Noen miljøskadelige stoffer i avløpsslam forekomst og miljørisiko

Noen miljøskadelige stoffer i avløpsslam forekomst og miljørisiko TA 3005 2012

Innhold Sammendrag... 4 1. Bakgrunn... 5 2. Målte konsentrasjoner i avløpsslam... 7 3. Beregning av totale mengder tilført miljøet... 10 4. Beregning av mulige miljøvirkninger... 13 4.1 Mulige skadevirkninger av stoffer i avløpsslam... 13 4.2 Risiko ved avløpsslam brukt i landbruket - enkeltstoffer... 15 4.3 Risiko ved avløpsslam samlet belastning... 17 4.4 Sekundær forgiftning ved bruk av avløpsslam... 18 Referanser... 23 Vedlegg 1 Datakilder brukt i denne rapporten... 27 Vedlegg 2a PNEC verdier for jordøkosystemet med referanser... 29 Vedlegg 2b PNEC verdier for sekundær forgiftning med referanser... 31 Vedlegg 3 Referanser for Kow, Koc og BCF... 32 Vedlegg 4 Cas nr for stoff i rapporten... 34 3

Sammendrag I denne rapporten er det sammenstilt tilgjengelig informasjon om noen miljøskadelige stoffer som er målt i norsk avløpsslam. Totalt omfattes ca. 5 000 enkeltmålinger av 45 ulike forbindelser. På basis av disse målingene er det beregnet konsentrasjonen av disse stoffene i avløpsslam. Det er også beregnet totale årlige mengder av stoffene i slam som kan bli tilført jordmiljøet. Vi har basert beregningene på rapporterte verdier for alle stoffene. For et konkret avløpsslam er det ikke trolig at det inneholder alle stoffene samtidig. Dette gjør at beregnede mengder er usikre. På basis av de innsamlede data er det det gjort en enhetlig vurdering av mulig miljørisiko av de målte stoffene i avløpsslam for jordøkosystemet. Det er videre beregnet risiko for jordøkosystemet når avløpsslam blir benyttet som gjødselvare i landbruket. Det er også beregnet mulig risiko for predatorer (for eksempel fugler) som spiser meitemark fra landbruksjord som har fått tilført avløpsslam. Fordi avløpsslam alltid vil være en blanding av ulike forurensende stoffer er det også foretatt beregninger av samvirkende effekt ("cocktaileffekt") av de ulike påviste stoffene, både for jordøkosystemet og meitemarkspisende dyr. Dette er en rapport for å vurdere om det er mulige miljøproblemstillinger ved norsk avløpsslam. Det påvises ikke effekter eller skadevirkninger på ytre miljø som følge av dagens praksis med disponering av avløpsslam. Rapporten omfatter beregninger for å belyse mulig risiko ved stoffer som er målt i avløpsslam. Med det nåværende kunnskapsgrunnlaget kan vi ikke utelukke at det kan være miljøkonsekvenser som følge av spredning av avløpsslam til ytre miljø. Denne rapporten omhandler mulig miljøpåvirkning for jordmiljøet og videre spredning i økosystemet ved dagens praksis i forhold til disponering av avløpsslam. Eventuelle helseaspekter ved de påviste stoffene i de konsentrasjoner som er målt er ikke vurdert. Rapporten behandler heller ikke agronomiske forhold, biotilgjengelighet eller om det vil være risiko knyttet til eventuell spredning til vannmiljø ved avrenning eller erosjon fra jordmiljøet. Videre har vi sett på risiko rett etter tilførsel av avløpsslam til jord, så forhold som nedbrytning eller akkumulering av stoffene i jord er ikke vurdert. 4

1. Bakgrunn Kjemikalier som er i bruk i det norske samfunnet vil kunne havne i avløp, og så bli ført videre til renseanlegg. Statistisk sentralbyrå (SSB) publiserer årlig oversikter over hvordan avløpsslam disponeres. Den største andelen går til landbruket, men det går også en betydelig andel til blant annet grøntarealer, jordprodukter med mer. I tabell 1 er det gitt en oversikt over hvordan avløpsslam ble disponert i 2009. Tabell 1. Mengde avløpsslam (tonn tørrvekt) disponert i 2009 Jordbruksareal 65579 Grøntareal 7562 Levert jordprodusent 18092 Dekkmasse avfallsfylling 10956 Deponert 3299 Forbrenning - Annen disponering 5218 Ukjent disponering 5630 Levert behandlingsanlegg - Total disponert avløpsslam 116336 Regulering av når, hvordan og hvor mye avløpsslam som kan brukes som gjødselvare skjer gjennom produktkrav i forskrift om gjødselvarer mv. av organisk opphav (gjødselvareforskriften). I denne forskriften blir det gitt konkrete grenseverdier for syv tungmetaller (kadmium, bly, kvikksølv, nikkel, sink, kobber, krom). Dersom innholdet av tungmetaller overstiger de grenseverdiene som er gitt i forskriften, må avløpsslammet leveres til godkjent deponi. Videre står det i forskriften at det skal vises aktsomhet i forhold til innhold av organiske miljøgifter i avløpsslammet, men dette er ikke knyttet nærmere til spesifiserte krav. Avløpsslam som tilfredsstiller produktspesifikasjonene i forskriften kan benyttes innenfor de rammer forskriften gir. Gjødselvareforskriften er hjemlet i forurensningsloven, jordlova, kommunehelsetjenesteloven og matloven. Vitenskapskomiteen for mattrygghet (VKM) gjennomførte i 2009 en risikovurdering av noen miljøgifter i norsk avløpsslam (VKM, 2009). De konkluderte med at for de stoffene de så på, var det liten risiko for landbruksjord som får tilført avløpsslam. Klima- og forurensningsdirektoratet (Klif) har de siste årene bekostet flere undersøkelser av mulige forurensende komponenter i avløpsslam som det ikke stilles krav om målinger av i gjødselvareforskriften. I tillegg er det også publisert en del rapporter om innhold av ikkeforskriftsbelagte stoffer i norsk avløpsslam av bransjen selv og andre. I denne rapporten har vi sammenstilt tilgjengelig informasjon om målinger av miljøskadelige stoffer i norsk avløpsslam. Rapportene vi har hentet data fra er gitt i vedlegg 1. Data for innhold av de forskriftspålagte tungmetallene er tatt fra SSB sin avløpsslamstatistikk. I gjennomgangen har vi i utgangspunktet vært mest interessert i å skaffe publiserte data på prioriterte miljøgifter (oversikt over disse kan finnes i Prop 1S (2011-2012)). For disse prioriterte stoffene er det en nasjonal målsetting at utslipp av disse skal reduseres vesentlig eller stanses innen 2020. Men for å få en best mulig oversikt over mulige miljøskadelige 5

stoffer i norsk avløpsslam har vi også tatt med data om andre stoffer som kan ha negativ miljøvirkning. Totalt har vi data på 45 komponenter. På basis av de data vi har samlet inn har vi beregnet innhold (konsentrasjoner) av de enkelte stoffene det er målt på i avløpsslam. Vi har også beregnet den årlige totalmengden av det enkelte stoff som kan bli tilført jordmiljøet. For å belyse mulig risiko ved stoffene som er målt i avløpsslam har vi gjort ulike risikovurderinger. Vi har beregnet mulig risiko ved stoffene i avløpsslam uten fortynning for å belyse det økotoksikologiske potensialet i avløpsslam. Videre har vi forsøkt å beregne forventede jordkonsentrasjoner i landbruksjord etter lovlig tilførsel av avløpsslam, og beregnet mulig miljørisiko av det enkelte stoff. Vi har også beregnet sekundær forgiftning for predatorer som spiser meitemark som lever i landbruksjord som har fått tilført avløpsslam. Beregningsmetoder for risiko er hentet fra veiledningsmateriale under kjemikalieregelverket REACH (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals). Dette veiledningsmaterialet er en videreføring av Technical guidance document (TGD), og er en europeisk, omforent måte å risikovurdere kjemiske stoffer på. Fordi miljøskadelige stoffer i avløpsslam alltid vil være en blanding av flere stoffer samtidig har vi i denne rapporten prøvd å belyse hva denne samlede belastningen kan bety i forhold til risiko både for jordøkosystemet og for videre spredning av stoffer i næringskjeden. Disse beregningsmetodene er basert på SCHER, SCCS og SCENIHRs felles rapport " Toxicity and Assessment of Chemical Mixtures"(2012). I våre beregninger antar vi at jord som får tilført avløpsslam i utgangpunktet ikke inneholder noen av stoffene. For arealer som har forhøyede bakgrunnskonsentrasjoner av noen av stoffene, vil dette føre til en underestimering av risiko. Vi antar også at når avløpsslam blir blandet i jord får man en homogen fordeling av avløpsslammet i hele plogsjiktet. I praksis vil dette være vanskelig å oppnå med vanlig pløying, fordi det vil være vil gradienter av avløpsslam i jorden. Ved en inhomogen innblanding av avløpsslam vil dermed risiko kunne være underestimert eller overestimert for ulike soner i jordprofilet. Denne rapporten omhandler mulig miljøpåvirkning for jordmiljøet ved dagens praksis i forhold til disponering av avløpsslam. Eventuelle helseaspekter ved de påviste stoffene i de konsentrasjoner som er målt er ikke vurdert. Vi har heller ikke vurdert agronomiske forhold, eller om det vil være risiko for vannmiljøet ved en eventuell avrenning eller erosjon fra jordmiljøet. Vi har heller ikke vurdert stedspesifikke forhold som vil kunne påvirke biotilgjengeligheten av de ulike stoffene. Eventuelle fordeler ved bruk av avløpsslam, som for eksempel jordforbedring, er heller ikke tatt med eller vurdert i rapporten. 6

2. Målte konsentrasjoner i avløpsslam Det er et varierende datagrunnlag for de ulike stoffene som omtales i denne rapporten. For enkelte stoffer finnes det mange målinger, mens det for andre er rapportert relativt få. Noen parametere er også målt i flere ulike undersøkelser, mens andre bare er kartlagt i enkeltundersøkelser. For detaljer om hvilke avløpsanlegg som er undersøkt, samt om hvilke prøvetakings- og analysemetoder som er brukt henviser vi til den enkelte rapport gitt i vedlegg 1. Alle rapportene vi har brukt er tidligere publisert og kvalitetssikret. Derfor har vi brukt alle data vi har funnet for det enkelte stoff. Målinger der konsentrasjonen var lavere enn deteksjonsgrensen er ikke tatt med i beregningene. De stoffene dette gjelder samt antall prøver under deteksjonsgrense er gitt i tabell 2. Et alternativ som ble vurdert, var å sette verdiene til halvparten av deteksjonsgrensen der de var under denne. Vi har ønsket å bruke reelle tall i risikovurderingen, så dette alternativet ble ikke fulgt opp. Vi har heller ikke gjort dette for stoffer der alle målinger var under deteksjonsgrensen, eller der ingen i slam ble funnet. At vi har utelatt målinger under deteksjonsgrensen vil kunne gi en overestimering av totalmengder. Fordi risikoberegningene langt på vei er en funksjon av stoffenes konsentrasjon vil det også kunne overestimere risiko for det enkelte stoff. Vi har i denne rapporten også prøvd å bruke så nye undersøkelser som mulig, for å gi et best mulig anslag av miljøskadelige stoffer i avløpsslam slik de foreligger i dag. For den enkelte forurensningskomponent har vi ved hjelp av Excel definert følgende parametre: - minumsverdier (=MIN(x1:x2)) - maksverdier (=STØRST(x1:x2)) - median (=MEDIAN(x1:x2)) - gjennomsnitt (=GJENNOMSNITT(x1:x2)) - 90% persentil (=PERSENTIL(x1:x2;0,9)) 7

Tabell 2. Minimums-, maksimums-, median-, gjennomsnitts- og 90 % persentilskonsentrasjoner målt i prøver av norsk avløpsslam (µg/kg tørrstoff) samt antall prøver (n) og prøver under deteksjonsgrensen (n (<LOD)) µg/kg slam tørrvekt Parameter min maks median gj.snitt 90% pers. n n (<LOD) Ikke forskriftsbelagte* Bisfenol A (BPA) 15 2100 286 445 1091 165 16 Tetrabrom Bisfenol A (TBBPA) 0 1138 7 39 35 69 53 PentaBDE 0,08 330 9 39 148 225 54 OctaBDE 0,1 22 3 4 8 63 12 DecaBDE 44 2000 313 264 801 75 0 HBCD 0,06 282 4 10 20 151 71 HexBde 0,04 24 2 5 14 213 12 TetraBDE 0,02 435 6 39 162 196 102 TriBDE 0,05 6 0,5 2 4 75 0 HeptaBDE 0,03 9 1,2 1,3 2 74 1 NonBDE 1,3 34 9 10 19 71 4 Siloksan (D5) 1900 130000 33000 35765 57200 17 0 DEHP 15000 130000 49000 52977 81700 44 0 Dodekylfenol (DDP) 11334 47396 32257 30811 47284 4 12 Nonylfenoler 4 41000 11400 12880 29700 54 3 Oktylfenoler 5 115 24 36 80 7 2 Mellomkjede klorparafiner (MCCP) 14 11800 1258 2420 6921 72 0 Kortkjedede klorparafiner (SCCP) 47 12258 716 1415 3473 72 0 Muskstoffer 322 26954 10470 10984 20011 74 0 Dibutylftalat (DBP) 110 2900 550 735 1420 27 17 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) 500 5000 1900 2027 3000 44 0 Ciprofloxacin 100 3800 2300 2289 3560 9 0 Perfluoroktansyre (PFOA) 0,5 16 2 3 5 23 34 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS) 1 836 5 27 24 47 0 Triklosan 21 3331 1589 1463 2300 21 0 Lineære alkylsulfonater (LAS) 400000 2200000 735000 830000 1370000 44 0 Tridiklorfosfat (TDCP) 8,8 1040 246 266 560 34 0 Trifenylfosfat (TPhP) 13 6000 150 384 456 34 0 Etylheksyl difenyl fosfat (EHDPP) 21 12800 2200 2316 3564 34 0 Tributoksietyl fosfat (TBEP) 236 23600 2940 5259 9760 34 0 Trikresyl fosfat (TCP) 11 12000 460 1142 1464 32 0 Trikloropropyl fosfat (TCPP) 560 7200 2480 3057 5880 34 0 Andre organofosfater. 97 978 329 369 613 159 7 Sølv 400 10900 2560 3870 8982 35 0 Polyklorerte bifenyler Σ7(PCB) 9 45 20 21 30 42 0 Forskriftsbelagte* Kadmium 80 20000 530 662 960 366 0 Krom 2870 100000 16000 21954 46500 366 0 Kobber 4750 2200000 188490 227625 390456 366 0 Kvikksølv 10 2670 450 546 1000 364 0 Nikkel 1140 176670 9950 12681 22000 366 0 Bly 1670 78000 12270 14573 24000 366 0 Sink 29000 1263000 293655 314937 463700 366 0 *Med forskriftsbelagte parametere menes de stoffene som er omfattet av gjødselvareforskriften. For de forskriftsbelagte stoffene er konsentrasjonene/tallene basert på målinger foretatt mellom 2007 til 2009. For noen stoffgrupper har vi slått sammen enkeltkomponenter og satt inn summen av komponentene i tabell 2. Dette gjelder PAH, PCB, noen organofosfater (DBPHP, TBP, TCEP, ToCP og TIBP) og muskstoffene (HHCB og AHTN). 8

De stoffene som viser høyt innhold i avløpsslam kan til en stor grad relateres til typiske forbrukerkjemikalier. DEHP, siloksaner, LAS, muskstoffer og organofosfater opptrer i relativt høye konsentrasjoner i avløpsslam. Ciprofloxacin, som er et antibiotikum, er også påvist i konsentrasjoner over 1 ppm. Triklosan opptrer i en tilsvarende mengde. Triklosan er et antibakterielt middel som blant annet brukes i tannkrem og vaskemidler. Stoffet er på den norske prioritetslisten fordi myndighetene er bekymret for at triklosan skal bidra til resistensutvikling hos bakterier. Sølv (også et antibakterielt middel) påvises også i konsentrasjoner over 1 ppm. Det er også verdt å merke seg at det er et betydelig innslag av nonylfenoler og kortkjedete klorparafiner (SCCP), - begge er stoffer det er innført strenge reguleringer for. Dette kan være en indikator på at det tar tid før regulerte kjemikalier blir helt faset ut fra bruk. Dodecylfenol (DDP) er målt i relativt høye konsentrasjoner i avløpsslam men dataene for DDP må karakteriseres som delvis motstridene og er beheftet med stor usikkerhet. Dataene er hentet fra to ulike rapporter. I den ene ble det funnet det funnet høye konsentrasjoner, mens det i den andre ikke ble målt DDP over deteksjonsgrensen. Av de forskriftsbelagte stoffene er det særlig kobber og sink som har høye konsentrasjoner i avløpsavløpsslam og av de ikke-forskriftsbelagte er det særlig LAS som dominerer. Når det gjelder overordnet frekvens er et flertall (ca. 2/3) av de målte miljøskadelige stoffene påvist i alle prøvene der de er analysert. Det skal likevel understrekes at det lokalt kan være tilfeller der kvaliteten av avløpsslammet er bedre enn det som fremkommer i tabell 2. Dette vil blant avhenge av virksomheter og annen aktivitet som er knyttet til avløpsanlegget. I praksis er det trolig heller ikke slik at alle stoff i tabell 2 vil være tilstede samtidig i alt avløpsslam som produseres. Også her vil det kunne være mulighet for variasjoner mellom lokale anlegg avhengig av hva som er knyttet til avløpsnettet. Men beregnet konsentrasjon av det enkelte stoff gitt i tabell 2 må betraktes som det beste estimat vi har i dag for det enkelte stoff i norsk avløpsslam. 9

mg DEHP/kg slam tørrvekt 3. Beregning av totale mengder tilført miljøet Å anslå totalmengder av forurensningskomponenter i avløpsslam vil være beheftet med usikkerhet. Som vi ser av minimums- og maksimumskonsentrasjonene i tabell 2 er det en betydelig variasjon i innhold for alle forurensningskomponentene. Dette reflekterer både at det er variasjon mellom anlegg og variasjon i tid. Et eksempel på denne variasjonen mellom anlegg og over tid er gitt i figur 1, der DEHP er målt i flere ulike anlegg og på ulike tidspunkt. Figur 1. Variasjon av målinger av DEHP i ulike renseanlegg til ulike tider 140 120 100 Oktober 2006 November 2006 Desember 2006 Januar 2007 Februar 2007 80 60 40 20 0 Heltrukket linje: 90% persentil Stiplet linje: gjennomsnitt For de forskriftsbelagte stoffene beregner SSB årlig totalmengder av disse stoffene som finnes i avløpsslam. Total mengde av den enkelte forurensningskomponent vil være produktet av konsentrasjonen i slammet og total mengde avløpsslam. SSB får data på gjennomsnittsverdien av de forskriftspålagte tungmetallene samt slammengde fra det enkelte anlegg. I våre beregninger er det ikke mulig å skille ut det enkelte anlegg. Vi har derfor valgt å beregne totale mengder for alle variasjonsparametere ved å multiplisere slamkonsentrasjonene gitt i tabell 2 med de slammengder som havner utfor deponi gitt i tabell 1. Dette gir en total slammengde på 100 000 tonn på tørrvektbasis. Utregning for totalmengder for den enkelte forurensningskomponent er gitt i tabell 3. 10

Tabell 3. Beregnet totalmengder i kilo basert på minimums-, maksimums-, median-, gjennomsnitts- og 90 % persentilskonsentrasjon Parameter min maks median gj.snitt 90% persentil Ikke forskriftsbelagte* Bisfenol A (BPA) 1,5 210 29 44 109 Tetrabrom Bisfenol A (TBBPA) 0,00 114 0,7 3,9 3 PentaBDE 0,008 33 0,9 3,9 15 OctaBDE 0,01 2,2 0,3 0,4 0,8 DecaBDE 4 200 31 26 80 HBCD 0,006 28 0,4 1 2 HexBde 0,004 2,4 0,2 0,5 1,4 TetraBDE 0,002 43,5 0,6 3,9 16,2 TriBDE 0,005 0,61 0,05 0,15 0,36 HeptaBDE 0,003 0,9 0,1 0,1 0,2 NonBDE 0,1 3,4 0,9 1,0 1,9 Siloksan (D5) 190 13000 3300 3576 5720 DEHP 1500 13000 4900 5298 8170 Dodekylfenol (DDP) 1133 4740 3226 3081 4728 Nonylfenoler 0,4 4100 1140 1288 2970 Oktylfenoler 0,5 12 2 4 8 Mellomkjede klorparafiner (MCCP) 1 1180 126 242 692 Kortkjedede klorparafiner (SCCP) 5 1226 72 142 347 Muskstoffer 32 2695 1047 1098 2001 Dibutylftalat (DBP) 11 290 55 73 142 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) 50 500 190 203 300 Ciprofloxacin 10 380 230 229 356 Perfluoroktansyre (PFOA) 0,05 1,6 0,2 0,3 0,5 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS) 0,1 84 0,5 3 2 Triklosan 2 333 159 146 230 Lineære alkylsulfonater (LAS) 40000 220000 73500 83000 137000 Tridiklorfosfat (TDCP) 0,9 104 25 27 56 Trifenylfosfat (TPhP) 1,3 600 15 38 46 Etylheksyl difenyl fosfat (EHDPP) 2 1280 220 232 356 Tributoksietyl fosfat (TBEP) 24 2360 294 526 976 Trikresyl fosfat (TCP) 1 1200 46 114 146 Trikloropropyl fosfat (TCPP) 56 720 248 306 588 Andre organofosfater 10 98 33 37 61 Sølv 40 1090 256 387 898 Polyklorerte bifenyler Σ7(PCB) 0,9 4 2 2 3 Forskriftsbelagte* Kadmium 8 2000 53 66 96 Krom 287 10000 1600 2195 4650 Kobber 475 220000 18849 22763 39046 Kvikksølv 1 267 45 55 100 Nikkel 114 17667 995 1268 2200 Bly 167 7800 1227 1457 2400 Sink 2900 126300 29366 31494 46370 *Med forskriftsbelagte parametere menes de stoffene som er omfattet av gjødselvareforskriften. Som vi ser av tabell 3 er det 11 stoffer som finnes i mengder over 1 tonn totalt i avløpsslam. Naturlig nok er dette igjen stoffer som finnes i høye konsentrasjoner i avløpsslammet. En viktig forutsetning i beregningen er at alle stoff finnes i alt slam. Dette er ikke nødvendigvis alltid tilfelle for det enkelte avløpsanlegget, men vil være avhengig av hvilke aktiviteter som er knyttet til avløpsnettet. I tabell 4 er mengdene av de forskriftsbelagte stoffene (i gjødselvareforskriften) og de som ikke er det, summert. Tabellen viser at de forbindelser som måles som følge av krav i 11

gjødselvareforskriften ikke er dekkende for totalmengden av mulige forurensningsstoffer i avløpsslam, men utgjør under halvparten. Videre må man anta at det er flere stoffer i avløpsslam som kan ha negativ miljøvirkning enn de som er omtalt i denne rapporten. Viktige stoffer og stoffgrupper som vi ikke har funnet målinger på i avløpsslam er blant annet arsen, hydrokarboner (for eksempel diesel, bensin og andre oljeprodukter), biocider, parabener, løsemidler (for eksempel toluene, xylene og white spirit), plantevernmidler for å nevne noen. Så i realiteten er mengdene av ikke-forskriftsbelagte stoffer sannsynligvis større enn det som fremkommer i tabell 4. Tabell 4 Estimerte totalmengder tilført fra avløpsslam(kg/år) av forskriftsbelagte parametere og ikke-pålagte forurensningsparametere. Totalmengde tilført fra slam (kg per år) Parameter min maks median gj.snitt 90% persentil Forskriftsbelagte 3952 384034 52135 59298 94862 Ikke forskriftsbelagte 43077 269635 89149 100137 166029 Samlet 47029 653669 141284 159435 260890 Basert på intervallet mellom medianverdi og 90 %-persentilen i tabell 4 vil den totale årlige tilførsel til ytre miljø av de 45 stoffene som inngår i denne rapporten være et sted mellom 140 260 tonn. For de forskriftsbelagte parametre utgjør kobber og sink hovedandelen med ca, 90%, mens LAS utgjør hoveddelen for de som ikke er forskriftsbelagt (ca. 80%). Verken kobber, sink eller LAS er prioriterte miljøgifter, og den totale mengden dersom disse 3 trekkes fra ligger på 25-120 tonn. 12

4. Beregning av mulige miljøvirkninger 4.1 Mulige skadevirkninger av stoffer i avløpsslam I vår vurdering av potensielle miljøvirkninger har vi sett på mulig risiko for jordøkosystemet rett etter tilførsel av slam, det vil si i et kort tidsperspektiv. Mange miljøskadelige stoffer vil kunne bli naturlig brutt ned i naturen over tid, og risikoen ved disse stoffene vil følgelig også avta over tid. Imidlertid finnes det miljøskadelige stoffer der denne prosessen er svært langsom, og som vil kunne akkumulere i jord ved gjentatt slamtilførsel. Dette er ikke tatt med i våre beregninger. I risikovurdering av kjemiske stoffer i miljøet er det to begreper som er særlig sentrale: Beregnet konsentrasjon av stoffet i naturen som kalles PEC (predicted environmental concentration), og den høyeste konsentrasjon av stoffet hvor det ikke er grunn til bekymring (kalt PNEC - predicted no-effect concentration). Dersom forholdet mellom konsentrasjon av stoffet i miljøet dividert med den konsentrasjonen der det ikke er grunn til bekymring er større enn 1 betyr det at det kan være en mulig risiko for miljøet. Uttrykt matematisk blir det at PEC/PNEC >1 gir en mulig risiko. For ufortynnet avløpsslam (råslam) vil PEC for det enkelte stoff være lik konsentrasjonen av stoffet i avløpsslammet. I følge veiledning om risikovurdering publisert under REACH skal man på denne typen data (hvor det er muligheter for store variasjoner i tid og mellom renseanlegg) benytte 90%-persentilen av målingene når man skal beregne PEC( Guidance on information requirements and chemical safety assessment Chapter R.16: Environmental Exposure Estimation side 35). Dette fordi man risikerer å underestimere jordkonsentrasjonen (og dermed risikoen) ved å benytte gjennomsnittsverdien. Fordi VKM brukte gjennomsnittskonsentrasjonen i sine vurderinger har vi valgt å beregne risiko også for denne konsentrasjonen i de etterfølgende tabeller. PNEC fremkommer slik: Man utfører faktiske forsøk av et gitt stoff i jord der man utsetter jordlevende organismer (for eksempel mikroorganismer, meitemark, spretthaler, frø) for ulike konsentrasjoner av stoffet, og så måler en effektvariabel (død, reproduksjonsskade, spirehemming osv). Ved å plotte en gitt effekt mot konsentrasjoner kan man lage et effektkonsentrasjonsdiagram. Dette brukes så til å identifisere den høyeste konsentrasjonen som ikke gir effekt (no observed effect concentration-noec). Fordi dette konsentrasjonsnivået knytter seg til en jordlevende art blant de mange millioner som finnes i naturen, deles NOEC med en sikkerhetsfaktor. Regelen er at jo færre forsøk man har jo høyere blir sikkerhetsfaktoren. Om man har reproduksjonsforsøk på tre trofiske nivå (for eksempel planter, mikroorganisemer, meitemark) blir denne sikkerhetsfaktoren 10. Når NOEC er delt på sikkerhetsfaktoren har man PNEC. PNEC er dermed ikke knyttet direkte til effekter på en gitt art, men tar utgangspunkt i den mest følsomme arten i testbatteriet. Derfor er PNEC et utrykk for et konsentrasjonsnivå som skal beskytte jordmiljøet som sådan, ut i fra den vitenskapelige kunnskapen man har (se også REACH Guidance on information requirements and chemical safety assessment Kapittel R.10.6: Terrestrial (soil) compartment). Sikkerhetsfaktor er viktig når man beregner PNEC. Jo bedre vitenskapelig grunnlag man har jo lavere sikkerhetsfaktor kan man bruke. Motsatt er det slik at jo dårligere vitenskapelig grunnlag man har desto høyere sikkerhetsfaktor må man benytte. Et mangelfullt vitenskapelig grunnlag vil dermed ofte gi lavere PNEC-verdier enn om det vitenskapelige grunnlaget er godt. 13

For den enkelte forurensningskomponent har vi gjennomgått litteraturen og identifisert konsentrasjonsnivåer i jord som ikke gir nevneverdig skade på jordøkosystemet (predicted noeffect concentration PNEC). De PNEC-verdiene vi har benyttet i denne rapporten er gitt i tabell 6, og en fullstendig liste over referanser til dem er gitt i vedlegg 2. Det skal understrekes at det for noen organiske miljøskadelige stoffer er et begrenset kunnskapsgrunnlag om miljøeffekter i terrestrisk miljø. Dette gjør at det må brukes større sikkerhetsfaktorer enn 10, noe som igjen gjør at PNEC-verdien blir mye lavere enn faktisk effektkonsentrasjon (se vedlegg 2). Tabell 5. Beregnede gjennomsnittskonsentrasjoner i avløpsslam og 90% persentilkonsentrasjoner, PNEC for stoffene samt risikokoeffisienter for alle stoffene Ikke forskriftsbelagte mg/kg mg/kg mg/kg Bisfenol A (BPA) 0,4 1,1 3,2 0,14 0,3 Tetrabrom Bisfenol A (TBBPA) 0,04 0,03 0,012 3 3 PentaBDE 0,04 0,1 0,38 0,1 0,4 OctaBDE 0,004 0,008 20,9 0,0002 0,0004 DecaBDE 0,3 0,8 98 0,003 0,008 HBCD 0,01 0,02 5,9 0,002 0,003 HexBde 0,005 0,01 1,3 0,004 0,012 TetraBDE 0,04 0,2 20,9 0,002 0,008 TriBDE 0,002 0,004 20,9 0,00007 0,0002 HeptaBDE 0,001 0,002 20,9 0,00006 0,00009 NonBDE 0,01 0,02 20,9 0,0005 0,0009 Siloksan (D5) 36 57 4,8 7 12 DEHP 53 82 13 4 6 Dodekylfenol (DDP) 31 47 0,078 395 606 Nonylfenoler 13 30 0,3 43 99 Oktylfenoler 0,04 0,1 0,0067 6 13 Mellomkjede klorparafiner (MCCP) 2 7 10,6 0,2 0,7 Kortkjedede klorparafiner (SCCP) 1,4 3 1,76 0,8 2 Muskstoffer 11 20 0,31 35 65 Dibutylftalat (DBP) 0,7 1,4 2 0,4 0,7 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) 2 3 19,7 1,1 2 Ciprofloxacin 2 4 26 0,09 0,14 Perfluoroktansyre (PFOA) 0,003 0,005 0,16 0,02 0,03 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS) 0,03 0,02 0,373 0,07 0,06 Triklosan 1,5 2 0,06 24 38 Lineære alkylsulfonater (LAS) 830 1370 35 24 39 Tridiklorfosfat (TDCP) 0,3 0,6 0,33 0,8 2 Trifenylfosfat (TPhP) 0,4 0,5 0,095 4 5 Etylheksyl difenyl fosfat (EHDPP) 2 4 0,302 8 12 Tributoksietyl fosfat (TBEP) 5 10 0,810 6 12 Trikresyl fosfat (TCP) 1,1 1,5 0,0027 423 542 Trikloropropyl fosfat (TCPP) 3 6 1,7 2 3 Andre organofosfater 0,4 0,6 0,5 0,9 Sølv 4 9 15 0,3 0,6 Polyklorerte bifenyler Σ7(PCB) 0,02 0,03 0,01 2 3 Forskriftsbelagte Kadmium 0,7 0,96 1,15 0,6 0,8 Krom 22 47 62 0,4 0,8 Kobber 228 390 89,6 2,5 4,4 Kvikksølv 0,5 1,0 0,3 1,8 3,3 Nikkel 13 22 20 0,6 1,1 Bly 15 24 166 0,09 0,14 Sink 315 464 26 12 18 Som vi ser av tabell 5 viser det økotoksikologiske potensialet i avløpsslam at over halvparten av de miljøskadelige stoffene i avløpsslammet kan gi en mulig risiko for jordlevende organismer. For mange av komponentene er det økotoksikologiske potensiale for risiko relativt høyt (i betydningen av at PEC/PNEC>10). Dette gjelder bl. a. tetrabrombisfenol A, siloksan (D5), trikresylfosfat, triklosan for å nevne noen. 14

I praksis vil det ikke være mange situasjoner hvor man bruker ufortynnet avløpsslam. Som dekkmasse på deponier vet vi at det er brukt, men for slike anlegg er det naturligvis ikke noe vilkår at de skal kunne opprettholde et godt jordøkosystem. I tillegg vil dagens deponier også ha sigevannsoppsamling og overvåking, slik at eventuelle utslipp ville kunne oppdages og renses. Så tabell 5 må først og fremst ses på som et anslag på det økotoksikologiske potensialet i avløpsslam. I henhold til gjødselvareforskriften kan jordprodukter inneholde opptil 30% avløpsslam forutsatt at kravene til de forskriftspålagte parameterene overholdes. Dette er potensielt en varegruppe som kan innebære en mulig miljørisiko et røft estimat kan man få ved å dele risikokoeffisientene i tabell 5 med 3. 4.2 Risiko ved avløpsslam brukt i landbruket - enkeltstoffer Det største bruksområde for avløpsslam er som gjødselvare i landbruket. Når avløpsslam blir spredd på en åker vil det bli pløyd ned i øvre del av jordsmonnet og fordelt i plogsjiktet. Jordkonsentrasjonen av et gitt stoff som er i avløpsslammet blir derfor lavere i jorden enn konsentrasjonen i avløpsslammet ved at det blir fortynnet. VKM (2009) gjorde i sin rapport en bred gjennomgang av norske jordtyper for å tilpasse modellen for beregning av forventet jordkonsentrasjon, gitt under REACH, til norske forhold. Vi har derfor valgt å bruke de samme verdiene i modellen som VKM. Modellen forutsetter at avløpsslammet blir fordelt i plogsjiktet (de øverste 20 cm av jorden), at det er en tørr jord med egenvekt på 1200kg/m 3 og at det brukes slammengder innenfor gjødselvareforskriftens rammer (40 tonn pr. hektar). Forventet jordkonsentrasjon etter lovlig tilførsel av avløpsslam (predicted environmental concentration - PEC) er dermed beregnet med følgende formel: PEC jord Beregnet konsentrasjon i jord på tørrvektbasis [mg/kg jord tv] C jord Konsentrasjon i jord på tørrvektbasis [mg/kg jord tv] C slam Konsentrasjon i avløpsslam på tørrvektbasis [mg/kg slam tv] F Konverteringsfaktor mellom jord og slam Slam tilført Masse slam tilført på tørrvektbasis 4 [kg/m 2 ] RHO jord Egenvekt jord 1200 [kg/m 3 ] Jorddybde Dybde for slaminnblanding 0,2 [m] *tv: tørrvekt Utledet fra Equ. R16-50 ECHA env.exp.estimation Ved beregning av jordkonsentrasjon benyttet VKM gjennomsnittskonsentrasjonen målt i avløpsslam. I følge veiledning publisert under REACH skal man på denne typen data (hvor det er muligheter for store variasjoner i tid og rom) benytte 90%-persentilen. Dette fordi man risikerer å underestimere jordkonsentrasjonen ved å benytte gjennomsnittsverdien. Vi har derfor valgt å benytte begge utgangspunkt. Forventet jordkonsentrasjon (basert på gjennomsnitts- og 90% persentilkonsentrasjon i avløpsslam) av det enkelte stoff målt i avløpsslam når det blir tilført landbruksjord er gitt i tabell 6. 15

Tabell 6. Beregnede jordkonsentrasjoner ut fra gjennomsnittskonsentrasjon i avløpsslam og 90% persentilkonsentrasjoner, PNEC for stoffene samt risikokoeffisienter for alle stoffene Ikke forskriftsbelagte mg/kg mg/kg mg/kg Bisfenol A (BPA) 0,007 0,02 3,2 0,002 0,006 Tetrabrom Bisfenol A (TBBPA) 0,0006 0,0006 0,012 0,05 0,05 PentaBDE 0,0006 0,002 0,38 0,002 0,006 OctaBDE 0,00006 0,0001 20,9 0,000003 0,000007 DecaBDE 0,004 0,01 98 0,00004 0,00014 HBCD 0,0002 0,0003 5,9 0,00003 0,00006 HexBde 0,00008 0,0002 1,3 0,00006 0,0002 TetraBDE 0,0007 0,003 20,9 0,00003 0,00013 TriBDE 0,00003 0,0001 20,9 0,000001 0,000003 HeptaBDE 0,00002 0,0000 20,9 0,000001 0,000002 NonBDE 0,0002 0,0003 20,9 0,000008 0,00002 Siloksan (D5) 0,6 0,95 4,8 0,1 0,2 DEHP 0,9 1,4 13 0,07 0,1 Dodekylfenol (DDP) 0,5 0,8 0,078 7 10 Nonylfenoler 0,2 0,5 0,3 0,7 1,6 Oktylfenoler 0,0006 0,001 0,0067 0,10 0,2 Mellomkjede klorparafiner (MCCP) 0,04 0,1 10,6 0,004 0,01 Kortkjedede klorparafiner (SCCP) 0,02 0,06 1,76 0,01 0,03 Muskstoffer 0,2 0,3 0,31 0,6 1,1 Dibutylftalat (DBP) 0,01 0,02 2 0,006 0,01 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) 0,03 0,05 19,7 0,02 0,03 Ciprofloxacin 0,04 0,06 26 0,001 0,002 Perfluoroktansyre (PFOA) 0,00005 0,0001 0,16 0,0003 0,0005 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS) 0,0004 0,0004 0,373 0,001 0,001 Triklosan 0,02 0,04 0,06 0,4 0,6 Lineære alkylsulfonater (LAS) 14 23 35 0,4 0,7 Tridiklorfosfat (TDCP) 0,004 0,009 0,33 0,01 0,03 Trifenylfosfat (TPhP) 0,006 0,008 0,095 0,07 0,08 Etylheksyl difenyl fosfat (EHDPP) 0,04 0,06 0,302 0,13 0,2 Tributoksietyl fosfat (TBEP) 0,09 0,2 0,810 0,1 0,2 Trikresyl fosfat (TCP) 0,02 0,02 0,0027 7 9 Trikloropropyl fosfat (TCPP) 0,05 0,1 1,7 0,03 0,06 Andre organofosfater 0,006 0,01 0,009 0,02 Sølv 0,065 0,15 15 0,004 0,01 Polyklorerte bifenyler Σ7(PCB) 0,0003 0,0005 0,01 0,03 0,05 Forskriftsbelagte Kadmium 0,01 0,02 1,15 0,01 0,01 Krom 0,4 1 62 0,006 0,01 Kobber 4 7 89,6 0,04 0,07 Kvikksølv 0,009 0,02 0,3 0,03 0,06 Nikkel 0,2 0,4 50 0,004 0,007 Bly 0,2 0,4 166 0,001 0,002 Sink 5 8 26 0,20 0,3 Som vi ser i tabell 6 gir nonylfenol, dodekylfenol, muskstoffer, og TCP en beregnet risikokoeffisient større enn 1 om man tar utgangspunkt i 90%-persentilen. Nonylfenol er en strengt regulert forbindelse så det er å håpe at konsentrasjonen av dette stoffet vil gå ned i avløpsslam i årene som kommer. Stoffet er heller ikke veldig persistent, så eksponeringen som jordorganismer vil være utsatt for av nonylfenol vil være av begrenset varighet. For dodecylfenol er datagrunnlaget som nevnt usikkert. En egenskap ved stoffet som bør nevnes er at det i liten grad brytes ned i jord, og at det har et stort potensiale for å bioakkumulere i jordorganismer. Muskstoffer er også en gruppe som er regulert, og det er derfor å håpe at forekomst av disse stoffene vil bli redusert i avløpsslam i årene som kommer. Trikresylfosfat 16

gir en risikokoeffisient på 9, og med en sikkerhetsfaktor på 10 i beregning av PNEC, vil det bety at man er svært nær NOEC-verdien for dette stoffet i jord. Man kan dermed ikke utelukke at TCP kan være en risiko for jordmiljøet. 4.3 Risiko ved avløpsslam samlet belastning Tabell 2 over viser at avløpsslam inneholder en blanding av svært mange ulike stoffer. Dette understrekes av at et flertall av de miljøskadelige stoffene som er omfattet av denne rapporten påvises i alle prøver. Det betyr også at økosystemer som mottar avløpsslam ikke bare påvirkes av ett stoff, men av en blanding av ulike miljøskadelige stoffer. Det har de senere år blitt økt oppmerksomhet og bekymring for den såkalte "cocktaileffekten". Denne bekymring knytter seg til at noen (eller alle) av disse stoffene i en blanding kan virke sammen slik at effekten endres eller forsterkes i betydelig grad. I 2010 ble det publisert en omfattende rapport om både det vitenskaplige og det regulatoriske grunnlaget for slike blandingseffekter på bestilling fra EU-kommisjonen /DG environment, med tittelen The State of the Art Report on Mixture Toxicity (Kortenkamp et al., 2010). Rapporten konkluderer med at en vurdering kun på basis av enkeltstoffer for seg i situasjoner der økosystemer er eksponert for mange stoffer samtidig, vil kunne føre til en betydelig underestimering av risiko. Det konkluderes videre med at sannsynligheten for at additive effekter forekommer øker med et økende antall komponenter i blandingen. Den sier også at når det er mange stoff til stede sammen er sannsynligheten for at det er samvirkende effekter er større enn at det ikke er det. For jordøkosystemet brukes ofte PEC/PNEC vurderinger (som i denne rapporten) for å beskrive risiko. PNEC relaterer seg ikke til en gitt art, men til den mest følsomme arten og en sikkerhetsfaktor. Sikkerhetsfaktoren settes ut i fra hvor mange tester man har og hvor mange trofiske nivåer som er dekket med tester. PNEC utrykker dermed et konsentrasjonsnivå av et stoff som skal beskytte jordmiljøet. PNEC vil dermed ha den samme betydning for hvert enkelt stoff man har i en blanding, selv det konkrete konsentrasjonsnivået vil være forskjellig for ulike stoff. Dette tilsier at det for jordøkosystemet i en risikovurderingssammenheng gir mening i å addere sammen de ulike PEC/PNEC-koeffisientene når jorden tilføres en blanding av miljøskadelige stoffer. Vi har derfor utført en samlet beregning av det toksiske potensialet for de miljøskadelige stoffene som er målt i avløpsslam. Vi har benyttet en metode for beregning av additiv effekt av stoffblandinger som kalles konsentrasjonsaddisjonsmetoden. Denne metoden er anbefalt brukt av forfatterne av The State of the Art Report on Mixture Toxicity, og regnes som en robust metode som er mye brukt, og som har blitt validert for en rekke ulike blandinger i ulike systemer. Metoden er av Backhaus og Faust (2012) vist å være en pragmatisk og beskyttende tilnærming til samlet belastning, noe som også understøttes av SCHER, SCCS og SCENIHRs felles rapport " Toxicity and Assessment of Chemical Mixtures"(2012). Tabell 7 viser de summerte risikokoeffisientene for ufortynnet avløpslam. I tabellen har vi beregnet PEC/PNEC for alle de konsentrasjonsparameterene som er gitt i tabell 2 (minimum, maksimum, median, gjennomsnitt- og 90% persentilen). Vi har så skilt mellom de forskriftsbelagte og de ikke-forskriftsbelagte stoffene og summert disse gruppene hver for seg. 17

Tabell 7 Summerte PEC/PNEC-koeffisienter for ufortynnet avløpsslam Σ(PEC/PNEC) Parameter min maks median gj.snitt 90% persentil Forskriftsbelagte 1,4 110 16 18 28 Ikke forskriftsbelagte 167 5711 738 992 1468 Samlet 168 5821 754 1010 1497 I likhet med tabell 5 ser vi av tabell 7 at ufortynnet avløpsslam innebærer risiko. I tabell 8 under har vi gjort den samme beregning som over, dvs. vi har beregnet PEC/PNEC for alle konsentrasjonsparametrene (minimum, maksimum, median, gjennomsnitt- og 90% persentilen), men denne gangen med en fortynning lik den man kan forvente i landbruksjord. Vi har også i tabell 8 under skilt mellom forskriftsbelagte og ikke-forskriftsbelagte stoffer. Tabell 8. Risikokoeffisientene summert for de ulike konsentrasjonene som er målt i avløpsslam ved bruk på landbruksjord Σ(PEC/PNEC) Parameter min maks median gj.snitt 90% persentil Forskriftsbelagte 0,02 1,84 0,27 0,30 0,47 Ikke forskriftsbelagte 2,78 95,18 12,30 16,53 24,47 Samlet 2,80 97,01 12,57 16,83 24,94 Beregningene indikerer at det er de stoffene som ikke er forskriftsbelagt som utgjør den største samlede risiko for avløpsslam brukt i landbruket. Det må understrekes at beregnet risiko ikke er det samme som påvist effekt eller observerte skadevirkninger. Risikovurderingen har også muligheter for å overestimere risiko, særlig for de stoffene der vi ikke har tatt med målinger under deteksjonsgrensen i beregningene. Vi har derfor også beregnet mulig samlet risiko der vi tar bort alle de parametere som har en eller flere målinger under deteksjonsgrensen. For ufortynnet avløpsslam gir dette at samlet risiko for gjennomsnittskonsentrasjon og 90% -persentilen går ned til henholdsvis 565 og 760. For avløpsslam brukt til landbruksformål er tallene henholdsvis 9,4 og 13. Som nevnt tidligere vil høye sikkerhetsfaktorer gi lave PNEC-verdier. Det er derfor av interesse å se i hvor stor grad ulike sikkerhetsfaktorer kan påvirke den samlede risiko av målte stoffer i avløpsslam. Om vi ser bort fra stoffer der en eller flere målinger er under deteksjonsgrensen, og ser bort fra bruk av sikkerhetsfaktorer, blir samlet risiko for ufortynnet avløpsslam beregnet for gjennomsnittskonsentrasjonene 91 og for 90%-persentilen 133. De tilsvarende tall for avløpsslam brukt til landbruksformål er 1,5 og 2,2. Så selv om vi tar bort det som kan gi utslag i form av overestimering av risiko, har vi fortsatt en beregnet risiko. 4.4 Sekundær forgiftning ved bruk av avløpsslam 18

Miljøskadelige stoffer som spres i jord vil kunne tas opp av jordlevende organismer. Her er meitemark helt sentral for jordøkosystemet både i kraft av antall, økologiske rolle og fysiske størrelse. Meitemark som tar opp disse stoffene vil så igjen kunne bli spist av predatorer, for eksempel fugler. En slik mekanisme kalles sekundær forgiftning, og er viktig for å se hvordan stoffer kan oppføre seg oppover i næringskjeden. Opptak i meitemark avhenger særlig av to forhold hvor mye marken kan få i seg av stoffet og hvor bioakkumulerende dette stoffet er. Konsentrasjon i meitemark kan beregnes ved følgende formel: Equ. R16-75 ECHA env.exp.estimation Equ. R16-73 ECHA env.exp.estimation Equ. R16-74 ECHA env.exp.estimation Equ. R16-76 ECHA env.exp.estimation BCF meitemark Biokonsentrasjonsfaktor for meitemark på våtvektbasis C meitemark Konsentrasjon i meitemark på våtvektbasis [L/kg vv meitemark] [mg/kg vv meitemark] C porevann Konsentrasjon i porevann [mg/l] C jord Konsentrasjon i jord [mg/kg vv ] W meitemark Vekt av meitemarkvev [kg vv vev ] F mageinnhold Andel av vekt som utgjøres av mageinnholdet [kg vv /kg tv ] 0,1 CONV jord Konverteringsfaktor for jordkonsentrasjon våt-tørrvekt av jord [kg tv /kg vv ] 0,8 RHO jord Egenvekt jord [kg vv /m 3 ] 1200 F fast fase Andel elementer med fast fase i jord [m 3 /m 3 ] RHO fast fase Tetthet av fast fase [kg tv /m 3 ] 2500 K ow Oktanol/vann fordelingskoeffisient RHO meitemark Tetthet (masse) av meitemark. Satt til 1 [kg vv /L] 1 W mageinnhold Vekt av mageinnhold [kg vv ] (vv våt vekt) Og så blir det i henhold til veiledning under REACH: Estimere Koc fra Kow Equ. R16-71 ECHA env.exp.estimation Di Toro 1985 (se EPA - Soil Screening Guidance: 1996) K OW K OC Oktanol/vann fordelingskoeffisient Organisk karbon/vann fordelingskoeffisient Modellen for beregning av BCF meitemark understøttes av data for nøytrale organiske stoffer i jord, med log Kow i intervallet 3-8, og i vann for stoffer med log Kow i intervallet 1-6. Det 19

anbefales av REACH at den brukes i tilfeller der logkow ligger mellom 1 og 8, og det er rimelig å tro at den skal kunne brukes på stoffer med anda lavere log Kow (REACH veiledning s. 91). Den forventede konsentrasjonen av et stoff som en markspisende predator får i seg, vil være lik konsentrasjonen av stoffet som er i meitemark. Den benevnes med PECoral. På samme måte som tidligere kan vi beregne om det er risiko for predatoren ved å se om risikokoeffisienten PECoral/PNECpredator er større enn 1 (der PNECpredator er den høyeste konsentrasjonen av stoffet som ikke vil gi risiko for predatoren). Beregningen er basert på 90%-persentilen i avløpsslam gitt i tabell 2. Referanser for verdier vi har brukt for PNECpredator er gitt i vedlegg 2b. I tabell 9 har vi sammenstilt konsentrasjon i meitemark, PNECpredator samt risikokoeffisienten for alle stoffene. Tabell 9. Biokonsentrasjonsfaktor, oktanol/vann-forholdet, og organisk karbon/vannforholdet for stoffene i denne rapporten, samt beregning av konsentrasjon i meitemark, PNEC for predator og risikokoeffisienten for predator for alle stoffene i denne rapporten 20

Ikke forskriftsbelagte mg/kg mg/kg Bisfenol A (BPA) 7,9 3,4 1349 0,005 2,67 0,002 Tetrabrom Bisfenol A (TBBPA) 9533 5,9 49726 0,004 667 0,00001 PentaBDE 44585 6,57 908850 0,004 1 0,004 OctaBDE 23399 6,29 13630401 0,00009 6,7 0,00001 DecaBDE 22346 6,27 1665830 0,007 833 0,000008 HBCD 5061 5,625 338575 0,0012 5 0,0002 Siloksan (D5) 3383 5,45 16000 7 13 0,5 DEHP 1 7,5 6300000 0,1 17 0,006 Dodekylfenol (DDP) 165647 7,14 110000 39 3,3 12 Nonylfenoler 363 4,48 3300 2 10 0,2 Oktylfenoler 159 4,12 1250 0,006 10 0,0006 Mellomkjede klorparafiner (MCCP) 5,6 7 588844 0,009 10 0,0009 Kortkjedede klorparafiner (SCCP) 11,4 6 199500 0,004 5,5 0,0008 Muskstoffer 2705 5,35 27250 1,1 2,15 0,5 Dibutylftalat (DBP) 447 4,57 6340 0,06 104 0,001 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS) 911 4,4 580 0,02 0,013 1,6 Triklosan 691 4,76 832 1,06 33,3 0,03 Tridiklorfosfat (TDCP) 60 3,69 1780 0,01 3,3 0,003 Etylheksyl difenyl fosfat (EHDPP) 6445 5,73 9499 1,3 1,1 1,2 Trikresyl fosfat (TCP) 1547 5,11 4720 0,3 1,7 0,2 Trikloropropyl fosfat (TCPP) 6,6 2,68 174 0,1 11,6 0,01 Forskriftsbelagte BAF Kd* Kadmium 15 280 0,03 0,16 0,2 Krom 0,16 7943 0,06 1468 0,00004 Kobber 0,16 501 0,6 1,4 0,4 Kvikksølv 0,34 6310 0,001 0,4 0,003 Nikkel 0,3 26 0,2 8,5 0,02 Bly 0,03 15849 0,03 3,6 0,008 * Koc og BCF er byttet ut med BAF of Kd for metaller, da de første ikke er relevante for metaller. K d Dissosiasjonskonstant BAF Bioakkumulasjonsfaktor Som vi ser av tabellen gir PFOS, EHDPP og DDP en beregnet risiko alene om marken blir spist av predator. Som vi ser i tabell 9 er det færre stoffer i tabell 9 enn i tabell 2 da vi ikke har klart å beregne sekundær forgiftning for alle stoffene i tabell 2. Dette skyldes at det for enkelte stoffer ikke har vært mulig å fremskaffe data på alle de parameterene som formelen krever. I praksis vil dette kunne bety at den beregnede risiko for sekundæreffekter som følge av spredning av avløpsslam kan være underestimert. Men igjen er det et viktig poeng at den markspisende predatoren blir utsatt for alle stoffene som er i meitemarken. For predatorer har vi beregnet en samvirkende risiko basert på additivitet fordelt på de forskriftsbelagte og ikke-forskriftsbelagte stoffene. Dette er gitt i tabell 10. Som tabellen viser er det en beregnet samvirkende risiko for predatoren. En summering av stoffer som ikke er forskriftsbelagt gjennom gjødselvareforskriften gir risikokoeffisient på 16. Det meste av dette utgjøres av DDP. Dataene for DDP er som tidligere nevnt usikre. Men selv om DDP utelates helt fra beregningen er det fortsatt en beregnet risiko for predatorer. Tabell 10 Summert risiko for predatorer som spiser meitemark som er fra landbruksjord som har fått tilført avløpsslam 21

Σ(PEC/PNEC) Parameter gj.snitt 90% persentil Forskriftsbelagte 0,39 0,63 Ikke forskriftsbelagte 11,17 16,14 Samlet 11,56 16,77 Som for additiv risiko for jordøkosystemet, er det også i forhold til predatorer de stoffene som ikke er forskriftsbelagt som utgjør det største bidraget til risikokoeffisienten. Det må igjen understrekes at beregnet risiko ikke er det samme som påviste effekter eller målte skadevirkninger. Som for risikoberegningene av ufortynnet avløpsslam og avløpsslam brukt i landbruket, har vi også for predatorer fjernet alle parametere der en eller flere av målingene er under deteksjonsgrensen. Additativ risikokoeffisient blir da redusert til 3,7 for gjennomsnittskonsentrasjonen og til 4,6 for 90%-persentilen. 22

Referanser 2009, Chemical evaluation of contaminants in wastewater effluents and the environmental risk of reusing effluents in agriculture. Ivan Muñoz, María José Gómez-Ramos, Ana Agüera, Amadeo R. Fernández-Alba, Juan Francisco García-Reyes, Antonio Molina-Díaz. Trends in Analytical Chemistry, Volume 28, Issue 6, June 2009, Pages 676-694 Aquateam (2007) Oppdatering av bakgrunnsdata og forslag til nye normverdier for forurenset grunn, rapport nr: 06-039. Backhaus og Faust (2012) Predictive environmental risk assessment of chemical mixtures: a conceptual framework. Environmental Science and Technology 46 (5), s 2564 2573. Colin T.R. Darling, Vernon G. Thomas (2004) Lead bioaccumulation in earthworms, Lumbricus terrestris, from exposure to lead compounds of differing solubility. Science of the Total Environment 346 (2005) 70 80 CSTEE (2002) SCIENTIFIC COMMITTEE ON TOXICITY, ECOTOXICITY AND THE ENVIRONMENt. Opinion on the results of the Risk Assessment of: Diphenyl ether, octabromo derivative Environmental and Human Health Part. Brussels,C2/AST/csteeop/Octabromo Hum & Env 31102002/D(02) Draft Toxicological Intake Values for Priority Contaminants in Soil, New Zealand Ministry for the Environment. http://www.mfe.govt.nz/publications/land/draft-toxicological-intakevalues/page2.4.html ECHA (2010) Guidance on information requirements and chemical safety assessment Chapter R.16: Environmental Exposure Estimation. Version 2, May 2010. Reference: ECHA-10-G- 06-EN Environment Agency (2005) Environmental risk evaluation report: 2-Ethylhexyl diphenyl phosphate (CAS no. 1241-94-7). Product code: SCHO0809BQTY-E-P Environment Agency (2005) Environmental risk evaluation report: 4-tert-Octylphenol, ISBN: 1 84432 410 9 Environment Agency (2005) Environmental risk evaluation report: PERFLUOROOCTANESULPHONATE (PFOS). Environment Agency (2007) Environmental risk evaluation report: para-c12-alkylphenols (dodecylphenol and tetrapropenylphenol), ISBN: 978-1-84432-789-8 Environment Agency (2009) Environmental risk evaluation report: Decabromodiphenyl ether, ISBN: 978-1-84911-112-6 Environment Agency (2009) Environmental risk evaluation report: Decamethylcyclopentasiloxane, ISBN: 978-1-84911-029-7 Environment Agency (2009) Environmental risk evaluation report: Tricresyl phosphate (TCP) (CAS no. 1330-78-5) 23

Environmental Agency (2009) Environmental risk evaluation report: 2-Ethylhexyl diphenyl phosphate (CAS no. 1241-94-7) Environmental Restoration Division (1999) BIOACCUMULATION AND BIOCONCENTRATION SCREENING (HAZWRAP) http://www.srs.gov/general/programs/soil/ffa/rdh/p74.pdf EPA (1994) Soil screening guidance: Technical Background Document. EPA/540/R95/128. Second edition 1996. EPA (2005) PARTITION COEFFICIENTS FOR METALS IN SURFACE WATER, SOIL, AND WASTE, EPA/600/R-05/074 EPA, Integrated Risk Information System, http://www.epa.gov/iris/subst/0028.htm EURAS (2000) European Union Risk Assessment Report, diphenol ether, pentabromo derivative, Final report, August 2000. CAS No: 32534-81-9 EURAS (2002) European Union Risk Assessment Report, 4-nonylphenol (branched) and nonylphenol, Final report, 2002. CAS No: 84852-15-3 and 25154-52-3 EURAS (2002) European Union Risk Assessment Report, bis(pentabromophenyl) ether, Final report, July 2002. CAS No: 1163-19-5 EURAS (2003) European Union Risk Assessment Report, dibutyl phthalate, Final report, with addendum 2004. CAS No: 84-74-2 EURAS (2003) European Union Risk Assessment Report, diphenyl ether, octabromo derivative, Final report. CAS No: 32536-52-0 EURAS (2007) 2,2,6,6 -TETRABROMO-4,4 -ISOPROPYLIDENE DIPHENOL (TETRABROMOBISPHENOL-A), Draft version June 2007, Cas no 79-94-7 EURAS (2007) European Union Risk Assessment Report, alkanes c10-13 chloro, draft addendum, August 2007. CAS No: 85535-85-9 EURAS (2007) European Union Risk Assessment Report, Cadmium metal CAS No: 7440-43- 9 EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report TRIS(2-CHLORO-1- METHYLETHYL) PHOSPHATE (TCPP) CAS No: 13674-84-5 EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report, alkanes c10-13 chloro, addendum, 2008. CAS No: 85535-84-8 EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report, Hexabromocyclododecane, Final report, May 2008. CAS No: 25637-99-4 EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report, Lead metal, Draft report, April 2008. CAS No: 7439-92-1. 24

EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report, Coal-tar pitch, high temperature, Summary report, May 2008. CAS No: 65996-93-2. EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report, Tris[2-chloro-1- (chloromethyl)ethyl] phosphate (TDCP), Final report, May 2008. CAS No: 13674-87-8 EURAS (2008) European Union Risk Assessment Report: NICKEL AND NICKEL COMPOUNDS. Final version May 2008. Cas no. 7440-02-0 EURAS (2009) European Union Risk Assessment Report TRIS (2-CHLOROETHYL) PHOSPHATE, TCEP, CAS-No.: 115-96-8. EURAS (2009) European Union Risk Assessment Report, Tris(2-chloroethyl) phosphate (TCEP), Final report, July 2009. CAS No: 115-96-8 EURAS (2010) European Union Risk Assessment Report 4,4'- ISOPROPYLIDENEDIPHENOL (BISPHENOL-A) CAS No: 80-05-7. Euro-Chlor (2004) Voluntary risk assessment, Mercury, http://www.bvsde.paho.org/bvsacd/acqua/dolf.pdf European Chemicals Bureau (2005) Risk-Assessment Report Vol.53, 2005 on sodium chromate, CAS#: 7775-11-3, Publication: EUR 21508 EN. European Chemicals Bureau (2008) Summary Risk-Assessment Report Vol.80, 2008 on BIS (2-ETHYLHEXYL) PHTHALATE (DEHP), CAS#: 117-81-7, Publication: EUR 23384 EN/2. European Copper Institute (2008) Voluntary Risk Assessment. Copper Environmental Effects Chapter 3.2. Part 2. Draft Risk assessment report. March 2008. Ferrey, M. AND J. T. WILSON. Extent of Sorption and Biodegradability of Perfluorooctanoic Acid (PFOA) and Perfluorooctanesulfonic acid (PFOS) in Aquifer Sediment (Maryland). Presented at The 10th International In Situ and On-site Bioremediation Symposium, Baltimore, MD, May 05-08, 2009. http://cfpub.epa.gov/si/si_public_record_report.cfm?direntryid=209564 HERA (2004) Polycyclic musks AHTN (CAS 1506-02-1) and HHCB (CAS 1222-05-05). Version 2.0. Human & Environmental Risk Assessment on ingredients of Household Cleaning Products. HERA (2007) LAS, Linear Alkylbenzene Sulphonate. Version 3.0. Human & Environmental Risk Assessment on ingredients of Household Cleaning Products. IUCLID Robust summaries, no 201-14618B, 2003. CAS No. 2528-36-1 Dibutyl Phenyl Phosphatehttp://www.epa.gov/HPV/pubs/summaries/dbpp/c14618rs.pdf Klif (2008), Screening of perlfuorinated organic compounds at four fire station training facilities in Norway (TA-2444) Klif (2010), Environmental screening of selected new brominated flame retardants and polyfluorinated compounds 2009 (TA-2625) 25