1 av 8. Ang. Vurdering av nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i slam

Transkript

1 1 av 8 VKMs svar på faglige spørsmål knyttet til vurderingen av nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i risikovurdering Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils (2009). Klima- og forurensningsdirektoratet, Klif (tidl. Statens forurensningtilsyn, SFT) stilte følgende tre faglige spørsmål knyttet til vurderingen av nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater: 1) Beregning av forventet jordkonsentrasjon Kan rapporten ha underestimert innholdet av nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i slam basert på eksisterende data? Konsekvensen vil være underestimering av forventet jordkonsentrasjon og risiko for jordøkosystemet. Klif henviser til Technical Guidance Document (TGD, EC, 2002) som anbefaler konservativ estimering av predicted environmental concentration (PEC), og påpeker at bruk av gjennomsnittsverdier i beregning av PEC kan underestimere risiko, siden gjennomsnitt i tid og/eller rom ikke reflekterer perioder, eller områder, med høy eksponering. Videre påpekes uklarheter om sammenheng mellom oppgitte referanser og tall oppført i tabell A19 side VIII, Appendiks A1, og figur 3 side 35. Relevansen av tallene brukt til beregningen av PEC etterspørres, samt at anskueliggjørelse av Worst case scenario etterlyses. VKMs svar til beregning av forventet jordkonsentrasjon: Ang. uklarheter i tabell A19: VKM har beklageligvis avdekket trykkfeil i tabellene A19 og A20 side VIII i risikovurderingen. Benevningene mean og median er blitt byttet om slik at tallrekken som følger mean i tabellen, er tall for median, og omvendt. Dette medfører at median verdi for oktylfenol i Tabell A19 er 0,47, mens gjennomsnittsverdi (mean) er 5,9, osv. I tabell A19 er det beklageligvis også avdekket trykkfeil for antall prøver oppgitt for oktyl- og nonylfenol, samt nonylfenol etoksilat. Antall prøver for disse stoffene skal være tilsvarende som oppgitt for oktylfenol etoksilat, altså 12 og ikke 52. Det er utarbeidet errata for korrigering av trykkfeilene (se eget vedlegg). Errata er publisert på VKMs nettside og vedlegges rapporten ved utsendelse. Ang. datagrunnlaget for tabell 19: I tabell A19 ble kun prøver (antall prøver = 12) fra screeningundersøkelsen i 2006 (Nedland and Paulrud 2006) lagt til grunn for vurdering av oktylfenol, oktylfenol etoksilat, nonylfenol og nonylfenol etoksilat. Dette datamaterialet er basert på prøver fra fire renseanlegg (Fuglevik, Gardermoen, Lillevik og Sentralrenseanlegg Nord-Jæren dvs. anlegg fra fire fylker som renser avløpsvann fra 11 kommuner; tre prøver fra hvert anlegg). Årsaken til dette valget er at i forhold til disse screeningsdataene var gjennomsnittsnivåene av nonylfenol og nonylfenol etoksilat høyere i (Nedland 2002; til sammen 40 prøver fra 8 avløpsrenseanlegg) og lavere i (Blytt 2007; til

2 2 av 8 sammen 40 prøver fra 10 avløpsrenseanlegg). Denne nedadgående trenden gjenspeiler trolig at bruk av nonylfenol er blitt forbudt i de fleste produkter. Screeningsdataene fra 2006 (Nedland and Paulrud 2006) representerer de siste års høyeste gjennomsnittsverdier og ble valgt benyttet. Nedland and Paulrud (2006) analyserte også innholdet av oktylfenol og dens etoksilater. Dataene for nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater som er brukt i risikovurderingen, er dermed fra samme undersøkelse og samme laboratorium og metodikk er brukt i bestemmelsene. Litteratur oppgitt på side 35 i VKMs risikovurdering er, som beskrevet over, benyttet som sammenligningsgrunnlag/kvalitetssikring mht tallene i Tabell 19. Til orientering var resultatene fra Breivik 2001 kun tilgjengelige som gjennomsnittsverdier, samt som minimum maksimumsverdier (se diskusjon om gjennomsnittsverdier vs. alternativer, nedenfor). Ang. estimering av PEC (predicted environmental concentration): Trykkfeilen i tabell A19 er høyst beklagelig og kan gi et feilaktig inntrykk av hvilken gjennomsnittsverdi som er brukt for oktylfenol i slam. Det er altså anvendt høyere konsentrasjon for oktylfenol (5,9) i slam ved beregning av PEC (predicted environmental concentration), enn det som tilsynelatende var tilfelle (0,47). For nonylfenol er forskjellen mellom mean og median verdi ikke så stor (30 vs. 32). Dette endrer imidlertid ikke prinsippet i diskusjonen om hvilken matematisk funksjon som bør brukes ved estimering av PEC for å ta høyde for ytterpunktene ( worst case scenario ), gjennomsnittet eller annen verdi; f.eks. øvre kvartil (75-percentil), 90- percentil, eller maksimumsverdi. Tabell 19 refererer til de siste års høyeste gjennomsnittsverdier av oktylfenol (se forklaring over). Bruk av slike gjennomsnittsverdier er vurdert som gode mht langtidseffekter av tilført stoff, men kanskje ikke til å estimere effekten av én slamdose. Bruk av gjennomsnittsverdier tar heller ikke høyde for at stoffinnholdet i slam kan være høyere ved enkelte anlegg. I risikovurderingen er de siste års høyeste gjennomsnittsverdier av oktylfenol brukt. I beregningene er det anvendt 50 % mer enn tillatt bruk av slam som gjødsel (dvs. 60 tonn per ha/10 år). En 50 %-øking av middelverdien for oktylfenol gir en verdi som ligger mellom 75- og 90-percentilen i datasettet, mens en 50 %-økning for oktylfenol etoksilat, nonylfenol og nonylfenol etoksilat gir en verdi som er høyere enn 90-percentilen i datasettet. Videre er kun prøver over deteksjonsgrensen inkludert i beregningene, hvilket også maksimerer konsentrasjonen for enkelte parametre (bl.a. flere av PAHene). Til sammen mener VKM at disse tilnærmingene vil kompensere for eventuelle underestimeringer i PEC som følge av bruk av gjennomsnittsdata, og ivareta prinsippet om konservativ estimering. Konklusjon: VKM mener at en konservativ estimering ligger til grunn for beregning av PEC for nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i slam. Basert på tilgjengelige data er derfor forventet jordkonsentrasjon og risiko for jordøkosystemet mht. disse stoffene ikke underestimert.

3 3 av 8 2) Valg av halveringstid Klif stiller spørsmål om rapporten kan ha benyttet for kort halveringstid for nedbrytning av nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i slaminnblandet jord. Konsekvensen vil være underestimering av forventet jordkonsentrasjon og risiko for jordøkosystemet. Det henvises til Technical Guidance Document (TGD, EC, 2002) som bruker en halveringstid i jord på 300 dager for 4-nonylfenol. Grunnlaget for VKMs valg av halveringstid på 10 dager for nonylfenol etterspørres. VKMs svar til valg av halveringstid: I VKMs risikovurdering av slam er det valgt å bruke en annen halveringstid (10 dager) for 4-nonylfenol enn den EUs risikovurdering (TGD, EC, 2002) har brukt (300 dager). I EUs risikovurderingen blir litteratur inntil 1996 benyttet (tabell 1). EUs risikovurdering har lagt stor vekt på nedbrytningsforsøkene av Kirchman et al. (1991), hvor det ble tilført 500 mg nonylfenol per kg jord. Disse forsøkene viste at 61 % av tilsatt nonylfenol ble omdannet til karbondioksid (CO 2 ) i løpet av 94 dager, noe som gir en halveringstid på ca. 100 dager. Halveringstiden ble høynet til 300 dager pga. en teoretisk mulighet for at grenede kjeder av nonylfenol kan ha lenger halveringstid enn 100 dager. I de samme forsøkene (Kirchman et al. 1991) ble det også vist at ved tilførsel av 10 mg nonylfenol/kg jord, ble mindre enn 10 % gjenfunnet etter 10 dager. I ettertid er dette vurdert av andre (bl.a. Sjöström et al. 2008) til å være et bevis på rask nedbrytning av nonylfenol i homogen jord. Bruk av halveringstid på 10 dager for nonylfenol er i overensstemmelse med flere undersøkelser som er gjennomført de siste årene (se tabell 1). Selv om en halveringstid på 10 dager for nonylfenol kan sies å være lite konservativ, synes den ut fra disse undersøkelsene å være nær den faktiske nedbrytningen som er observert. Tabell 1: Oversikt over undersøkelser lagt til grunn for vurdering av halveringstider for 4-nonylfenol i hhv EUs risikovurdering (markert grått) og VKM sin (umarkert). Referanse Kilde til nonylfenol Mengde nonylfenol per kilo jord 100 mg 1000 mg Initial nedbrytning Stadium 2 nedbrytning * Trocmé et al. Kjemikalier (1988) * Marcomini et Slam 4,7 mg 8 90 >360 al. (1992) * Küchler et al Slam *** <5 (1994) * Kirchman et Kjemikalier 10 mg <5 al. (1991) 500 mg 100 * BUA (1988) Kjemikalier *** 12 * Schörbel Kjemikalier 275 mg 12 (1985) **Hesselhøe et Slam/ Slam: <3 mg til 3-6 c / 60 d al kjemikalier 75 mg b a Stadium 3 nedbrytning

4 4 av 8 **Brown et al. Slam 900 mg (2009) **Sjöström et al Kjemikalier 5000 mg 11,5 (2008) **Topp og Kjemikalier 1 til 250 mg 4,5-17 Starratt (2000) * Referanser til grunn for halveringstid 300 dager i EUs risikovurdering av 4-nonylfenol ** Referanser til grunn for halveringstid 10 dager i VKMs risikovurdering av nonylfenol *** tallene ikke funnet i TGD og referansene er ikke lett tilgjengelig a Stadium 3 nedbrytning er per definisjon mer enn 150 dager, b spiket med 0,107 MCI/mmol nonylfenol; c aerobt system; d 2 cm slamklumper. Homogen jord vs. slaminnblandet jord: Ved bruk av slam som jordforbedringsmiddel vil det dannes slamaggregater, uansett produksjons - og spredingsmetode for avløpsslammet. Selv i de tilfeller hvor det lages pellets og der hvor det tilsettes store mengder kalk (for eksempel VEAS-slam) og man får et mer pulveraktig slam, vil det dannes aggregater. Det kan diskuteres hvor viktige slamaggregater er når effekten av slamtilførselen skal vurderes, f.eks. generell tilgjengelighet for miljøgiftene i slamaggregatene, hvor raskt klumpene går i oppløsning og nedbrytning etter oppløsning av aggregatet. Forurensninger som oktyl- og nonylfenol vil være lite tilgjengelig for jordlevende organismer så lenge de finnes i slamklumper. Hesselsøe et al. (2001) kunne for eksempel ikke påvise nonylfenol utenfor slamaggregatene; dvs. mobiliteten av nonylfenol fra slamklumpene var svært lav. Konklusjon: VKM mener det ut i fra tilgjengelig litteratur er tatt et informert og realistisk valg av halveringstid for nonyl- og oktylfenol og deres etoksilater i slaminnblandet jord. Andre deler av risikovurderingen ivaretar den nødvendige grad av konservativ vinkling som en risikovurdering av denne typen bør ha.

5 5 av 8 Oppfølging til spørsmål 2: Halveringstid for oktyl- og nonylfenol I EUs risikovurdering er det valgt å bruke en meget konservativ halveringstid for nonylfenol, mens VKMs risikovurdering har brukt en mer realistisk halveringstid. VKM har utført nye beregninger basert på halveringstiden 300 dager for å illustrere halveringstidens innflytelse på estimater av jord- og vannkonsentrasjoner: De estimerte konsentrasjonene av oktyl- og nonylfenol i VKMs risikovurdering viste overskridelse av PNEC-verdiene for jord (RQ >1), men ikke for vann ved bruk av halveringstid på 10 dager. Beregninger basert på en halveringstid på 300 dager for både oktyl- og nonylfenol gir risikokvotienter større enn 1 for både jord og vann. Eventuelle miljømessige konsekvenser for det terrestriske eller akvatiske miljøet er ikke nærmere utredet. Halveringstidens betydning for konsentrasjoner i jord: Økt halveringstid for organiske forbindelser i jord fører til høyere konsentrasjoner over tid (se kap Sensitivity analysis, tabell 45 i risikovurderingen). Sensitivitetsanalysen viser at effekten av å øke T½ øker jo lenger eksponeringstiden er etter tilsetning. Økning av halveringstiden fra 10 dager til 300 dager har vesentlig betydning for gjennomsnittlig jordkonsentrasjon av oktyl- og nonylfenol over et gitt tidsrom etter slamtilførsel. Opptaket av forurensninger i planter skjer over 90 dager og økningen i halveringstiden vil gi betydelig økt estimat av planteopptak (ikke beregnet). Endringer i halveringstiden medfører ingen endring ved tid null (0) (tabell 2). En halveringstid på 300 dager er også for kort til at økningen medfører vesentlige endringer etter 100 år i dyrket jord. Derimot vil gjennomsnittlige jordkonsentrasjoner i 90-dagers perioden etter slamtilførsel øke med en faktor 4-5.

6 6 av 8 Tabell 2: Konsentrasjoner av oktyl- og nonylfenol i jord etter tilførsel av avløpsslam til dyrket jord, grøntarealer og i jordblandinger. Halveringstid 10 dager a 300dager Mengde slam 60 tonn/ha/10 år 60 tonn/ha/10 år Tid etter slaminnblanding 0 dager 0,15 0,74 0,15 0,74 90 dager 0,02 0,12 0,11 0, år 0,15 0,74 0,15 0,75 40 tonn/ha/10 år 40 tonn/ha/10 år 0 dager 0,10 0,49 0,10 0,49 90 dager 0,02 0,08 0,08 0, år 0,10 0,49 0,10 0,50 Grøntarealer Grøntarealer 0 dager 1,01 5,05 1,01 5,05 90 dager 0,16 0,80 0,77 3, år 1,01 5,05 1,01 5,05 Jordblandinger Jordblandinger 0 dager 0,90 4,49 0,90 4, ,14 0,72 0,68 3, år 0,90 4,49 0,90 4,49 a Hentet fra tabell 23 i VKMs Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils. Økningen i halveringstid til 300 dager for oktyl- og nonylfenol gir vesentlige økninger i konsentrasjonene av disse stoffene på grønt arealer og i jordblandinger i 90-dagers perioden etter bruk av avløpsslam. Halveringstidens betydning for konsentrasjoner i vann: En økning av halveringstiden for oktyl- og nonylfenol fra 10 til 300 dager fører til langt høyere beregnete konsentrasjoner i både grunn- og overflatevann (tabell 3). Konsentrasjonsøkningen fører til en risikokvotient større enn 1 (RQ>1), som igjen indikerer mulig negative effekter på akvatisk miljø (tabell 4).

7 7 av 8 Tabell 3: Estimerte konsentrasjoner av oktyl- og nonylfenol i grunn- og overflatevann fra slaminnblandet jord ved halveringstider i jord på henholdsvis 10 og 300 dager. Fremmedstoff Halveringstid Grunnvann Overflatevann Sum a Estimert overflatevannkonsentrasjon ( b PEC) (µg/l) (µg/l) (µg/l) 10 c 2,5E-09 0,022 0,022 0, c 5,8E-15 7 E-06 7 E-06 7 E ,37 1,80 2,17 0, ,66E-02 5,15 5,17 0,52 a Maksimum konsentrasjoner i overflatevann som mottar avrenning fra arealer som er tilført avløpsslam, beregnes ved å summere konsentrasjonene som finnes i grunnvann ( Drainage ) og i overflateavrenning ( Surface runoff ) (se i VKMs Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils ). b PEC- predicted environmental concentration, c hentet fra tabell 26 i VKMs Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils. Tabell 4: Risikokvotient (PEC/PNEC) for oktyl- og nonylfenol i overflatevann fra slaminnblandet jord ved halveringstider i jord på henholdsvis 10 og 300 dager. Halveringstid Fremmedstoff Estimert vannkonsentrasjon ( a PEC) (µg/l) Ikke-effekt, vann - konsentrasjon ( b PNEC) (µg/l) Risikokvotient ( c RQ) (µg/l) 10 d 0,0022 0,12 0, d 7 E-07 0,33 2,12E ,22 0,12 1, ,52 0,33 1,6 a PEC- predicted environmental concentration, b PNEC predicted no-effect concentration, c d RQ risk quotient (PEC/PNEC), hentet fra tabell 54 i VKMs Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils. 3) Bruk av sikkerhetsfaktor Klif henviser til risikovurderingens konklusjon (side 14), der det står For oktyl- og nonylfenol er PNEC verdiene utledet fra akvatiske PNEC-verdier og store sikkerhetsmarginer er benyttet. Klif stadfester videre at en sikkerhetsfaktor på 10 er benyttet, men at den er så lav at risikoen for jordøkosystemet kan være underestimert. VKMs svar til bruk av sikkerhetsfaktor: Det er beklagelig at ordlyden brukt i rapporten kan gi inntrykk av at det er benyttet sikkerhetsfaktorer utover det som er vanlig. Bruk av sikkerhetsfaktor 10 er vanlig når PNEC-verdier er utledet fra kroniske tester på tre trofiske nivåer. Denne informasjonen er derfor inkludert i Errata til rapporten.

8 8 av 8 Referanser: Brevik, Status for innhold av organiske miljøgifter I slam fra Drammensregionen. BUVA rapport 26/01. Buskerud vann og avløpssenter AS. Drammen, Norge. Brown, S., D. Devin-Clarke, et al (2009). Fate of 4-nonylphenol in a biosolids amended soil. Chemosphere 75: Blytt, L.D. (2007). Organiske miljøgifter I norsk slam. Resultater fra undersøkelsen i 2006/2007, rapport Aquateam, Oslo, Norge. BUA (1988). Nonylphenol. BUA Report 13 (January 1988). GDCh-Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance. European Chemical Bureau (2002). European Union risk assessment report, 4- nonylphenol (branched) and nonylphenol. Cas# Publication: EUR Hesselsøe, M., D. Jensen, et al. (2001). Degradation of 4-nonylphenol in homogeneous and nonhomogeneous mixtures of soil and sewage sludge. Environ Sci Technol 35(18): Kirchmann H., Åström H., Jönsäll G. (1991). Organic pollutants in sewage sludge. 1. Effect of toluene, naphthalene, 2-methylnaphthalene, 4-n-nonylphenol and di-2- ethylhexyl phthalate on soil biological processes and their decomposition in soil. Swedish J. Agric. Res., 21, Küchler T., Schnaak W., Kujawa M. (1994). Degradation and dynamics of surfactants in the soil and interactions with other pollutants. Fraunhoffer Institute Annual Report. Marcomini A., Capel P. D., Lichtensteiger Th., Brunner P. H., Giger W. (1992). Fate of organic pollutants in sludge amended soil and sludge-only landfills: Linear alkylbenzenesulphonates, nonylphenols and polychlorinated biphenyls. From Organic contaminants in waste water, sludge and sediment: Occurrence, fate and disposal. ISBN Elsevier Applied Science. Nedland, K.T. (2002). Organiske miljøgifter I norsk avløpsslam. Resultater fra undersøkelse 2001/2002. Rapport O Aquateam, Oslo, Norge. Nedland, K.T., Paulsrud, B. (2006). Screeningsundersøkelse av metaller og organiske miljøgifter i slam fra fire norske renseanlegg. Rapport Aquateam, Oslo, Norge. Sjöström, A.E., C. D. Collins, et al. (2008). Degradation and plant uptake of nonylphenol (NP) and nonylphenol-12-ethoxylate (NP12EO) in four contrasting agricultural soils. Environ Poll 156(3): Schörbel P. (1985). Der mikrobielle nonylphenol abbau unter areoben bedingungen. Untersuchungsbericht 85/46. (Reference taken from Danish EPA report). Trocmé M., Tarradellas J., Védy J-C. (1988). Biotoxicity and persistence of nonylphenol during incubation in a compost-sandstone mixture. Biol. Fertility Soils, 5, Topp E., Starratt A. (2000). Rapid mineralization of the endocrine-disrupting chemical 4- nonylphenol in soil. Environ Toxicol Chem 19(2): ,