder for risikovurdering av forurenset sediment Del B for: Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann: klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter 2

4 Forord Risikovurdering av forurenset sediment/klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) Foreliggende dokument er en revidert versjon av bakgrunnsdokumentet (TA-2803/2011) og er et supplement til veileder for risikovurdering av forurenset sediment (TA-2802/2011) og veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (TA-2229/2007). Bakgrunnsdokumentet er delt inn i to deler hvor del A gir et dokumentasjonsgrunnlag for valg og anbefalinger i risikoveilederen. Det utdyper grunnlaget for systemet, prinsippene for utledningen av grenseverdier, formelverk og resultattolkning. Del B i dokumentet gir bakgrunnen for hvordan grenseverdien for hvert enkelt stoff er utledet ved revisjonen av grenseverdiene i både klassifiseringsveilederen og risikoveilederen. Det er lagt vekt på at utledningen skal være sporbar, blant annet slik at nyere data lett kan innarbeides ved fremtidig revisjon av grenseverdiene. Siste revisjon har medført følgende endringer i del A i bakgrunnsdokumentet: - Oppdatering er gjort i tråd med revisjon i 2012 av hoveddokumentet, risikoveilederen - Vedleggene til del A er revidert og flyttet til risikoveilederen Klif, Oslo, august 2012 Bjørn Bjørnstad avdelingsdirektør 3

5 Innhold Risikovurdering av forurenset sediment/klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) Bakgrunnsdokument Del A A - 1 Innledning 8 A - 2 Utvikling av et verktøy for risikovurdering 9 A Generelt 9 A Gjennomgang av eksisterende systemer 9 A Risikovurdering av forurenset sediment i Norge 11 A - 3 Grunnlag for risikoverktøyet 15 A Stoffdata 15 A Biotilgjengelighet 17 A Utledning av grenseverdier 19 A Prøvetaking og prøvemengde 26 A Analyseparametere 27 A - 4 Risikovurdering Trinn 1 - resultatvurdering 28 A - 5 Risikovurdering - Trinn 2 29 A Formål 29 A Vurderingsprinsipp 29 A Metodikk for vurdering av toksisitet 30 A Metodikk for beregning av spredning fra sediment 31 A Metodikk for beregning av human eksponering 36 A Metodikk for beregning av økologisk risiko 44 A - 6 Referanser Del A 45 4

6 Risikovurdering av forurenset sediment/klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) Innhold - Bakgrunnsdokument Del B B - 1 Klassifiseringsgrenser for sjøvann og marine sedimenter 49 B Bakgrunn 49 B Grenser for klasse I 49 B Øvre grense for klasse II 50 B Øvre grense for klasse III 51 B Øvre grense for klasse IV 51 B Grenseverdier basert på sekundær forgiftning 51 B - 2 Klassifiseringsgrenser for sjøvann og sedimenter 54 B - 3 Datagrunnlag og grenseverdier 58 B Arsen 59 B Bly 60 B Cd 61 B Cu 62 B Krom (Cr VI og Cr III) 63 B Hg 64 B Ni 65 B Zn 66 B PAH 67 B Naftalen 68 B Acenenaftylen 69 B Acenaften 70 B Fluoren 71 B Fenantren 72 B Antracen 73 B Fluoranten 74 B Pyren 75 B Benzo[a]antracen 76 B Chrysen 77 B Benzo[b]fluoranten 78 B Benzo[k]fluoranten 79 B Benzo[a]pyren 80 B Indeno[1,2,3,c,d]pyren 81 B Dibenzo[ah]antracen 82 B Benzo[ghi]perylen 83 B PAH B Polyklorerte bifenyler (PCB) 85 B Sum PCB 7 86 B Polyklorerte dibenzodioksiner og dibenzofuraner (PCDD/F) 87 B DDT 88 B Lindan 89 B Heksaklorbenzen (HCB) 90 B Pentaklorbenzen 91 B Triklorbenzener 92 5

7 Risikovurdering av forurenset sediment/klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) B Heksaklorbutadien 93 B C Kloralkaner (SCCP) 94 B C 14 -C 17 - Kloralkaner (MCCP) 95 B Pentaklorfenol 96 B Oktylfenol 97 B Nonylfenol 98 B Bisfenol A 99 B Tetrabromobisfenol A (TBBPA) 100 B Pentabromdifenyleter (PBDE) 101 B Heksabromsyklododecan (HBCDD) 102 B Perfluoroktylsulfonat (PFOS) 103 B Diuron 104 B Irgarol 105 B Tribytyltinn (TBT-ion) 106 B - 4 Referanser 107 Vedlegg: Vedlegg B1 - SSD-analyser av toksisitetsdata for metaller 109 6

8 Bakgrunnsdokument Del A for: Veileder for risikovurdering av forurenset sediment 7

9 A - 1 Innledning Det er utarbeidet en veileder for risikovurdering av forurenset sediment (TA-2802/2011). Dette bakgrunnsdokumentet gir informasjon og bakgrunn for de formler, sjablongverdier og løsninger som er gitt i veilederen. Bakgrunnsdokumentet er et teknisk dokument til hjelp for de som ønsker utdypet informasjon om hva som ligger bak krav, prioriteringer og formelverk i veilederen. På basis av erfaring med bruken av veilederen for risikovurdering av forurenset sediment (TA-2230/2007), ble den revidert i 2011 og Den reviderte veilederen har nummer, TA- 2802/2011, og erstatter TA-2230/2007. I den forbindelse er bakgrunnsdokumentet (TA- 2231/2007) for risikoveilederen også revidert og har nummer TA-2803/2011. Første revisjon av risikoveilederen tok for seg deler av Klifs system for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann, TA-2229/2007 som delvis erstattet TA-1467/1997. Revisjonen gjaldt klassifiseringen mht miljøgifter i vann og sedimenter. Klassifiseringssystemet ble harmonisert med risikovurderingssystemet ved at begge systemer omfatter de samme stoffene, og slik at grenseverdi for Trinn 1 i risikoveilederen tilsvarer grensen mellom klasse II og klasse III i klassifiseringssystemet for nesten alle stoffer. Bakgrunnsdokuments del B viser hvordan grensene i klassifiseringssystemet ble utledet. Dette dokumentets del A er det reviderte bakgrunnsdokumentet for selve risikoveilederen mens dokumentets del B er bakgrunnsdokumentet for klassifiseringssystemet. Del B har et eget vedlegg B1 om SSD-analyser av toksisitetsdata for metaller. Sammenhengen mellom de ulike dokumentene som danner grunnlaget for veilederen for risikovurdering er vist i Figur 1. H å ndteringsveileder TA-2960/ /2004 Vedlegg 1-3 Risikovurderingsveileder TA- 2230/ /2011 Vedlegg I-IX - VII Veileder Klassifisering TA-2229/2007 Tildekkingsveileder TA-2143/2005 Vedlegg A-D - D Bakgrunnsdokument del Bakgrunnsdokument del A TA 2231/2007 TA-2803/2011 Vedlegg A.1 - A.3 Bakgrunnsdokument del B TA-2803/ /2007 Vedlegg B.1 Figur 1. Sammenhengen mellom veilederen, bakgrunnsdokumentene og vedlegg. 8

10 A - 2 A Utvikling av et verktøy for risikovurdering Generelt I 2003 og 2004 utviklet NIVA/NGI i samarbeid med Klif en veileder i gjennomføring av risikovurdering av forurensede sedimenter i fjord- og kystområder, inkludert havner (TA- 2085/2005). Veilederen ble utarbeidet til bruk i vurdering av marine sedimentområder for eventuelle tiltak. Målet er å vurdere hvilken miljørisiko sedimentene representerer der de ligger. Bedømmelse av risikoen er et viktig grunnlag for å avveie behovet for tiltak. Det var et mål at veilederen også skulle være nyttig som et hjelpemiddel for utarbeidelse av tiltaksplaner, vurdering av forventet virkningsgrad og eventuelle miljøkonsekvenser av ulike tiltak. Veilederen er utarbeidet med tanke på saksbehandlere i forvaltningen, problemeiere og konsulenter. Veilederen betraktes av myndighetene som et levende dokument. Kunnskapsgrunnlaget for å gjøre risikovurderinger av sedimentene øker gradvis, og det er derfor behov for at veilederen (og bakgrunnsdokumentet) oppdateres jevnlig på basis av ny informasjon. Første revisjon kom i 2007 (TA-2230/2007 og TA-2231/2007). Denne versjon av dokumentene er resultatet av revisjoner gjort i 2011 og A Gjennomgang av eksisterende systemer For å få en oversikt over kunnskapsstatus innen risikovurdering av forurenset sediment, har prosjektet skaffet seg en oversikt over metodikkene som brukes internasjonalt og nasjonalt. Følgende systemer har blitt vurdert: Norsk system for risikovurdering av forurenset grunn Risikovurdering i norsk offshoresektor Risikovurdering i Nederland Risikosystemer i USA Risikovurdering i Canada Overnasjonale systemer, spesielt i EU Hovedvekten ble lagt på struktur og systematikk av de ulike systemer, ikke detaljer om beregningsmåter. De utvalgte risikovurderingssystemer viser flere fellestrekk ved at de integrerer fysiske, kjemiske og biologiske elementer i en samlet risikovurdering. Konkretiseringsnivå varierer imidlertid sterkt, fra sjekklistenivå ("man bør vurdere"), til konkrete protokoller ("slik utfører man en vurdering") og konkrete akseptkriterier ("hvis mer enn xxx da ). Grunnlaget og anvendelsesområdet for de ulike grenseverdier varierer sterkt. I det følgende angis kort hovedtrekkene ved disse systemene og hvordan de er blitt vurdert anvendt i den norske risikoveilederen. Norsk risikovurderingssystematikk (forurenset grunn) Den norske metoden for risikovurdering på land er et velprøvd system basert på fasefordeling og spredning av miljøgifter via ulike eksponeringsveier. Metoden baserer seg på en trinnvis tilnærming der kompleksiteten øker. Én ulempe bør imidlertid påpekes. Systemet bruker en enkel boksmodell basert på konsentrasjon for beregning av spredning i sjøvann ved vurderinger knyttet til marine resipienter. For dimensjonering av risikobidraget er det nødvendig å ta hensyn til arealer, fluks, volum og vannutskiftning i resipienten. 9

11 Risikovurdering av utslipp fra norsk offshorevirksomhet Offshorevirksomhetens risikoverktøy DREAM for utslipp av produsert vann og ERMS for utslipp av fast avfall fra boring, er etablert for å vurdere risiko ved utslipp offshore, men har flere elementer som var nyttig ved etablering av prinsippet for risikoveilederen. DREAM og ERMS er laget for å anslå potensiell miljøskade av komplekse blandinger av miljøfarlige stoffer. Dette er situasjonen i de fleste forurensede sedimenter. Konseptet om en risikoindeks (en forenklet beregning av grad av overskridelse av PNEC-verdier i form av en Environmental Impact Factor (EIF)), var anvendt i den første utgaven av risikoveilederen, men viste seg å legge uforholdsmessig stor vekt på innhold av PAH i sedimentet. Risikoindeksen er ansett som uhensiktsmessig og er derfor fjernet i den reviderte utgaven av veilederen. UK UKOOA (United Kingdom Offshore Operators Association) har utviklet et verktøy for risikovurdering av eksisterende deponier av boreavfall. Verktøyet har elementer som opprinnelig var aktuelle for risikoveilederen, bl.a. akseptkriterier for å skille mellom områder som kan "friskmeldes" uten videre vurdering, og områder der tiltak er påkrevd uten ytterligere vurdering av dagens risiko. Bruk av øvre grenser viste seg i en innledende fase å være praktisk vanskelig å implementere i den norske veilederen. Nederland Fra det nederlandske systemet er prinsippet om en risikovurdering som tar hensyn til både spredning, human risiko og økologisk risiko, brukt. Dette anvendes i veilederens Trinn 2. Grenseverdiene for effekter i den første versjonen av risikoveilederen var i stor grad basert på tilsvarende nederlandske grenseverdier. I den reviderte veilederen er grenseverdiene justert i henhold til utviklingsarbeidet innen risikovurderingen som har pågått de siste årene i EU. USA Selv om det ikke finnes en nasjonal systematikk for å gjennomføre in situ risikovurdering av forurensede sedimenter i USA, er det mulig å bygge på de erfaringer som finnes av retningslinjer for mudrede masser (USECAs) og forurensningsindikatorer (USEPAs Great Lakes National Program Offices). Disse understreker et behov for å kombinere både kjemiske og biologiske analyser ved vurderingen av risiko. Dette er det tatt høyde for i den norske risikoveilederen. Canada Systemet som British Columbia, Canada, har utviklet, har som sin sterke side at undersøkelser, tolkning, risikovurdering og utarbeidelse av tiltaksplan er integrert i et system som tar utgangspunkt i effekt på økosystemet. Dermed blir kvaliteten i datainnsamling, tolkning, risikovurdering og tiltaksvurdering godt ivaretatt. Deler av dette er innarbeidet i risikoveilederen og Vedlegg A.1 til bakgrunnsdokumentet og er allerede vektlagt i arbeidet med forurensede sedimenter i Norge. EU EU ga i 2003 ut en generell veileder i risikoanalyser (Technical Guidance Document on Risk Assessment: EU-TGD). Det er lagt stor vekt på å følge denne i revisjonen av grenseverdiene for økologisk risiko i den norske veilederen. Spesielt har revisjonen lagt vekt på å følge de sikkerhetsfaktorene som EU-TGD anbefaler for beregning av grenseverdier ut fra tilgjengelige data om toksisitet. Innenfor EUs vannrammedirektiv utarbeides det kvalitetskriterier, Quality Standards (QS) for vann og/eller sediment. Der EU allerede har 10

12 utarbeidet QS, er disse blitt brukt direkte. Dette er gjort fordi man forventer at EUs prinsipper for miljøforvaltning nedfelt i vannrammedirektivet vil være retningsgivende for tilsvarende forvaltning i Norge. A Risikovurdering av forurenset sediment i Norge Risikovurderingen har som mål å beskrive risikoen for miljøskade eller helseskade som sedimentene utgjør, slik at man kan bedømme om risikoen er akseptabel eller ikke. Som beskrevet i Klifs veileder for håndtering av sedimenter (TA-2960/2012) er slik risikovurdering ett ledd i saksgangen for opprydning i forurensede sedimenter. Alle potensielle tiltaksområder skal ha etablert miljømål, som beskriver den miljø- og helsemessige tilstand som man ønsker å oppnå i området. For at man skal kunne bedømme måloppnåelse, bør miljømålene være mest mulig kvantitative. Alle forurensningskildene i området bidrar i større eller mindre grad til at miljømålet ikke allerede er nådd. En risikovurdering av sedimentene vil anslå i hvor stor grad sedimentene i deres nåværende tilstand alene hindrer måloppnåelse. Eventuelle tiltak på sedimentene må derfor også veies mot gevinsten av tiltak overfor andre forurensningskilder i området. Miljømål vil kunne ha ulike ambisjonsnivåer og ulik vekting. Det mest aktuelle er knyttet til å unngå spredning av miljøgifter til nye områder, unngå negative virkninger på human helse (først og fremst gjennom konsum av sjømat) og unngå negative endringer i det marine økosystemet. Dette gjenspeiles i risikosystemets oppbygging der vurderingen gjøres langs disse dimensjonene. Forskrift om rammer for vannforvalting (forskriften) trådte i kraft i 2007 og innfører EUs rammedirektiv for vann i norsk rett. et skal etter denne forskriften forvaltes som en helhet fra fjell til fjord, og det skal lages forvaltningsplaner for alle vannområder. Forvaltningsplanene skal beskrive hvordan miljømål om god økologisk og god kjemisk tilstand skal oppnås i alle vannforekomster innen Tiltak rettet mot sedimenter vil kunne være aktuelt for å oppfylle denne målsettingen, særlig i forhold til kjemisk tilstand. Miljømålene etter vannforskriften er vannkvalitetsmål og omfatter inntil videre kun indirekte grenseverdier for forurenset sjøbunn, så lenge EU ikke kommer med tilsvarende bestemmelser for sedimenter. Forskriften gir adgang til å utsette frister for å nå miljømålene og til å stille mindre strenge miljømål. Miljømålene i vannforskriften vil i stor grad være førende for arbeidet med forurenset sjøbunn fordi: Forurenset sjøbunn er én av flere kilder til spredning av miljøgifter til vannforekomsten, og det kan være nødvendig å kreve tiltak i sjøbunnen for å oppnå miljømålet. Miljømålet om god økologisk tilstand gjelder både organismer som lever i vannet og organismer som lever på/i sjøbunnen. Spesielt de siste vil påvirkes av forurensningsnivået i sedimentene. Miljøtilstanden i vannforekomsten vil i svært mange tilfeller bli overvåket ved prøvetaking i sedimentene. Klif anbefaler å bruke grenseverdien for tilstandsklasse II/III i sedimentene (ingen akutte eller biologiske effekter på biota) som mål i områder der kilder er sanert, tilførselsvurderinger viser 11

13 at denne klassegrensen er hensiktsmessig å oppnå, og kan forsvares utefra at kost- /nyttevurderinger og eksisterende tiltaksmetoder muliggjør måloppnåelse. Lavere ambisjonsnivå (aksept for høyere tilstandsklasse) eller utsatt tiltaksgjennomføring kan aksepteres dersom følgende er oppfylt: Risikovurderingen viser at det er lav risiko selv med relativt høye miljøgiftkonsentrasjoner i sedimentene Trinn-3-risikovurdering er gjennomført for å verifisere trinn-2-risikovurderingen og opptak av miljøgifter i biota viser ubetydelige effekter Områdets økologiske tilstand er god i henhold til vannforskiftens klassifiseringssystem Grenseverdi for tilstandsklasse III/IV kan benyttes som tiltaksmål dersom ikke tilførsler fra landbaserte kilder er stoppet. Næring og industri skal kunne opprettholdes. Dette tiltaksmålet vil kunne medføre behov for utsettelse av miljømål. Risikovurderingen gjennomføres i tre trinn. Spranget fra ett trinn til det neste er karakterisert av: økning i kompleksitet av vurderingene, sterkere gjenspeiling av lokale forhold, og redusert usikkerhet og mindre konservative beregninger og estimater. Risikovurderingen bør i utgangspunktet være konservative for å unngå at man friskmelder områder som det er faktisk behov for å gjøre tiltak på. Dette krever at det tas høyde for alle usikkerheter i vurderingsgrunnlaget. Etter hvert som man gjennomfører de tre trinnene vil vurderingen få en sterkere lokal forankring, usikkerheten i beregningene blir mindre og risikoestimatet blir mer realistisk, mer presist og mindre konservativt. Dette skal sikre at man gjør tiltak bare der det er nødvendig. Risikovurderingens Trinn 1 omhandler bare økologisk risiko. Hvis det også er ønskelig å foreta en risikovurdering knyttet til human helse, må Trinn 2 gjennomføres. Trinn 1 har som mål å raskt kunne skille mellom områder som kan friskmeldes og områder som bør vurderes videre. Ved å sammenligne måledata for innhold av miljøgifter og giftigheten av sedimentet med relativt konservative grenseverdier vurderes det om sedimentene utgjør en mulig risiko for økologisk skade, eller om de kan friskmeldes allerede på et tidlig stadium. Toksisitetstestene som er inkludert i Trinn 1 skal dekke risiko fra samvirke mellom miljøgiftene og effektene av eventuelle toksiske stoffer som ikke er kjemisk identifisert. Dersom grenseverdiene overskrides, bør Trinn 2 i risikovurderingen gjennomføres for å avdekke om den aktuelle risiko er akseptabel eller ikke. Det understrekes at grenseverdiene i trinn 1 bare knytter seg til risiko for økologiske effekter, ikke effekter på human helse. 12

14 Informasjonsinnhenting Risikovurdering Trinn 1 Ja Akseptabel risiko Nei Risikovurdering Trinn 2 Friskmelding Ja Akseptabel risiko Nei Tiltaksvurdering Risikovurdering Trinn 3 Ja Akseptabel risiko Nei Figur 2. Hovedstruktur av det norske systemet for risikovurdering av forurensede sedimenter. Trinn 2 har som mål å bedømme om risikoen for miljø- og helsemessig skade fra et sediment er akseptabel eller om man må vurdere tiltak. I Trinn 2 bedømmes den risikoen sedimentene utgjør i forhold til miljømål og tilhørende akseptkriterier for et område. Veiledningen dekker tre uavhengige vurderinger som samsvarer med Klifs tre ambisjonsnivåer for den miljøkvalitet det kan være ønskelig å oppnå: 2A. Risiko for spredning vurderes ut fra beregnet miljøgifttransport fra sediment til vannmassene via diffusjon og bioturbasjon, oppvirvling som følge av bølger og skipstrafikk og opptak i organismer og spredning gjennom næringskjeden. 2B. Risiko for human helse vurderes ut fra aktuelle transportveier til mennesker etter hvordan et sedimentområde brukes: havnevirksomhet, rekreasjon, fangst av sjømat, osv. Den viktigste eksponeringsveien er via konsum av fisk og skalldyr, men inntak av og kontakt med sediment og vann er også tatt med der det kan ha betydning ved rekreasjon og bading. 2C. Risiko for effekter på økosystemet vurderes ut fra beregnede konsentrasjoner av miljøgifter som organismer i vann og sediment eksponeres for sammenlignet med relevante grenseverdier for effekter. Resultatene av toksisitetstestene fra Trinn 1 og helsediment testen i Trinn 2 legges også til grunn. 13

15 Tolkning og vektlegging av delresultatene fra Trinn 2 vil være avhengig av miljømålet for området samt nåværende og planlagt areal bruk. Hvis Trinn 2 viser at risikoen fra sedimentene er uakseptabel kan man velge å gå til tiltaksvurdering, eventuelt å gå videre til å gjennomføre risikovurdering Trinn 3. Trinn 3. Strukturen og målsetningen for Trinn 3 er i utgangspunktet det samme som i Trinn 2 og konklusjonene brukes på samme måte, men vurderingen i Trinn 3 er bedre forankret i lokale forhold og skal derfor gi et sikrere beslutningsgrunnlag for evt. tiltak. Friheten til skreddersøm av Trinn 3 er stor og veilederen gir bare enkelte retningslinjer for gjennomføringen. Aktiviteten kan spenne fra å kontrollere/erstatte de generelle sjablongverdiene i Trinn 2 med stedsspesifikke verdier til å gjøre en full numerisk modellering av mobilisering, transport og biologisk akkumulering av miljøgiftene. 14

16 A - 3 A Grunnlag for risikoverktøyet områder som skal inkluderes Siden risikovurderingen er forløper til planleggingen av eventuelle tiltak på sedimentene er det viktig at man på forhånd har klart definerte bunnarealer som skal behandles. Man kan i praksis snakke om to typer områder som må avgrenses: 1. Området som det er aktuelt å gjøre tiltak på og som risikoen skal beregnes for. Dette kan være ett samlet område eller flere delområder som behandles separat. 2. Delområder innenfor 1. som må behandles særskilt. Dette gjelder i første omgang delområder som utsettes for propellerosjon, men også for eksempel badestrender (der risikofaktorer for human helse er annerledes enn for dypere områder). I tillegg vil det i mange tilfeller være ønskelig å definere naboområder som spesielt spredningen av miljøgifter fra område 1 sammenliknes med. Behovet for tiltak på et område vil være betinget av om spredningen herfra er stor eller liten i forhold til tilsvarende spredning fra naboområder. A Stoffdata Risikovurderingssystematikken er basert på likevektsfordeling mellom sediment og vann, og er direkte avhengig av stoffenes kjemiske egenskaper inklusive fordelingskoeffisienter som anvendes. I veilederen er følgende stoffdata for aktuelle stoffer inkludert: Molvekt Løselighet Oktanol/vann fordelingskoeffisient, K ow Fordelingskoeffisienten korrigert for organisk innhold i sedimentet, K oc /sediment fordelingskoeffisient, K d, sed, basert på 1 % TOC i sedimentet Molekylær diffusjonshastighet, D molekylær Biokonsentrasjonsfaktor, BCF fisk I de følgende underkapitlene gis en mer utvidet beskrivelse av de viktigste parametrene. A Fordelingskoeffsienter, K d Fordelingskoeffisienter, K d, beskriver fordelingen mellom stoffkonsentrasjon i sediment (C sed ) og porevann (C pv ) ved likevekt; K d = C sed /C pv (1) For organiske forbindelser er det vist at K d er proporsjonal med innholdet av organisk materiale i sedimentet: K d = K oc f oc (2) der K oc er fordelingskoeffisienten korrigert for organisk innhold i sedimentet og f oc er fraksjon organisk karbon i sedimentet (1 % TOC gir f oc = 0,01). Det er utledet en empirisk sammenheng mellom K oc og K ow uttrykt ved (DiToro, 1985): 15

17 log BCF Risikovurdering av forurenset sediment Bakgrunnsdokument (TA-2803/2011) Log 10 K oc = log 10 K ow (3) Denne ligningen kan anvendes dersom det ikke foreligger direkte målinger av K oc. A Biokonsentrasjonsfaktor, BCF fisk Både BCF og K d er funksjoner av stoffets løselighet i vann. Denne løseligheten kan uttrykkes ved fordelingskoeffisienten mellom vann og oktanol, K ow, som er funnet for de fleste miljøgiftene. En høy K ow betyr at stoffet er hydrofobt, lite løselig i vann og at stoffet har en tendens til å anrikes i fettvevet i organismer. BCF er relatert til vann/oktanol-fordelingskoeffsienten K ow ved (EU TGD): log BCF = 0,85 log K ow - 0,70 (4) Denne sammenhengen gjelder imidlertid bare opp til en viss log K ow (=6) der BCF når en øvre grense og så går ned igjen, Figur 3. "Worst case" BCF TGD (1) TGD (2) log P ow Figur 3. Forholdet mellom hydrofobisitet (log K ow, her vist som log P ow ) og biokonsentrasjonsfaktoren BCF (etter EU TGD, 2003). A Diffusjon For transport av stoffer fra sediment uten erosjon eller sedimentasjon vil følgende mekanismer være viktige: Molekylærdiffusjon (ren fysisk diffusjon) Biodiffusjon (forsterket diffusjon på grunn av bunnfauna-aktivitet) 16

18 Ifølge Næs et al. (2001) kan diffusjonshastigheter med ulike mekanismer oppsummeres med tallene i Tabell 1. Det viktigste i denne sammenhengen er at bioturbasjon kan øke diffusjonshastigheten med flere størrelsesordner i forhold til ren molekylærdiffusjon. Beregninger av diffusjon basert på utlekkingstester og målinger av konsentrasjoner i porevann med ulike transportmodeller viser at molekylær diffusjon kan ha stor betydning for diffusjonsfluksen. Diffusjon er lagt inn som en av de tre spredningsmekanismene av miljøgifter fra sediment. Det henvises til kap. A vedrørende beregninger av denne transporten. Tabell 1. Diffusjonshastigheter for ulike mekanismer (Næs et al., 2001). Mekanisme Diffusivitet (cm 2 /s) Molekylærdiffusjon uten retardasjon (bare hypotetisk) Uten retardasjon og korrigert for tortuositet (krunglethet) 10-6 Molekylærdiffusjon med retardasjon (realistisk) Biodiffusjon A Biotilgjengelighet Det finnes en rekke forsøksbaserte tallverdier for fordelingskoeffisienter mellom vann, sediment og biota i litteraturen. Felles for empirisk utledete biokonsentrasjonsfaktorer (BCF) og biota-sediment akkumulasjonsfaktorer (BSAF), er at de i stor grad er avhengig av de forhold som forsøkene er gjort under. Beregning av miljøgiftfluks fra et sediment til organismer ut fra fordelingskoeffisienter fra litteraturen må derfor være konservative. Bruk av likevektsbetraktninger mellom sediment og organismer anbefales bare for å estimere vevsnivå i sedimentlevende organismer. For øvrige organismer bør estimatene baseres på: Estimat av miljøgiftfluks mellom sediment og overliggende vann Fortynningsbetraktninger i vannmassene BCF-verdier (for overgang mellom estimert vannkonsentrasjon og vevskonsentrasjon). Litteraturverdier av BSAF er sammenstilt av FFI (2001), men verdiene varierer noe usystematisk med organisme, type og struktur av miljøgift og konsentrasjon og mellom ulike forsøk med samme art. Dette skyldes at forhold som ikke er beskrevet virker inn på faktoren. For organiske og andre ikke-polare miljøgifter er BSAF omvendt proporsjonal med sedimentets organiske innhold (uttrykt som fraksjon eller vekt-prosent). Det er flere eksempler på at normalisering av miljøgiftkonsentrasjonen i sediment mot TOC og normalisering av konsentrasjonen i organismer mot fettinnhold reduserer variabiliteten av BSAF. Dette er lagt til grunn i veilederen. Variabiliteten ovenfor tilsier at man ved bruk av litteraturverdier for BSAF i risikosammenheng hele tiden bør velge BSAF-alternativer som går i konservativ retning. Under er det gitt noen nærmere vurderinger i forhold til BSAF for organiske miljøgifter og for metaller. 17

19 Organiske miljøgifter Akkumulasjonsfaktoren fra sediment til organismer, BSAF, beskrives av fordelingskoeffisienten K d fra sediment til vann, og av biokonsentrasjonsfaktoren BCF fra vann til organismer, på følgende måte: BSAF = BCF/K d (5) Vi får da at: log 10 BSAF = log 10 BCF log 10 K d = (a-0,983)log 10 K ow - log 10 f oc + (b-0,00028) (6) I praktisk sammenheng er koeffisienten a ~1 og da blir: BSAF ~ 10 b /f oc (7) dvs. BSAF for en organisk forbindelse er i prinsippet uavhengig av stoffets hydrofobisitet (uttrykt ved K ow ) og omvendt proporsjonal med sedimentets innhold av organisk materiale. Dette er likevel en stor forenkling av virkeligheten, fordi fordelingskoeffisienten mellom sediment og vann ofte er mye større i forurensede sedimenter enn teoretiske beregninger basert på K ow tilsier. Metaller Metallenes tilstandsform har fundamental betydning for biologisk opptak og toksisitet. Metaller som forekommer som rent metall, i utfellinger, i mineralers krystallstruktur og innbakt i leirpartikler eller mineraler regnes ikke for å være biotilgjengelige (Waldichuk, 1985). De mest tilgjengelige formene er metaller på ioneform og bundet til karbonat. Metaller bundet til sulfider og adsorbert til organisk materiale kan være svakt biotilgjengelige. Det er også sannsynlig at mye av metallene i porevannet forekommer som komplekser med organisk materiale. De har derved redusert biotilgjengelighet i forhold til frie metall-ioner. Dette innebærer at BSAF-faktorer fra litteraturen kun er gyldige dersom metallene har samme tilstandsform som i de forsøkene som BSAF-verdiene er basert på. Det er svært vanskelig å fastslå tilstandsformen av metaller i et bestemt sediment tilstrekkelig pålitelig til at man kan beregne biotilgjengeligheten. Rutinemessige analyser av sedimentene gir bare konsentrasjon, ikke tilstandsform. Også for K d -verdier anbefales det at man bruker målte framfor litteraturbaserte verdier ved stedsspesifikk risikoanalyse av metaller i sediment (Lijzen et al., 2001). Mye tyder på at metaller i sediment generelt er lite biotilgjengelige. I en omfattende gjennomgang av risiko for biologisk opptak av miljøgifter fra deponiene av boreavfall på bunnen av Nordsjøen, var en konklusjon at beregnet og sannsynlig utlekking av metaller var for liten til å kunne gi effekter (Hartley et al., 2003). Fra rene sedimenter er det eksempler på at % av tilstedeværende metaller ikke er biotilgjengelige. Gjeldende kostholdsråd i norske fjorder er også med få unntak begrunnet i organiske miljøgifter, ikke metaller. Den mest direkte metoden for å få mål for biotilgjengelighet av metaller i et sediment, er følgelig å gjennomføre bioakkumuleringstester med de aktuelle sedimentene. Man kan også få et inntrykk av hvorvidt metallene er bundet som sulfider ved å bedømme/måle om sedimentene er anoksiske eller ikke. 18

20 Direkte analyse av miljøgiftkonsentrasjonene i porevann gir antakelig det beste målet for den biotilgjengelige fraksjonen. A Utledning av grenseverdier A Systematikk Grenseverdier for effekter på organismer og for menneskers eksponering for miljøgiftene fra sedimentene er grunnleggende for risikovurderingen både i Trinn 1 og Trinn 2. Det er derfor lagt stor vekt på å etablere slike grenseverdier for de ulike stoffene. Grenseverdiene baserer seg på kunnskap om toksisitet av de ulike stoffene på organismer. Grenseverdiene samsvarer nå med grensen mellom Klasse II og Klasse III i Klifs reviderte system for klassifisering av miljøgifter i marint sediment (TA 2229/2007). Dette samsvaret gjør at overskridelse av Klifs kvalitetsklasse II normalt vil utløse krav om gjennomføring av Trinn 2 i risikovurderingen. Disse grenseverdiene baserer seg kun på effekter på miljøet, ikke på human helse. Det er lagt vekt på å bruke internasjonalt anerkjente grenseverdier og måter disse er utledet på som første tilnærming, vesentlig fra arbeid innen EU. Prinsippet er at jo mindre man vet om stoffenes toksisitet i marint sediment, jo større sikkerhetsfaktorer brukes for å beregne grenseverdiene for økologiske effekter (Figur 4). For de stoffene hvor toksisiteten er lite undersøkt vil grenseverdiene derfor bli svært strenge. Det har derfor vært behov for å gjøre justeringer av grenseverdiene i forhold til EUs opplegg for at risikovurderingen skal kunne fungere som et norsk forvaltningsverktøy. Grenseverdiene for økologisk skade omfatter også miljøgiftkonsentrasjoner i vann. Her er det også gjort en harmonisering mellom risikoveilederen og klassifiseringssystemet ved at grensen mellom Klasse II og Klasse III for miljøgifter i vann tilsvarer grenseverdiene for effekter på organismer i vannet over sedimentet i Trinn 2 i risikoveilederen. Del B i dette dokumentet beskriver hvordan grenseverdiene for økologisk skade i vann og sediment er utledet for hvert enkelt stoff. Toksisitetsdata for ulike organismegrupper (vanligvis akvatiske data) Evt. applikasjonsfaktorer ved manglende toksisitetsdata Statistisk tolkning (beskyttelse av 95 % av organismene) Akseptabel konsentrasjon i vann Omregning til akseptabel sedimentkonsentrasjon ved hjelp av fordelingskoeffisient Figur 4. Metodikk for utledning av grenseverdier for organismer i vann. Det er et bærende kriterium i flere land og i EUs risikovurderinger at den økologiske risikoen er akseptabel dersom den valgte grenseverdien beskytter 95 % av organismene mot effekter (PNEC w i klassifiseringssystemet, del B av Bakgrunnsdokument). Ved deterministisk 19