RISIKOVURDERING AV SJØFORURENSNINGER

Transkript

1 FFI RAPPORT RISIKOVURDERING AV SJØFORURENSNINGER VOIE Øyvind, STORSTENVIK, Anders FFI/RAPPORT-2001/04130

2

3 FFIBM/813/138.2 Godkjent Kjeller 15 June 2001 Bjørn Arne Johnsen Forskningssjef RISIKOVURDERING AV SJØFORURENSNINGER VOIE Øyvind, STORSTENVIK, Anders FFI/RAPPORT-2001/04130 FORSVARETS FORSKNINGSINSTITUTT Norwegian Defence Research Establishment Postboks 25, 2027 Kjeller, Norge

4

5 3 FORSVARETS FORSKNINGSINSTITUTT (FFI) Norwegian Defence Research Establishment UNCLASSIFIED P O BOX 25 NO-2027 KJELLER, NORWAY REPORT DOCUMENTATION PAGE SECURITY CLASSIFICATION OF THIS PAGE (when data entered) 1) PUBL/REPORT NUMBER 2) SECURITY CLASSIFICATION 3) NUMBER OF FFI/RAPPORT-2001/04130 UNCLASSIFIED PAGES 1a) PROJECT REFERENCE 2a) DECLASSIFICATION/DOWNGRADING SCHEDULE 73 FFIBM/813/ ) TITLE RISIKOVURDERING AV SJØFORURENSNINGER (RISK ASSESSMENT OF MARINE POLLUTION) 5) NAMES OF AUTHOR(S) IN FULL (surname first) VOIE Øyvind, STORSTENVIK, Anders 6) DISTRIBUTION STATEMENT Approved for public release. Distribution unlimited. (Offentlig tilgjengelig) 7) INDEXING TERMS IN ENGLISH: IN NORWEGIAN: a) Risk Assessment a) Risikovurdering b) Marine pollution b) Sjøforurensning c) Generic criteria c) Normverdier d) Health d) Helse e) Ecotoxicology e) Økotoksikologi THESAURUS REFERENCE: 8) ABSTRACT A risk assessment guideline has been developed for marine or freshwater pollution. Generic criteria for worst case situations have been calculated for sediment, water and biota. For situations other than worst case a risk calculator may be used to generate site specific acceptance criteria. 9) DATE AUTHORIZED BY POSITION This page only 15 June 2001 Bjørn Arne Johnsen Director of Research ISBN UNCLASSIFIED SECURITY CLASSIFICATION OF THIS PAGE (when data entered) FFI-B

6

7 5 INNHOLD Side 1 INNLEDNING RISIKOVURDERING OG SYSTEMBESKRIVELSE Problembeskrivelsen Forenklet risikovurdering Utvidet risikovurdering Vurdering av eksponering Vurdering av toksisitet Akseptkriterier Risikovurdering NORMVERDIER FOR SJØSEDIMENTER PRØVETAKING Sedimenter Vann Biota Tolkning av resultatene HUMAN HELSERISIKO Eksponeringsmodell Fordeling over faser Sediment-vannsøyle Vannsøyle-partikler Innhold i fisk og skalldyr Direkte eksponering for sediment og overflatevann Oralt inntak av sediment Oralt inntak av vann Oralt inntak av partikulært materiale Hudopptak via sediment Hudopptak via vann Indirekte eksponering Inntak av fisk og skalldyr Total eksponering Ulike eksponeringsscenarioer ØKOTOKSIKOLOGISK RISIKO Marine organismer...21 A APPENDIKS FOR RISIKOVURDERING...22 A.1 Sjekkliste for problembeskrivelse...22 A.2 Sjekkliste for innsamling av data til forenklet risikovurdering...26 A.3 Sjekkliste for innsamling av data til utvidet risikovurdering...26

8 6 A.4 Normverdier for marine miljø...28 A.5 Fasefordeling av miljøgifter...30 A.6 Human eksponering...32 A.6.1 Oralt inntak av forurenset sediment...32 A.6.2 Oralt inntak av vann...33 A.6.3 Oralt inntak av partikulært materiale...33 A.6.4 Hudkontakt med forurenset sediment (kun for organiske miljøgifter)...33 A.6.5 Hudkontakt med kontaminerte vann (kun for organiske stoffer)...33 A.6.6 Inntak av fisk og skalldyr...34 A.6.7 Total eksponering...34 A.7 Parametere for eksponering av mennesker...35 A.8 Parametere for fordeling av miljøgifter over ulike faser...36 A.9 Økologisk risiko...37 A.9.1 Factorial Application Method (FAME)...37 A.9.2 Distribution Based Extrapolation Method (DIABEX)...38 A.9.3 Beregningsprotokoll for økologisk risiko av uorganiske stoffer...39 A.9.4 Forbedring av datagrunnlag...39 B TOKSIKOLOGISKE DATA...42 B.1 Stoffliste...42 B.2 Toksisitetsdata...43 C BSAF-VERDIER...57 C.1 BSAF verdier fra litteraturen...57 D TILTAK...69 D.1 Mulige tiltak...69 Litteratur...69 FORDELINGSLISTE...73

9 7 RISIKOVURDERING AV SJØFORURENSNINGER 1 INNLEDNING Myndighetene har karakterisert forurensede fjordområder som et av våre største gjenværende lokale miljøproblem. Skadelidende interesser i forbindelse med sjøforurensninger er i første rekke knyttet til fritidsfiske og fangst i nærmiljøet, og mulighetene for å drive næringsvirksomhet som oppdrett. Inntak av forurenset fisk kan få konsekvenser for menneskelig helse. For fiskerinæringen er det nødvendig å imøtekomme nasjonale og internasjonale krav til kvalitet. En forurensning kan videre ha en negativ betydning rent trivselsmessig. Forurensningen kan også ha en uopprettelig effekt på det marine økosystem. Det er kjent at miljøgiftene man finner i bunnsedimenter kan ha toksiske effekter på marine organismer (Olsson et al., 1994). Mest frykter man effekter på dyr som er i toppsjiktet av næringskjeden som sjøfugl og marine pattedyr, ettersom enkelte miljøgifter oppkonsentreres på høyere trofiske nivå i næringskjeden. En risikovurdering av sjøforurensninger kan hjelpe oss i de mange utfordringer og prioriterte satsingsområder som vi står overfor når vi vil løse problemet med miljøgifter i norske fjorder. Den kan hjelpe oss med: å vurdere om en sjøforurensning er helseskadelig, eller om den har negative effekter på miljøet å lage en prioriteringsliste for hvilke fjordområder som skal ryddes opp å utarbeide tiltak (for eksempel kildestans, opprydning, tildekking) for den enkelte fjord å få oversikt over problemomfanget langs kysten Denne rapporten er utarbeidet som et verktøy for å kunne utføre en systematisk risikovurdering av sjøforurensninger. Det blir gitt en oversikt over hvilke typer data som bør samles inn og hvilke vurderinger av eksponering som må utføres. Rapporten gir også en oversikt over de viktigste miljøgiftene i det marine miljø, med toksikologiske data. Videre inneholder den et beregningsverktøy for karakterisering av risiko. Ut fra dette beregningsverktøyet er det utarbeidet normverdier for sedimenter i mest følsomme sjøområder. 2 RISIKOVURDERING OG SYSTEMBESKRIVELSE Risiko uttrykker sannsynligheten for at en uønsket hendelse inntreffer, og konsekvensen av at den skjer. Når det gjelder en sjøforurensning kan dette for eksempel dreie seg om et utslipp av miljøgifter i en fjord med påfølgende forurensning av fisk og forgiftning av mennesker. Normalt analyseres risikoen basert på eksisterende forurensning og mulige framtidige aktiviteter i området. Når man skal gjennomføre en risikovurdering av en sjøforurensning, vurderes sannsynligheten for at menneske eller miljø eksponeres for uønskede, høye konsentrasjoner (dose), dvs om belastningsdosen er høyere enn toleransedosen. Toleransedosen uttrykker den dosen mennesker eller akvatiske organismer kan eksponeres for hele livet uten å utvikle

10 8 symptomer av denne eksponeringen, mens gjenspeiler den faktiske eksponeringen belastningsdosen representerer den faktiske eksponeringen som en funksjon av konsentrasjon av forurensning og bruken av området. I forbindelse med sjøforurensning er man opptatt av å bestemme sannsynligheten for at dyr, mennesker eller økosystem direkte eller etter spredning eksponeres for så høye konsentrasjoner av forurensning at dette kan medføre en uakseptabel risiko, det vil si en situasjon hvor belastningsdosen er høyere enn toleransedosen. I en risikovurdering er det derfor viktig å bestemme: aktuelle eksponeringsveier for mennesker og organismer hvilke miljøgifter og konsentrasjoner av disse man kan forvente vil foreligge ved ulike eksponeringspunkt (belastningsdoser) hvilke organismer (mennesker, pattedyr, fisk, skalldyr, fugler, alger, bakterier osv.) som sannsynligvis vil eksponeres for forurensningen og som det er ønskelig å beskytte hvilke toleransedoser (akseptkriterier) som eksisterer for aktuelle organismer om forurensningen kan spres, slik at flere organismer eller eksponeringsveier må vurderes En forutsetning for at risikovurderinger kan gjøres er at det på forhånd er identifisert miljømål for lokaliteten og dens influensområde. Det vil si at ønsket grad av beskyttelse for mennesker og natur er definert, enten i forhold til eksisterende eller ønsket bruk av, eller ut fra mer prinsipielle holdninger til ønsket miljøstandard for området. For et sjøområde vil det gjerne dreie seg om det drives fiske i området eller om det er næringsdrift som oppdrett av fisk og skalldyr. Det kan også være at man har en prinsipiell holdning til at det akvatiske miljø ikke skal påvirkes av forurensning. I Appendiks A, Boks A.1 og A.2 er det beskrevet nasjonale overordnede miljømål, samt forslag til ulike lokale resultatmål. For beregning av risiko for mennesker er det tatt utgangspunkt i maksimalt tolererbart daglig inntak (MTDI-verdier). Dette er en verdi som er satt ved hjelp av de laveste effekter som ikke gir noen effekter på forsøksdyr samt bruk av sikkerhetsfaktorer for å korrigere for forskjellig følsomhet på individ og artsnivå. Summen av alle eksponeringsveiene for den enkelte miljøgift blir vurdert opp mot disse toleransedosene. For det øvrige akvatiske miljø vil Predicted No Effect Concentration (PNEC), ligge til grunn for vurderingen. Dette er en verdi som er satt ut i fra kunnskap om de konsentrasjoner som ikke gir effekt på et utvalg av biologiske arter og trofiske nivå. For fastsettelse av gjeldende normverdi utnyttes den laveste av MTDI eller PNEC, men lokale strategiske miljømål vil noen ganger se bort i fra effekten på akvatiske organismer og kun basere seg på de helsebaserte akseptkriteriene. Det er ofte risikoen forbundet med inntak av forurenset sjømat som tvinger oss til å foreta oss noe med en sjøforurensning. At man har et lokalt område hvor enkelte akvatiske organismer ikke kan leve blir ofte oppfattet som mer akseptabelt, ettersom det finnes rene områder langs kysten hvor disse sensitive organismene likevel lever. Områder hvor det er viktig å ta hensyn til organismer gjelder spesielt hvor det forekommer rekreasjon, eller som har spesielt følsomme og spesielle biotoper som det er ønskelig å beskytte. Beregnede normverdier for mest sensitiv bruk av sjøområdet er beregnet i Tabell A.3. Risikovurderingen er delt inn i en problembeskrivelse, i en forenklet, og en utvidet risikovurdering. Videre er det mulig å utvide risikovurderingen ytterligere dersom man mener at flere data kan få innvirkning på akseptkriteriene. Det vil også være mulig å kunne avslutte

11 9 etter problembeskrivelsen, dersom dokumentasjon og innsamlede data ikke gir noen mistanke om forurensning i området. 2.1 Problembeskrivelsen Problembeskrivelsen består av innhenting, gjennomgang, vurdering og anvendelse av tilgjengelig informasjon om kilden(e), elve-/bekkemunninger, mulige spredningsveier, lokale miljømål og bruk av sjøområdet til bading, fangst og fiske og næringsdrift. Følgende spørsmål skal belyses i problembeskrivelsen: lokalisering og utstrekning av mulige forurensningskilder, samt kjente egenskaper til antatte forurensningsstoffer karakterisering av potensielle spredningsveier (vann, partikkeltransport, strøm, utløp, menneskelig aktivitet) vurdering av potensiell eksponering ut fra bruk av sjøområdet og type akvatisk miljø (eventuell sensitiv biotop) identifisering av aktuelle miljømål, og brukerkonflikter Basert på resultatene fra problembeskrivelsen vurderes behov og omfang for undersøkelser av sjøområdet. Sjekklisten for innsamling av informasjon til problembeskrivelsen er beskrevet i Appendiks A Forenklet risikovurdering Det forutsettes at det bli utført en analyse av aktuelle miljøgifter. I første omgang bør det utføres analyser av relevante miljøgifter i sedimentet. Utvelgelsen av aktuelle miljøgifter er basert på hva man forventer å finne i området ut i fra kjennskap til lokale kilder, type virksomhet i området samt erfaring. En liste over aktuelle miljøgifter er foreslått i appendiks A.4, Tabell A.3. Denne listen er basert på myndighetenes prioriterte miljøgifter for sjøområder (SFT, 2000). Forenklet risikovurdering tar utgangspunkt i mest følsomt bruk av sjøområdet. Dette vil si at de helserelaterte normverdiene for sediment baserer seg på eksponering gjennom alle forekommende eksponeringsveier beskrevet i Appendiks A.5. De gjeldende normverdier er basert på beregning av akseptabel toleransedose fra toksikologiske data for mennesker og miljø, samt gitte forutsetninger når det gjelder eksponering. 2.3 Utvidet risikovurdering Spredning av forurensning i marint miljø vil skje via vann, sediment og fri fase. Dette bør kartlegges ut i fra den beste tilgjengelige kunnskapen om miljøgiftenes skjebne og transport, men datagrunnlaget vil kunne styrkes ved å foreta egne målinger av belastningsdoser for de involverte organismene istedenfor å basere seg på modeller. Beregningene bør gjøres for både eksisterende og planlagt bruk av sjøområdet. I tillegg til beregninger av antatte konsentrasjoner eller målte konsentrasjoner, skal også sannsynligheten for spredning ut over de forutsatte spredningsveier vurderes. Dette gjelder spesielt i tilfeller hvor det er usikkert om man fortsatt har aktive kilder på land. Et utvidet sett med økotoksikologiske tester er anbefalt til en utvidet risikovurdering.

12 Vurdering av eksponering Konsekvensen av en forurensning vurderes blant annet ved hjelp av en eksponeringsanalyse. I eksponeringsanalysen bestemmes total belastning fra definerte eksponeringsveier, som identifiserte organismer utsettes for. Det beregnes (eller måles) belastningsdoser for hvert stoff på menneske eller økosystem, ved aktuell og planlagt bruk av sjøområdet. Vurderingen kan utnyttes både for forurensninger som forventes å ha kortere oppholdstid i området og for mer persistente forurensninger som kan forårsake langtidseffekter. Dersom det er identifisert fare for andre eksponeringsveier enn de mest sannsynlige, skal sannsynlighet og konsekvenser for disse også vurderes i eksponeringsanalysen Vurdering av toksisitet I rapporten følger det også med en toksikologisk database på de mest relevante akvatiske miljøgiftene. Det anbefales imidlertid at dersom miljømålene legger ekstra vekt på økosystemet bør ytterligere data innhentes. Det foreligger også et forslag til hvilke undersøkelser som kan være aktuelt å utføre for å utvide datagrunnlaget. Videre er det implementert kriterier for å vurdere slike økotoksikologiske data. Datainnsamling og evaluering Vurdering av eksponering Vurdering av toksisitet Karakterisering av risiko Figur 2.1 Saksgangen i en risikovurdering Akseptkriterier Akseptkriterier defineres med bakgrunn i miljømål for området. Miljømålene angir ambisjonsnivåer og ønsket tilstand, mens akseptkriteriene beskriver hvordan miljømålene skal dokumenteres. Miljømålet er foreksempel spiselig kvalitet på fisk, eller konsentrasjoner i vann som med rimelig grad av sikkerhet ikke påvirker akvatiske organismer i uønsket grad. Akseptkriterier må defineres for hvert område og skal ta hensyn til både helserelaterte og spredningsrelaterte forhold Risikovurdering Dersom beregnet belastning for en eller flere situasjoner er høyere enn akseptkriteriene må tiltak gjennomføres. Dersom det er sannsynlig at et bedre datagrunnlag kan lede til en annen konklusjon, kan det innhentes mer informasjon om lokaliteten og vurderingene i risikovurderingen

13 11 gjentas. Dersom det er lite trolig at et bedre datagrunnlag vil gi en annen konklusjon, kan det være naturlig å planlegge og gjennomføre tiltak, eller definere endret bruk av sjøområdet (det kan for eksempel dreie seg om å innføre kostholdsråd) i den grad dette vil være akseptabelt. Et bedre datagrunnlag kan også være undersøkelser av effekter på akvatisk biota i influensområdet. Detaljerte spredningsvurderinger med måledata vil også kunne forbedre datagrunnlaget. Sjekklisten for datainnsamling til utvidet risikovurdering er beskrevet i Appendiks A.3. 3 NORMVERDIER FOR SJØSEDIMENTER I veiledningen for risikovurdering av forurenset grunn (SFT, 1999) er det opprettet normverdier for mest følsom arealbruk. Det vil si maksimumskonsentrasjoner av miljøgifter i jord dersom mennesker eksponeres på full tid gjennom alle eksponeringsveier gjennom et worst case scenario. I denne rapporten er det utarbeidet et forslag for helserelaterte og økotoksrelaterte normverdier for sjøsedimenter. For de helserelaterte normverdiene er det tatt utgangspunkt i eksponeringsveiene inntak av fisk, oralt inntak av overflatevann og sediment og hudkontakt med overflatevann og sediment. Det er tatt utgangspunkt i modellen fra det nederlandske riksinstitutt for helse og miljø med noen modifikasjoner (RIVM, 1996). Modifikasjonene går i hovedsak ut på at det er tatt i bruk norske standardverdier for stoffer fra veiledning for risikovurdering av forurenset grunn (SFT, 1999). I tillegg er det gjort forandringer i formelverket slik at det er konsentrasjoner i sediment som er det endelige sammenligningsgrunnlag for normverdier og miljøkonsentrasjoner. Det er også opprettet fortynningsfaktorer mellom porevann i partikulært materiale og vannsøylen samt porevannet i sediment og vannsøylen. Utarbeidelsen av økotoksrelaterte normverdier er gjort på bakgrunn av akvatiske tester på flere trofiske nivåer. Metodikken for å sette normverdien er den samme som er benyttet i veiledningen for forurenset grunn. Det vil si at sikkerhetsfaktorene beskrevet i Appendiks A.9.1 og Tabell A.7 er benyttet i hovedsak, men hvor det er langtidsstudier fra tre trofiske nivåer benyttes laveste No Observable Effect Concentration (NOEC) og Lo Observable Effect Concentration (LOEC) som Predicted No Effect Concentration (PNEC) verdi. Der forsøkene er gjort på vannløselige salter av tungmetallene anslås økotoksikologisk normverdi å være 10 ganger høyere enn beregnet PNEC sediment. Testene som er utført er i hovedsak utført med løsninger i vann. For å finne PNEC sediment som tilsvarer PNEC vann er fasefordelingen beskrevet i Appendiks A.5 benyttet. Fasefordelingen mellom sediment, vann og biota kan variere mye fra sted til sted. Dette kan skyldes mange ulike faktorer som for eksempel at sjøsedimentenes sammensetning er svært ulike og har forskjellig bindingsaffinitet for miljøgifter samt fysiske og kjemiske forhold i vannet. Disse faktorene som bidrar til usikkerhet gjør at man må ta i bruk konservative verdier, noe som igjen kan føre til at normkonsentrasjonene blir lavere enn nødvendig. Normverdiene for sedimenter står beskrevet i Appendiks A.4, Tabell A.3, mens normverdier for vannsøylen og biota står beskrevet i Tabell A.4. Normverdier for pattedyr og sjøfugl står beskrevet i Tabell A.5. Basert på de helserelaterte og økotoksrelaterte normverdiene for de ulike stoffene er ideelle normverdier utledet. Ideell normverdi er den laveste av helse- og økotoksbasert normverdi. Der normverdiene ligger under deteksjonsgrenser og rapporterte norske bakgrunnsverdier er det gjort en oppjustering til deteksjonsgrensene, eventuelt bakgrunnsverdier og til det som kalles

14 12 gjeldende normverdi. Gjeldende normverdi står i Appendiks A.4 Tabell A.3. Med bakgrunnsverdier forstås sediment av tilstandsklasse I som er sediment påvirket av kun diffuse kilder (SFT, 1997) 4 PRØVETAKING Ettersom det er en del usikkerheter forbundet med fasefordelingene av miljøgiftene mellom sediment, vann og biota, er det nyttig å ta prøver av både sediment og biota. Dersom det er mulig bør det også tas prøver av vann. 4.1 Sedimenter Ved prøvetaking av bunnsedimenter er det ikke vanlig å bruke et statistisk grunnlag for plassering av prøvetakingssteder. De varierende bunnforhold tilsier at det er bedre å ta prøver der man antar at man finner noe. Dette kan være i nærheten av en antatt kilde, eller man kan se etter bunnforhold som tilsier at man har en akkumuleringsbunn, hvor man regner med å finne kontaminerte sedimenter. Dersom et kildeområde oppdages bør homogeniteten og utbredelsen av dette kildeområdet kartlegges ved ytterligere prøvetakinger. Da kan mer systematiske statistiske metoder være mer egnet. Dersom det mistenkes at forurensningen stammer fra en punktkilde bør prøvetakingen organiseres slik at mulige gradienter blir oppdaget. Prøvetakingsposisjoner av sediment bør merkes på et kart med nøyaktige koordinater. Man bør gjøre en grov karakterisering av sediment (tekstur, farge, biologisk struktur (som skjell, ormer, makrofytter), synlige planterester (trebiter, plantefibre), oljeaktig glans og fremtredende lukt. 4.2 Vann Vann er ofte en problematiske medium å detektere miljøgifter. Spesielt for hydrofobe organiske miljøgifter er ofte vannkonsentrasjonen så lav at det kan være vanskelig å komme over deteksjonsgrensen selv ved prøvemengder på 10 l vann. Det kan derfor være hensiktsmessig å benytte seg av annen prøvetakingsmetodikk som passive prøvetakere (SPMD) (Huckins et al 1993), eller fast fase-ekstraksjon av store vannvolumer (Dachs and Bayona, 1997). 4.3 Biota For prøvetakinger av biota (fisk og skalldyr) er det viktig å prioritere de arter som det drives fiske og fangst på i området. I følge næringsmiddeltilsynet bør minst 20 individer av hver art samles inn for å sikre individvariasjonen som representasjon av begge kjønn, aldersfordeling osv. 4.4 Tolkning av resultatene Resultatene fra kjemiske analyser tolkes som følger: A. Ingen av prøvene har et forurensningsnivå som overstiger akseptkriteriene. I dette tilfellet kan arbeidet avsluttes og området kan anvendes i henhold til

15 13 eksisterende eller planlagt bruk av området. B. Innholdet i en eller flere prøver overstiger akseptkriteriene. I dette tilfellet skal det vurderes om overskridelsen skyldes en forurensingskilde eller lokale bakgrunnsverdier. For å kunne vurdere dette må lokale bakgrunnsverdier være kjent eller bestemt. Dersom innholdet i en eller flere prøver ikke skyldes bakgrunns-verdier, finnes det tre mulige tilnærmingsmåter: 1. For å øke sikkerheten i datagrunnlaget, hente inn supplerende data gjennom utvidede feltundersøkelser, og en ny risikoanalyse med påfølgende risikovurdering gjennomføres med det nye datagrunnlaget 2. Det gjennomføres tiltak for å redusere/fjerne risikoen forbundet med forurensningen. 3. Endre miljømål og definert bruk av området ved for eksempel å innføre kostholdsråd. Resultatet av risikovurderingen kan være som følger: Beregnet belastningsdose er lavere enn toleransedosen (helse og økosystem) og ingen påvisbare effekter er oppdaget; arbeidet kan avsluttes Beregnet belastningsdose er større enn toleransedosen (helse og økosystem), eller det er oppdaget uakseptable effekter på menneske eller miljø; tiltak/restriksjoner for å redusere/fjerne risikoen skal vurderes, alternativt må det innføres kostholdsråd For å vurdere om akseptkriteriene er overskredet, brukes ulike kriterier avhengig av antall tilgjengelige analyserte prøver. Akseptkriteriene betraktes ikke som overskredet dersom: Gjennomsnittet av 3 analyser ligger under normverdien, og ingen enkeltverdi overskrider normverdien med mer enn 50%. Gjennomsnittet av 4 til 10 analyser ligger under normverdien og ingen enkeltverdi overskrider normverdien med mer enn 100%. Gjennomsnittet av mer enn 10 analyser ligger under normverdien og 90 percentilen er mindre enn to ganger normverdien. 90-percentil betyr at en kan se bort fra de 10 % høyeste verdiene, men at den verdi som da framstår som høyest, må være lavere enn det doble av normverdien. Dette er de samme kriteriene som er benyttet i veiledning for risikovurdering av forurenset grunn (SFT, 1999). 5 HUMAN HELSERISIKO 5.1 Eksponeringsmodell Eksponeringsmodellen tar hensyn til fordeling av miljøgifter over de ulike faser, transport fra en fase til en annen, og direkte eksponering.

16 14 Konsentrasjon i sediment Fordeling over fase, transport Konsentrasjon i overflatevann Konsentrasjon i partikler Akkumulering i fisk Direkte eksponering Oralt og dermalt inntak av sediment Oralt og dermalt Inntak av vann Oralt inntak av partikler Indirekte eksponering Inntak av fisk Figur 5.1 Skjematisk oversikt over eksponering av mennesker fra forurensede sjøsedimenter (RIVM, 1996) Følgende eksponeringsruter kan være aktuelle ved forurensede sjøsedimenter: Oralt inntak av sediment og vannsøylen inkludert partikulært materiale Opptak gjennom hud via vannsøylen og sediment Inntak av sjømat De ulike eksponeringsveiene er beskrevet i Figur 5.1. Det er ikke sikkert at alle eksponeringsveier er aktuelle ved en hvilket som helst lokalitet slik at dette må vurderes i hvert enkelt tilfelle. I Appendiks A.6 er beregningsmodellene for de ulike eksponeringsveier beskrevet. I disse inngår en del parametere som er oppgitt i Appendiks A.7 og A.8. De fleste av disse parametrene er basert på verdier fra litteraturen. I enkelte tilfeller er det pragmatiske verdier som er basert på ekspertuttalelser (Bockting et al., 1996). Verdier fra nye målinger kan danne grunnlag for å forkaste de oppgitte parametrene.

17 Fordeling over faser Konsentrasjonene i overflatevann og i partikulært materiale skal kunne la seg beregne ut i fra konsentrasjonene i sedimentet, forutsatt at det er likevekt mellom de ulike fasene. Imidlertid er det i naturlige systemer lite trolig at en likevekt er oppnådd. Strøm og andre parametere som konsentrasjon av miljøgifter vil kunne forstyrre denne likevekten. Som regel vil beregninger føre til en overestimering av konsentrasjoner, mens målinger gir mindre usikkerhet i risikovurderingen. Likninger for beregning av miljøgiftenes fordeling over faser står beskrevet i Appendiks A.5, likning A.1-A.14. Appendiks A.8 inneholder standard parametere for å beregne fordelingen av miljøgifter inkludert de fysisk-kjemiske egenskapene til sediment og partikulært materiale Sediment-vannsøyle Dette forholdet er beregnet ut i fra en ideell situasjon hvor disse to fasene er i likevekt med hverandre. Konsentrasjonen i vann beregnes ut i fra en sediment-vannsøyle fordelingskoeffisient. For metaller er dette likestilt med fordelingen mellom jord og porevann (RIVM, 1996). Dette kan diskuteres da det er på land og på havbunnen er forskjeller i det fysiske og kjemiske miljø, men det er til nå det beste alternativet man har. For organiske stoffer er fasefordelingen beregnet ut i fra en funksjon basert på organisk karbon-vann fordelingskoeffisienten (K oc ). Dersom denne verdien ikke er kjent kan den for ikke-hydrofobe organiske kontaminanter beregnes ut i fra en formel fra litteraturen; K oc = 0,411 K ow (Karachikoff, 1981), hvor K ow er oktanol-vann fordelingskoeffisienten. I tillegg er det regnet en fortynningsfaktor mellom porevann og overflatevann. Fortynningsfaktoren er basert på at volumet av porevannet i sedimentet er 4 % av vannsøylens volum. Utgangspunktet er at sedimentsøylen med porevann i kontakt med vannsøylen er 10 cm, at vannsøylen er 90 cm og videre at porevannets volum utgjør 40 % av sedimentvolumet. Dette gir en fortynningsfaktor på 0,04. Ved måling av andre vanndybder justeres dette. Beregningene av vannskonsentrasjon fra sedimentkonsentrasjonen kan aldri overstige stoffets løselighet i vann. Om dette forekommer må den isteden justeres lik stoffets maksimale løselighet i vann Vannsøyle-partikler Fordelingen av miljøgifter mellom partikler og overflatevann er ikke likt med fordelingen mellom sediment og overflatevann. Generelt har partikler et høyere organisk innhold enn sedimentet og har derfor et høyere innhold av miljøgifter i forhold til overflatevannet. For metaller er partikkel-porevann fordelingskoeffisienten 1,5 ganger høyere enn for sedimentporevann fordelingskoeffisienten. For organiske stoffer blir denne verdien justert i og med at fordelingskoeffisienten baserer seg på organisk karbon-vann fordelingskoeffisienten. I likhet med sediment regner man med en fortynningsfaktor som er volumet av porevannet i partikulært materiale dividert med det respektive vannvolumet. Fortynningsfaktoren er beregnet til 9,2e-6. I Appendiks A.8 benyttes det verdier for egenvekt, vanninnhold og fraksjon av organisk materiale, som ikke er mye forskjellig fra verdiene for jord. Verdiene som er hentet fra det nederlandske systemet (Bockting et al., 1996) er satt til 0,058 for fraksjon organisk karbon. Det er ikke uvanlig å ha et høyere organisk, noe som gjør at en verdi på 0,058 ikke kan betraktes som spesielt konservativt. Vanninnholdet er satt til 0,4, mens egenvekten for sediment er satt til 1,3 kg/l. For partikulært materiale er egenvekten og vanninnholdet det samme som for

18 16 sediment, mens standardverdiene for fraksjon organisk karbon i partikulært materiale er dobbelt så høye i forhold til sedimentet, 0, Innhold i fisk og skalldyr For mange kontaminanter er det mulig å beregne konsentrasjonen i fisk fra konsentrasjonen i vannsøylen ved hjelp av biokonsentrasjonsfaktorer (BCF fisk ). Disse er bestemt eksperimentelt og er hentet fra litteraturen, se Appendiks B. For uorganiske kontaminanter er eksperimentelle BCF-verdier alltid nødvendig, siden det ikke finnes noen egnet metode til å beregne den. For organiske stoffer er BCF-verdien gjerne korrelert med K ow -verdien, noe som gir en viss mulighet for beregning. Det er mange studier i litteraturen som har gjort målinger av BCF-verdien for mange ulike stoffer. Den best etterprøvde metoden er den som er beskrevet av Esser (1986). I litteraturen som beskriver skjebnen og transporten til miljøgifter har man antatt at fasefordelingen mellom sediment, vann og biota er den samme uavhengig av miljøkonsentrasjonen av stoffene (Mackay and Hughes 1984). Dette forutsettes også av de fleste risikovurderinger av marine forurensninger (Bockting et al 1996). Nyere studier har imidlertid påvist at denne sammenhengen ikke er reell for de hydrofobe organiske miljøgiftene som dioksiner og PCB (Cretney and Yunker 2000). Et eksempel fra litteraturen er vist i figur 5.2, hvor man ser at biosedimentakkumuleringsfaktoren (BSAF) øker ved lavere konsentrasjon av dioksin i sedimentet. I dette tilfellet øker BSAF med en faktor på 100, når sedimentkonsentrasjonen synker med en faktor på 100. Dette har store konsekvenser ved beregning av konsentrasjonen i biota ut fra konsentrasjonen i sedimentet. Figur 5.2 BSAF i krabbe ved varierende konsentrasjoner i sedimentet for 1,2,3,6,7,8- hexacdd (Cretney and Yunker 2000) Dette understreker nok en gang viktigheten av å måle miljøgiftene i hver enkelt fase som sediment, vann og biota. Ettersom det ikke er sikkert at alle miljøgifter oppfører seg slik som i

19 17 Figur 5.2 er det godt mulig at modeller basert på BCF verdier likevel gir tilfredstillende tall i forhold til de reelle fasefordelingene. Et annet alternativ er å bruke en maksimal BSAF-verdi for alle bioakkumulerbare miljøgifter. I litteraturen er en verdi på fire foreslått som maksimal BSAF (Boese et al 1996). Det betyr at uansett miljøgift forventes det ikke mer en fire ganger høyere konsentrasjon i akvatisk biota enn det som måles i sedimentet. Det har vørt gjort målinger av BSAF verdier på opp til 88 (van der Oost et al 1996), noe som gjør at en maksimal verdi på 4 kan virke litt lav. En gjennomgang av BSAF-verdier fra litteraturen gav en gjennomsnittsverdi på 3,75, mens standardavviket var på 8,4 (se Appendiks C). Dersom man adderer gjennomsnittsverdien med standardavviket ender man opp med en maksimal BSAF-verdi på rundt 12. Denne verdien kan benyttes som et alternativ til fasefordelingene mellom sediment og biota beskrevet i Appendiks A.5. Dersom det mistenkes at dette overestimerer konsentrasjonen av miljøgifter i biota, må man foreta en analyse. Innhold av miljøgifter i sjømat er et så sentralt punkt i risikovurderingen på human helse, og derfor bør det innhentes relevante måledata fra biota. 5.4 Direkte eksponering for sediment og overflatevann Formelverket som beskriver eksponering for forurenset sediment og overflatevann er beskrevet i Appendiks A.6, likning A.15-A.22. Parametere for eksponering av forurensninger er oppgitt i Appendiks A.7 og A Oralt inntak av sediment Oralt inntak av sedimenter kan forekomme i forbindelse med badende barn og voksne. For barn regner man et høyere inntak av sjøsedimenter enn for voksne, 1 g/bad i forhold til 0,35 g/bad (RIVM, 1996). Man regner med at opptaket er 100 %. Dette vil nok i virkeligheten ligge mye lavere, men man har en mulighet for å nedjustere denne verdien dersom man har gode data for absorpsjonsfaktorer for forurensningsstoffene. Eksponeringshyppigheten er satt til 30 bad pr år Oralt inntak av vann Oralt inntak av vann kan oppstå når man bader og svømmer. En sentral parameter er volumet av vann man inntar. Forslag fra litteraturen går fra ml vann per bad. Forslaget fra Nederland er 50 ml/bad (RIVM, 1996) Oralt inntak av partikulært materiale Oralt inntak av partikulært materiale følger inntaket av vann. Inntaket av miljøgifter fra partikulært materiale i vann er bestemt av volum av vanninntak og av mengden partikulært materiale i vannsøylen, samt konsentrasjon av miljøgifter i det partikulære materialet. Verdien for innhold av partikulært materiale er satt til 30 mg/l vann, men kan justeres ved egne måledata Hudopptak via sediment Opptak av forurensinger kan oppstå ved direkte hudkontakt med sediment ved bading og rekreasjon langs vannkanten. Opptaket er bestemt av konsentrasjon av miljøgifter i sedimentet,

20 18 kontakt med sedimentet, kontaktflate og adsorpsjonskoeffisient. Hudarealet er satt til 0,57 m 2 for barn og 1,8 m 2 for voksne. Kontakttiden er satt til 8 timer/dag Hudopptak via vann Hudopptak av forurensninger kan også forekomme vie direkte kontakt med vann ved bading og svømming. Sentrale parametere er konsentrasjonen av miljøgiftene i overflatevannet, og hudarealet som er i kontakt med vannet, og adsorpsjonskoeffisient samt kontakttid som er satt til 2 timer/dag for barn og 1 time/dag for voksne. Ved bading regner man med at hele kroppen er i kontakt med vannet. 5.5 Indirekte eksponering Inntak av fisk og skalldyr Inntak av miljøgifter via fisk er beskrevet i Appendiks A.6, likning A.21. Dette inntaket er analogt med det som er beskrevet for inntak av sediment. Det baseres på hvor mye forurenset fisk som spises, samt innhold av forurensning i fisken. Man regner med at opptaket er på 100 %, dvs at alt av miljøgifter i den konsumerte fisken blir tatt opp. Daglig inntak av fisk er bestemt på grunnlag av verdier fra litteraturen (SFT,1999) og står i Appendiks A.7. Det er mulig å endre verdiene, dersom det kan dokumenteres at det daglige inntaket av fisk fra lokaliteten er annerledes. I tilfeller der kun en fraksjon av den totale mengden sjømat er fra det forurensede området, så beregnes denne fraksjonen og benyttes i risikovurderingen. I Tabell 5.1 finnes noen forslag til slike fraksjoner ut i fra ulike eksponeringssituasjoner. Dette forutsetter at annen fisk er ren, noe som ikke alltid er tilfelle Total eksponering Den totale eksponeringen for voksne og barn blir beregnet som en sum av de forskjellige eksponeringsveiene. Dette er analogt med risikovurdering for forurenset grunn (SFT 1999) bortsett fra at man i dette tilfellet ikke skal frem til en referanseverdi i sediment. I dette tilfellet er det tilstrekkelig å bestemme det totale inntaket, slik at dette kan sammenliknes med de eksisterende helsekriterier for de ulike miljøgiftene. Denne formelen står beskrevet i Appendiks A.6, likning A Ulike eksponeringsscenarioer I Nederland (RIVM, 1996) benytter man følgende eksponeringsscenarioer: 1. Området benyttes til bading, samt fiske 2. Området benyttes til bading, med mulighet for fiske 3. Området benyttes til bading, men fiske er usannsynlig 4. Området benyttes ikke til bading, selv om det kan forekomme, og det fiskes der 5. Området benyttes ikke til bading, selv om det kan forekomme, men det er en mulighet for at det fiskes der 6. Området benyttes ikke til bading, selv om det kan forekomme, og fiske er usannsynlig 7. Området benyttes ikke til bading, men det fiskes der

21 19 8. Området benyttes ikke til bading, men det er en mulighet for at det fiskes der 9. Området benyttes ikke til bading, og fiske er usannsynlig Ut i fra de mulige eksponeringsscenarioene benyttes ulike eksponeringstider og inntak av fisk beskrevet i Tabell 5.1.

22 20 Eksponeringsscenario Tidsfraksjon dager/år Daglig inntak av fisk (kg/dag) og fraksjon av totalinntaket ,07 barn, 0,14 voksne ,01 barn, 0,02 voksne 0, ,07 barn, 0,14 voksne ,01 barn, 0,02 voksne 0, ,07 barn, 0,14 voksne ,01 barn, 0,02 voksne 0, Tabell 5.1 Karakteristikk av eksponeringsscenario 1-9. Eksponeringsscenario 5 er nok det scenariet som er mest relevant for nordmenn flest, men dersom det foreligger lite oversikt over bruk er det viktig å ta utgangspunkt i et worst case scenario som beskrevet i punkt 1. Matvare Gjennomsnittlig konsum g/person/dag Høyt konsum (97,5-perc.) g/person/dag Torsk, sei, hyse Laks, ørret, makrell, sild Flyndre 1 14 Fiskelever 2 7 Fiskeprodukter Fiskepålegg Ferskvannsfisk 1 9 Reker, krabbe 7 32 Totalt Tabell 5.2 Konsum av fisk og skalldyr i Norge (Data hentet fra kostholdsundersøkelsen Norkost)

23 21 6 ØKOTOKSIKOLOGISK RISIKO 6.1 Marine organismer Miljøeffekten på akvatiske organismer beregnes ved å sammenlikne konsentrasjonen i sediment eller vann med akseptkriterier etablert på bakgrunn av lokale miljømål. De lokale miljømål kan for eksempel være at 95 % av organismene i et miljø skal beskyttes fra en forurensning. Beregningene av akseptkriterier kan foretas etter beskrivelsene som er gitt i Appendiks A.9.1 og A.9.2. Beregnet konsentrasjon kan deretter sammenlignes med lokale miljømål eller toleransedosen (PNEC) for akvatiske organismer. For vannløselige, lite persistente stoffer vil man vanligvis vurdere akutte effekter sett i forhold til sannsynlig maksimalkonsentrasjoner. For lite vannløselige og persistente stoffer vil akkumulering i næringskjeden kunne oppstå, og kroniske effekter må vurderes. For uorganiske stoffer (tungmetaller) er det vanlig å utføre toksisitetstester på løste salter, noe som i en liten grad reflekterer reelle eksponeringsforhold. Beregningsprotokoll for uorganiske stoffer er beskrevet i Appendiks A.9.3. Prosedyren for fastsettelse av normverdier er beskrevet i kapittel 3. Av og til kan det lønne seg å utvide datagrunnlaget for således å gjøre en mer nøyaktig prediksjon av risikoen. Dette kan gjøres etter beskrivelsen gitt i Appendiks A.9.4. Hydrofobe organiske miljøgifter som PCB, dioksiner og bromerte flammehemmere, vil på grunn av sin egenskap til å oppkonsentreres i næringskjeden, utgjøre en risiko for mennesker som konsumerer denne fisken. Dette vil også være tilfeller for eventuelle sjøfugl, terrestre og marine pattedyr som konsumerer fisk fra området. Det er derfor viktig at det foretas en vurdering av eksponering for disse dyrene i likhet med vurderingen av eksponering for mennesker. For enkelte persistente bioakkumulerbare miljøgifter er det utarbeidet egen normverdier for pattedyr og sjøfugl basert på laveste NOEC/LOEC verdier fra litteraturen (AMAP, 1998). Normverdiene er beskrevet i Appendiks A.4, Tabell A.4. For stoffer hvor slike verdier ikke finnes kan man komme langt på vei med verktøyet for human helserisiko.

24 22 A APPENDIKS FOR RISIKOVURDERING A.1 Sjekkliste for problembeskrivelse Følgende informasjon er viktig å inkludere i en risikovurdering: 1. Bakgrunn for undersøkelse 2. Informasjon om området Grunneiere som grenser til sjøområdet, samt arealbruk i disse områdene Oversikt over elver, bekker eller rør som ender i sjøområdet Lokalisering av forurensningskilder Lokale miljømål (dagens og fremtidig bruk av sjøområdet samt arealbruk rundt det forurensede området), dagens og fremtidig utnyttelse av sjøområdet som fritidsfiske og fangst, og eventuell oppdrett av fisk. Eventuelle badeplasser og rekreasjonsområder eller verneverdige områder som fuglereservat osv. Tilgjengelig historiske data Det bør utvikles spesifikke miljømål for enhver lokalitet. Det kan være relevant å bygge disse miljømålene på nasjonale mål. Strategisk mål for arbeidet med helse og miljøfarlige kjemikalier: Utslipp og bruk av helse- og miljøfarlige kjemikalier skal ikke føre til helseskader eller skader på naturens evne til produksjon og selvfornyelse. Konsentrasjonene av de farligste kjemikaliene i miljøet skal bringes ned mot bakgrunnsnivået for naturlig forekommende stoffer, og tilnærmet null for menneskeskapte forbindelser. Resultatmål for arbeidet med forurensede fjordområder/sedimenter: Forurensning av grunn, vann og sedimenter forårsaket av tidligere tiders virksomhet, feildisponering av avfall og lignende, skal ikke medføre fare for alvorlige forurensningsproblemer. Boks A.1 Nasjonale miljømål for forurensede sjøområder slik det er beskrevet av Miljøverdepartementet, Videre er det også fra myndighetenes side kommet forslag om lokale resultatmål hvor man kan operere med forskjellige nivåer:

25 23 Miljøkvalitet 1: Området skal ha en miljøkvalitet som sikrer at biologiske effekter eller virkninger på økosystem unngås. Med dette skal risiko for skader på økosystemene reduseres til et minimum og det skal ikke lenger være behov for kostholdsråd og omsetningsrestriksjoner. Hensikten er å opprettholde biologisk mangfold, hindre effekter på menneskers helse og sikre brukerinteresser, som f. eks fiske, i fjordområdene. Miljøkvalitet 2: Området skal ha en miljøkvalitet som sikrer egnethet for fiske og fangst. Miljømålet relateres til brukerinteresser som fiske, fangst (eks. skjell) og oppdrett. Inkludert i dette vil en hindre effekter på menneskers helse, da det forutsettes at spiselige organismer ikke skal inneholde miljøgiftnivåer som medfører behov for kostholdsråd. Miljøkvalitet 3: Uakseptabel spredning av miljøgifter skal unngås. Miljømålet innebærer å redusere spredning av miljøgifter betydelig og er i første rekke rettet mot utslipp fra landbaserte kilder, oppvirvling av forurenset sediment som følge av f. eks skipstrafikk og strøm og spredning av forurensning forårsaket av dette. Boks A.2 Resultatmål for sjøsedimenter med ulike nivåer av miljøkvalitet ( SFT, 2000) 3. Kartlegging av kilder Kildebeskrivelsen skal inneholde en beskrivelse av kildene, lede fram til datautvelgelse med hensyn på hvilke forurensningskomponenter som bør inkluderes i vurderingen, og hvilke organismer som skal beskyttes i kildeområdet. Sannsynligheten for at det kan foreligge andre stoffer enn de som alt er identifisert for oppfølging, må også vurderes. Primære kilder (basert på dagens og tidligere arealbruk på landområder som grenser til sjøområdet) Forurensningstoffer (mengder, miljørelatert stoffinnformasjon) Sekundærkilder. Forurenset overflatevann/sedimenter (ferskvann/marint) Mulig lokalisering av primær-/sekundærkilder Annen relevant informasjon (tidsangivelse for aktivitet som kan ha påvirket primær- og sekundærkilder), referanser/usikkerhet i informasjon Referanser/usikkerhet i tilgjengelig informasjon Ved kartlegging av primære kilder kan man få hjelp av Tabell A.1. Tabellen er organisert slik at kildetypene som er aktuelle for de ulike miljøgiftene er markert med blått.

26 24 Kildene til sjøforurensninger i Norge Skipsverft Industri Gruver Forurenset grunn PCB Skipsmaling Fyllinger på industritomter, kommunale fyllinger, søl med olje og kjemikalier Avløp og overvann Bensinstasjon Produkter Lysarmaturer, isolerglass, betongtilsetning, fugemasser, isolerglassruter ( ), maling Dioksin Bensinstasjon HCB DDT Skipsmaling Plantevernmiddel Bromerte flammehemm ere Plastikk, datautstyr og annet elektronisk utstyr Husholdning Luktstoffer, Muskxylener rengjøringsmidler, deodoranter, hudkremer, parfymer, bilvokser og gulvog møbelpolishprodukter Nonylfenoler, nonylfenoletoksilater Ftalater PAH TBT Kvikksølv Aluminiumverk, karbidverk og forbrenning Smelteverk, avfallsforbrenningsanlegg, galvanoindustri Søl med olje og kjemikalier Husholdning. Bensinstasjoner med vaskehall Bensinstasjoner med vaskehall Bileksos, slitasje av bildekk og asfaltdekke, trafikkerte veier, bensinstasjon med vaskehall Tannlege, krematorier Vaske- og rengjøringsmidler, bilpleiemidler, plast, maling, lakk og lim, plantevernmidler, kosmetikk og hygieneprodukter Plastikk, gummi, maling, lim, fugemasse, tekstilimpregneringsmidler og trykkfarge Tjæreprodukter på skip, kreosotimpregnert trevirke, impregnering og bruk av fiskenøter Bunnstoff, notimpregneringsmidler og treimpregneringsmidler, tremaling og trebeis, desinfeksjonsmidler, konserveringsmidler og rengjøringsmidler Batterier, termometre og plantevernmidler Kjemisk industri Avrenning Batterier, offeranoder og Kadmium annen korrosjonsbeskyttelse, plast og kunstgjødsel Bly Skipsmaling Industri og for brenning, galvanoindustri Kobber Skipsmaling Nikkelverk og smelteverk, avfallsforbrenningsanlegg, galvanoindustri Krom Skipsmaling Galvanoteknisk industri, offshorevirksomhet, garverier og treimpregneringsverk Sink Diverse industri, avrenning fra kisgruver, avfallsforbrenningsanlegg Avrenning Avrenning Avrenning Lekkasjer fra tanker Imprigneringsverk Gassverk Påfyllingsstasjoner Trafikkerte veier Husholdninger, bilverksteder og bensinstasjoner med vaskehall Impregnert trevirke, forbrenning av avfall og utslipp fra husholdninger, bensinstasjoner med vaskehall Bensinstasjoner, bilverksteder, grafiske bedrifter, industri, bilverksteder Bunnstoff til båter, notimpregneringsmidler, treimpregneringsmidler Offeranoder, maling, plast og gummi Lang transport Tabell A.1 Aktuelle miljøgifter og deres respektive kilder i forbindelse med marine forurensninger. Markeringene med blått indikerer de mest sannsynlige kildene for de ulike miljøgiftene. Der hvor det finnes informasjon har kildene også blitt spesifisert med tekst. Mesteparten av informasjonen i tabellen er hentet fra SFT, Spredningsrelatert informasjon I et sjøområdet vil forurensningen spres i vann i løst form og bundet til partikler og løste organiske stoffer, eller som fri fase. Forurensningen har en tendens til å akkumulere i sedimentet som igjen kan fungere som en sekundær kilde for ytterligere spredning. Hydrofobe organiske miljøgifter har også en sterk tendens til å akkumulere i biota. Spredning av

27 25 forurensning ut i kyststrømmen og havet er avhengig av om det er terskler i fjordene, lokale strømforhold, samt ferskvannstilførsler som gir aktiv uttransport i overflatelaget. Generelt vil det meste av miljøgifter som tilføres norske fjorder avsettes på bunnen inne i fjordene. Noe vil likevel transporteres ut og spres med kyststrømmen til akkumulasjonsområder langs kysten/andre fjorder eller ut i åpent hav. Det er derfor viktig å kartlegge følgende forhold: Kilder (rate og omfang av eventuelle utslipp, geometri, geografi) Overflatevann (suspendert materiale, strøm, tidevann, bølger, dybde, bukt, elvemunning, areal) Bunnforhold og sediment (transportbunn eller akkumulasjonsbunn med bløte masser, oppvirvling fra båttrafikk, mudring, dumping og utfylling) Biota (karakterisering av biotop) 5. Konsekvensrelatert informasjon Mulige influensområde/endepunkter av forurensningen (menneske, økosystem, overflatevann, sediment) Eksisterende tilstand i aktuelle endepunkter og sjøområde (vannkvalitet, kvalitet av sedimenter, organismer i sedimenter, fisk og andre utnyttbare ressurser) Det er mulig at det allerede her er mulig å avslutte saken dersom man etter å ha innhentet og bearbeidet eksisterende data kan begrunne at det ikke foreligger mistanke om forurensninger i sjøområdet. 6. Program for videre undersøkelser

28 26 A.2 Sjekkliste for innsamling av data til forenklet risikovurdering Ved forenklet risikovurdering brukes gjeldende normverdier for sedimenter som vist i tabellen nedenunder. Det gjennomføres avklarende undersøkelser for å bestemme maksimalkonsentrasjoner av forurensingsstoffer i kildeområdene. Resultatene fra undersøkelsene vurderes mot normverdiene. Normverdiene tar utgangspunkt i mest følsomt bruk av sjøområdet. 1. Problembeskrivelse Er problembeskrivelsen gjennomført Er kildevurderingen tilstrekkelig vurdert med hensyn til: - andre kilder eller miljøgifter det bør analyseres på? - omfang og detaljeringsgrad i forhold til hva som er tilstrekkelig? - avgrensning av forurensningens utbredelse? - stabilitet, naturlig nedbrytning/omsetning og mulighet for spredning? 2. Usikkerheter Identifiserte usikkerhetspunkter undersøkt nærmere 3. Undersøkelser Er undersøkelsene tilstrekkelige? Er prøvene representative for et definert område/volum? Er det satt krav til nøyaktighet og usikkerhet for prøver, analyser og sluttresultater? Er prøvehåndteringen faglig forsvarlig hele veien fra uttak av prøver, oppbevaring og til overlevering av analyse? Er det gjort avtaler med laboratoriet som sikrer en forsvarlig håndtering av prøvene? Beskriv ytterligere undersøkelser: 4. Omfang av undersøkelsene Beskrivelse: 5. Aktuelle analyseparametere Alle stoffene i tabell 1 bør vurderes for analyse. Bruk kildetyper til å eliminere lite sannsynlige forurensningsstoffer. Det skal begrunnes hvorfor valgte stoffer er undersøkt og andre er utelatt. A.3 Sjekkliste for innsamling av data til utvidet risikovurdering I utvidet risikovurdering er det nødvendig med informasjon om hvordan forurensningen fra kilden avtar fram til aktuelle eksponeringspunkter. Det må derfor samles inn informasjon om aktuelle eksponeringsveier. Dersom måledata ikke finnes kan det brukes standard verdier som

29 27 er oppgitt i rapporten. Dersom måledata benyttes, skal det oppgis. Typiske data som skal vurderes er: Omfanget av kildene (primære kilder på land og til sjøs og sekundærkilder som sjøsediment) med representative konsentrasjoner av de stoffer som man er bekymret for. Spesielle strømningsforhold, spredningsrelatert menneskelig aktivitet på land eller til sjøs. Relevante mottagere av eksponeringen, mennesker, økologiske nøkkelarter, truede arter. Det skal gis begrunnelser for alle valg som er foretatt. Eksponeringsskjema under og tabellene for stedsspesifikke parametere fylles ut. 1. Minimum databehov Maksimal konsentrasjon av forurensningsstoffer i sedimentet bestemmes. Videre bestemmes følgende parametere, dersom man ikke velger å benytte standard parametere i rapporten: Overflatevann (egenvekt for partikulært materiale, fraksjon organisk karbon i partikler). Sediment (partikkelstørrelse, distribusjon, organisk innhold, ph på bunnen, oksygenforhold på bunnen, vanninnhold i sediment, karboninnhold i sediment, sedimentets egenvekt). Biota (tørrvekt, hele dyret, spesifikk organ, eller spiselig del hvor av målt konsentrasjon, fettinnhold, størrelse/alder, utviklingsstadium). 2. Eksponeringsskjema For å identifisere spredning og mottagere av forurensning er det nyttig å fylle ut eksponeringsskjemaet nedenfor. Primære kilder Sekundære kilder Transport mekanismer Sprednings media Industrirør Dypereliggende Strøm Transport sediment (< 20 med vann cm) (løst) Kloakk Sediment (> 20 Mudring Transport cm) med vann (partikler) Overvann Overflatevann Bunndyr Transport med vann (fri fase) Skipsmaling Fri fase Oppvirvling fra båter Snøtipping Bølger og tidevann Ferskvannstilførsel Desorbsjon Aktivitet i sjøkant Diffusjon Deponier i sjøkant Dumpet materiale Eksponering Direkte kontakt sediment Direkte kontakt vann Inntak av vann Inntakt av sediment Inntak av fisk og skalldyr Påvirkede organismer Menneske Miljø Rekreasjon Akvatiske organismer Mat Pattedyr Fugler Annet Tabell A.2 Eksponeringsskjema for mennesker og miljø 3. Mulige konsekvenser Er konsekvenser vurdert i forhold til konflikter knyttet til overordnede krav og lokale miljømål Er konsekvenser ved annen bruk av sjøområdet (bading, fiske, oppdrett) enn den som