sou · GOB353d1 · 2001-01-01 00:00:00 — Det finns dock anledning att redan här framhålla att det finns ett mycket omfattande behov av att vidareutveckla och förnya testmetoder för bestämning av hur långlivade och bioackumulerbara organiska ämnen är, som testdata i stor utsträckning saknas för de flesta ämnen som är i användning och därför måste tas fram (se kapitel 4). Det vore t.ex. önskvärt att med en internationellt vedertagen standardiserad metod experimentellt kunna bestämma ett ämnes halveringstid i ett visst slag av markmiljö i ett visst klimat, och likaså att kunna bestämma ett ämnes bioackumulerbarhet i landmiljö, såsom vid upptag i växtätare (se avsnitt 9.1.2). Eftersom standardiserade testmetoder har många begränsningar kan det ofta finnas skäl att väga in resultat även från andra vetenskapliga studier för att bedöma om ämnen är så långlivade och bioackumul- erande att de bör fasas ut. Fältstudier och andra vetenskapliga studier av ämnens nedbrytbarhet tar ofta större hänsyn till ämnens fördelning mellan olika miljömedier än vad standardiserade testmetoder gör. Det kan därför finnas goda skäl att ta hänsyn även till dessa slag av studier när ett ämnes uppträdande i miljön skall avgöras. Likaså kan det finnas skäl att ta hänsyn till vetenskapliga studier, samt screeningundersökningar och miljöövervakning, som visar att av människan framställda organiska ämnen förekommer i djur eller i människor, när det gäller att avgöra huruvida ämnen är bioackumul- erande. Som alternativ till tids- och kostnadskrävande experimentella studier finns även vissa möjligheter att genom beräkning med hjälp av s.k. struktur-aktivitets-modeller uppskatta hur långlivade och bioackumul- erbara ämnen är. Det finns beräkningsmodeller som har till syfte att förutsäga om ämnen är lättnedbrytbara eller ej (se bilaga 3). Inom EU (TGD, 1996) rekommenderas dock att resultat från dessa endast beaktas om de tolkas konservativt, dvs. att ämnen som modellerna anger som svårned- brytbara också betraktas som sådana, medan man inte kan använda 116 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... modellerna för att identifiera de ämnen som skall betraktas som lättnedbrytbara. Det är också utredningens bedömning att de beräkningsmodeller för lättnedbrytbarhet som finns tillgängliga inte skall användas för att avgöra huruvida ämnen är så långlivade att de bör fasas ut eller inte. För uppskattning av halveringstider som resultat av mikrobiologisk nedbrytning finns det inga standardiserade beräkningsmodeller. När BCF är okänd kan den för fettlösliga ämnen uppskattas med utgångspunkt från fördelningskoefficienten (Kow) mellan det organiska lösningsmedlet oktanol och vatten. För biotillgängliga, fettlösliga och neutrala organiska ämnen anses överensstämmelsen mellan uppmätta och uppskattade värden vara mycket god i log Kow-intervallet 1 till 7 (se bilaga 3). Enligt utredningens bedömning kan det därför vara motiverat att för sådana ämnen använda uppskattade BCF-värden. Utredningen ser dock betydande behov av vidare utveckling och forsk- ning på dessa områden (se avsnitt 9.1). Det är önskvärt att framtida klassificering av kemiska ämnen till en del kommer att kunna baseras på väl validerade modeller. Behovet av dessa verktyg för klassificering är särskilt stort för bedömning av existerande ämnen. 5.1.3.1Nedbrytning i vattenmiljö föreslås avgöra om ett ämne är långlivat En grundläggande komplikation när man skall avgöra huruvida organiska ämnen är långlivade eller inte, är att de kan fördela sig mellan flera olika miljömedier, såsom mark, vatten och luft. Där kan deras nedbrytning dessutom variera med många olika faktorer (se bilaga 3). Enligt utredningens bedömning är det svårt att förena en strategi för starkt förenklad riskbedömning med en definition av kriterier för persistens som fullt ut tar hänsyn till ämnens fördelning och nedbrytbarhet i olika miljömedier under olika förhållanden. förefaller i stället tillgängliga, standardiserade, internationellt vedertagna testmetoder vara den lämp- ligaste utgångspunkten när man skall avgöra om ett bioackumulerande ämne är så långlivat att det bör fasas ut. Dagens internationellt vedertagna, standardiserade metoder för att bestämma organiska ämnens nedbrytbarhet är dels de enklare testen av lättnedbrytbarhet () och strukturellt betingad, eller potentiell, nedbrytbarhet (Inherent Biodegradability), och dels de s.k. simuleringstest som bestämmer ämnens halveringstider under mer naturliga förhållanden (se bilaga 3). Enligt utredningens uppfattning är Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... det mer relevant att ange ämnens nedbrytbarhet som halveringstider än att laborera enbart med den upplösning på resultaten som ges av de enklare testerna. Ett simuleringstest ligger närmare den verkliga nedbrytningssituationen i miljön än de enklare testerna, och är också mer komplicerat att utföra. Flera simuleringstester har implementerats inom ramen för ISO- systemet (se avsnitt 8.6.1 för information om ISO). Exempelvis avser ISO 11734 nedbrytning under syrefria förhållanden och ISO 14592 nedbrytning i ytvatten. Ytterligare simuleringstest, bl.a. för nedbrytning i sediment, är under utveckling. riktlinjer för testning innehåller ett simuleringstest, 303A. Detta simulerar dock nedbrytning under de förhållanden som råder i avloppsslam, och resultat från detta test kan inte överföras till att gälla för naturliga vatten. Resultat från detta test anses inte heller kunna utgöra underlag vid klassificering av organiska ämnen. Inom arbetar man med att inlemma ytterligare simuleringstester i sina riktlinjer för testning. Ämnen som bryts ned i vattenmiljö kan anses brytas ned på liknande sätt i mark, under förutsättning att tillgången på vatten och syre är tillräcklig och att temperaturen tillåter nedbrytning. Environ- mental () tillämpar i princip samma betraktelse- sätt när det gäller screening av ämnens egenskaper (EPA, 1999b), men framhåller att nedbrytningen är långsammare i sediment under syrefria förhållanden. Resultat från nedbrytbarhetstester i vattenmiljö bör därför kunna anses vara tillämpliga även för landmiljön, i brist på standardiserade tester för andra miljömedier. Detta bör dock inte utesluta att hänsyn tas till resultat från andra tillförlitliga, vetenskapliga studier av ämnens nedbrytbarhet, exempelvis i mark, som underlag för bedömning av ämnens persistens, eller att denna rekommendation omprövas i takt med att nya testmetoder tas fram. Dagens metoder för uppskattning av ämnens nedbrytbarhet med hjälp av beräkningsmodeller är emellertid inte tillräckligt tillförlitliga för att resultat från sådana uppskattningar skall kunna avgöra om ett ämne kan vara långlivat eller inte (se bilaga 3). För nedbrytning av ämnen i luft finns det inga standardiserade, internationellt vedertagna tester. I stället används i allmänhet upp- skattade värden. Utredningen ser det inte som meningsfullt att föreslå egna kriterier för nedbrytbarhet i luft, utan menar att man inom EU bör tillämpa de kriterier som överenskommes inom ramen för internationella konventioner såsom CLRTAP (se avsnitt 8.2.3). 118 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... Vi föreslår sammanfattningsvis att i första hand standardiserade, inter- nationellt vedertagna testmetoder som ger information om ämnens halveringstider används för att bestämma när ett ämne är så långlivat att det bör omfattas av krav på utfasning enligt utredningens kriterier. Som komplement till dessa, eller i brist på resultat från sådana test, bör andra vetenskapliga resultat som kan bedömas som tillförlitliga kunna användas. Uppskattade värden bör inte accepteras som godtagbar information om hur långlivade ämnen är. 5.1.3.2Biokoncentrationsvärden för vattenmiljö föreslås avgöra om ett ämne är bioackumulerande. De standardiserade, internationellt vedertagna testmetoder som finns att tillgå för att få ett experimentellt värde på ämnens bio- ackumulerbarhet bygger på att ämnenas biokoncentrationsfaktorer (BCF) bestäms för vattenlevande organismer, vanligtvis fisk (se bilaga 3). De kriterier som kan föreslås kan således enbart basera sig på testresultat från vattenmiljö. Det kan dock finnas anledning att väga in resultat rörande ämnens bioackumulering även från andra vetenskapliga studier, exempelvis rörande landmiljö, i överväganden av utfasning. Sådana resultat kan innefatta uppgifter insamlade inom ramen för miljöövervakning samt screening-undersökningar (se avsnitt 9.2). Det finns därutöver skäl att närmare studera möjligheten att utveckla testmetoder som mäter bioackumulering även i landmiljö (se avsnitt 9.1.2). Bioackumulerande ämnen är oftast fettlösliga, och måste vara tillgäng- liga för upptag i organismer. Det finns beräkningsmodeller (QSAR) som kan uppskatta organiska ämnens biokoncentrationsfaktor med god precision utifrån uppgifter om deras fettlöslighet och andra egenskaper såsom molekylstorlek (Sijm m.fl., 1999). Biotillgängliga ämnen kan dock även vara bioackumulerande på grund- val av andra egenskaper än deras fettlöslighet. De kan exempelvis binda sig till makromolekyler, såsom proteiner, i organismer. Enligt utredningens mening kan vetenskapliga studier av sådana förhållanden utgöra en grund för att avgöra om ett ämne är tillräckligt bioackumul- erande för att omfattas av krav på utfasning. Vi föreslår sammanfattningsvis att i första hand standardiserade, internationellt vedertagna testmetoder används för att bestämma när ett ämne är så bioackumulerande att det bör omfattas av krav på utfasning enligt utredningens kriterier. Som komplement till dessa, eller i brist på resultat från sådana test, bör andra vetenskapliga resultat kunna Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... användas, liksom resultat från miljöövervakning och screening- undersökningar, som kan bedömas som tillförlitliga. Även värden upp- skattade med utgångspunkt från ämnens fettlöslighet, enligt inter- nationellt vedertagna beräkningsmetoder, bör kunna accepteras som godtagbar information om i vilken grad biotillgängliga ämnen är bio- ackumulerande (se bilaga 3). Experimentellt bestämda BCF-värden skall dock alltid ha företräde framför uppskattade värden. 120 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... 5.1.4Förslag till utfasningskriterier för egenskapen långlivad hos ämnen Utredningens bedömning och förslag Utredningen bedömer att det är allvarligare att ett biotillgängligt ämne är långlivat än att det är bioackumulerande, eftersom: ·ett långlivat ämne ger upphov till långvarig exponering, och det finns risk för att oförutsedda effekter manifesterar sig , ·det finns risk för att långlivade ämnen transporteras till miljöer långt ifrån produktionsplatsen, ·det tar att få ned halterna i miljön av ett långlivat ämne sedan tillförseln stoppats. ·att ett ämne är att betrakta som oacceptabelt långlivat om dess halveringstid är längre än i simuleringstest . Utredningen föreslår dessutom i enlighet med kapitel 6: ·att det angivna utfasningskriteriet skall gälla för nya ämnen och för existerande ämnen , ·att utfasningskriteriet en längre halveringstid än i simuleringstest skall gälla för existerande ämnen . De ovanstående kriterierna föreslås gälla endast i kombination med de utfasningskriterier för bioackumulerbarhet som föreslås i avsnitt 5.1.5. På många områden där kemikalier används är det en önskvärd egen- skap att kemiska ämnen är långlivade. Detta gäller särskilt kemiska ämnen som ingår i material avsedda att bestå , såsom byggnadsmaterial samt färger och andra ytbehandlingsmedel. Men även för bekämpningsmedel såsom DDT ses det ännu som en fördel, i de områden där medlet fortfarande används2, att ämnet är långlivat, så att behandlingen är varaktig och inte behöver upprepas så ofta. 2 DDT används framför allt i tropiska regioner, där det ännu inte finns bättre alternativ i bekämpningen av vissa sjukdomsbärande insekter, såsom malariamyggor och tsetseflugor. Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... Att ett ämne är långlivat medför dock även en risk för långvarig exponering. Detta innebär att ett långlivat ämne, om det är bioackumulerande, kan vara tillgängligt för upptag i organismer. Detta kan leda till att oförutsedda effekter manifesterar sig. Dessa kan vara svåra att motverka, eftersom det tar att få ned halterna av ett långlivat ämne i miljön sedan tillförseln stoppats. Bland oförutsedda toxiska effekter av långlivade ämne kan finnas samverkande och additiva effekter till- sammans med andra ämnen. Det kan också röra sig om effekter såsom kronisk lågdostoxicitet. Långlivade ämnen kan också komma att spridas till miljöer långt ifrån produktionsstället, med exempelvis vatten, vindar och varor. Det kan finnas skäl att överväga huruvida långlivade, av människan framställda, organiska ämnen kan vara oönskade i miljön även om de inte är bioackumulerande. De kan ha andra egenskaper, förutom persistens, som medför möjliga, framtida risker även om giftigheten inte är känd. En sådan egenskap kan vara att de är mycket lättrörliga3 i miljön, vilket bidrar till en ytterligare förhöjd risk för exponering. Ett exempel på ett sådant ämne, vars giftighet dock är dokumenterad, är växtbekämpningsmedlet atrazin, vilket ofta återfinns i grundvattenprover trots att det inte fått säljas i . Sådana fynd är likaså vanliga i stora delar av övriga och . Dessutom kan atrazin påvisas i arktisk miljö (Chernyak m.fl., 1996). 5.1.4.1När skall ett ämne anses vara långlivat i miljön? Utgångspunkter för överväganden om persistens kan vara i vilken mängd ett ämne kan förväntas kvarstanna i en miljö i förhållande till risken för att ämnet orsakar någon slags skada i miljön, samt hur det tar för ämnet att klinga av sedan tillförseln avbrutits. Skaderisken för ett ämne i miljön är emellertid mycket svår att uppskatta, i synnerhet för ett ämne vars eventuella giftverkningar inte är kända. Men tanken bakom det generella angreppssätt som ligger bakom utredningens uppdrag är ju, såsom tidigare framgått, att vidta begränsningsåtgärder bl.a. mot ämnen som är långlivade och bioackumulerbara, utan att deras eventuella giftverkningar behöver vara kända. Utredningen gör därför bedömningen att utgångspunkten skall vara att det inte bör finnas risk 3 Att ett ämne är lättrörligt innebär här att det med lätthet kan spridas genom att det transporteras med exempelvis vatten och luft, och att det inte finns några mekanismer (såsom adsorption i mark) som i betydande utsträckning hindrar sådan transport. 122 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... för att ett bioackumulerbart ämne som tillförs miljön har en för lång bromssträcka, dvs. att ämnets avklingningstid i miljön sedan tillförseln upphört inte bör vara för lång. Ett ämnes halveringstid i miljön avgör både hur stor mängd av ämnet som kvarstannar i miljön vid en viss tillförsel (m.fl., 1999) och hur lång bromssträckan är sedan tillförseln upphört. Man bör vara medveten om att följande sätt att uppskatta halverings- tider och avklingningstider med nödvändighet är förenklat. Men resonemanget bör ändå kunna vara berättigat som underlag för den översiktliga diskussion av ämnens nedbrytbarhet i miljön som krävs för att ett generellt kriterium för persistens skall kunna föreslås. Figur 5.1 Upplagring i miljön samt bromssträcka för ämnen med olika nedbrytning. Kurvorna visar den genomsnittliga upplagringen med tiden i en viss miljö av ett ämne som tillförs i samma mängd under , och som bryts ned med en hastighet motsvarande 40 (övre linje), 50 (mellanliggande linje) respektive (undre linje) per år.4 avbryts tillförseln, och ämnet klingar av med olika hastighet beroende . Det mörknande fältet symboliserar skaderisken, vilken ökar med ökande mängd som finns upplagrad i miljön (se vidare diskussion i text). 4 Återstoden adderas till nytillskottet. Efter uppnås en steady state-nivå. Beroende på hur tillförseln sker , och hur ned- brytningen varierar , får processen i verkligheten ett avsevärt mycket mer dynamiskt förlopp än vad kurvorna visar (se t.ex. m.fl., 1999). Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... Den genomsnittliga upplagringen i en viss miljö av ett ämne som i denna miljö tillförs i samma mängd under , och bryts ned med 40, framgår av exemplen i figur 5.1. Dessa nedbrytningssiffror motsvarar halveringstider i miljön på cirka 69, . I exemplen avbryts tillförseln , och ämnet klingar av med olika hastighet beroende . Ett ämne som bryts ned kommer att nå en nivå i miljön motsvarande ca 1,5 gånger en årlig tillförsel. När tillförseln upphör tar det innan nivån i miljön sjunkit , och innan nivån i miljön sjunkit . Ett ämne som bryts ned kommer att nå en nivå i miljön ungefär motsvarande en årlig tillförsel. När till- förseln upphör tar det innan nivån i miljön sjunkit , och innan nivån i miljön sjunkit . Ett ämne som bryts ned kommer att nå en nivå i miljön motsvarande ca två tredjedelar av en årlig till- försel. När tillförseln upphör tar det innan nivån i miljön sjunkit , och innan nivån i miljön sjunkit . Utredningens bedömning är att för ett ämne som bryts ned med under loppet av , dvs. har en halveringstid i miljön , blir bromssträckan tillräckligt kort (bryts ned ). Ämnen som inte faller för detta persistenskriterium skall då relativt snabbt kunna elimineras från miljön om deras använd- ning måste begränsas t.ex. på grund av att allvarliga men oförutsebara toxiska effekter upptäcks. Det valda kriteriet för persistens, att halveringstiden i miljön skall vara högst , kan jämföras med beräknade halveringstiderna i vattenmiljö för lindan och PCB, som är (Beyer m.fl., 2000). försvinner således av en viss mängd av ämnena från miljön (se figur 5.2). 124 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... Figur 5.2 Nedbrytning av olika ämnen i vatten. Kurvorna visar den genomsnittliga nedbrytningen med tiden i vattenmiljö av PCB (övre linje), av lindan (mellanliggande linje) samt av ett ämne som bryts ned med en hastighet som motsvarar den som av utredningen föreslås vara den lägsta acceptabla (nedre linje) i sitt kriterium för långlivade ämnen. Det kan dock här återigen finnas anledning att framhålla att resone- manget bygger på förenklade antaganden. Man bör exempelvis vara medveten om att halveringstiden för ett givet ämne i miljön kan vara mycket variabel, vilket inte tas hänsyn till i av våra överväganden ovan. Nedbrytningen av PCB kan exempelvis vara betydligt långsammare än vad som antyds i figur 5.2, beroende på att PCB till största delen för- delas till delar av miljön där det är mindre åtkomligt för nedbrytande processer. 5.1.4.2Vilken halveringstid i simuleringstest motsvarar en halveringstid i ett nordeuropeiskt klimat? Enligt utredningens mening måste hänsyn tas till att ämnen kan ha högre persistens, dvs. brytas ned långsammare, i nordliga områden i exempelvis , där klimatförhållanden för nedbrytning av organiska ämnen kan vara ogynnsamma. Liknande överväganden görs i samband med omarbetningen av EG:s biociddirektiv (Braunschweiler & Koivisto, 2000, se även bilaga 3). När det gäller ämnen som kan spridas med varor och produkter kan man inte okritiskt tillåta sådana ämnen som i ett klimat lätt bryts ner om de frisätts från varorna de ingår i, men i ett annat klimat uppträder som svårnedbrytbara. Även försiktighetsprincipen motiverar att man beaktar Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... organiska ämnens olika nedbrytbarhet under exempelvis olika klimatförhållanden. Här gäller det att finna en lämplig avvägning mellan förväntad nedbrytbarhet under vissa klimatförhållanden och i vilka klimat som man kan förvänta sig att varor sprids i en sådan omfattning att ämnen som ingår i varorna kan förväntas leda till exponering för människa och miljö om de är persistenta och bioackumulerande och om de avges från varorna under användning eller i avfallsledet. Eftersom utredningen föreslår att organiska ämnens persistens i miljön skall kunna avgöras med utgångspunkt från experimentella test utförda under standardiserade förhållanden, krävs att ett visst krav på en högsta halveringstid i en given miljö kan översättas till en motsvarande halveringstid exempelvis i ett simuleringstest . Halveringstiden för mikrobiell nedbrytning påverkas bl.a. av tempera- turen, som i nordliga klimat kan anses vara begränsande. har föreslagit att man borde utgå från temp- eratursumman över året när man diskuterar nedbrytbarheten av växt- skyddsmedel i olika klimatzoner (Seppälä, 1999). Årstemperatursumman är summan av alla dygnsmedeltemperaturer som under loppet av överstiger ett visst brytvärde5. Om man utgår från den årliga temperatursumman beräknad för skogstillväxt som ges av klimatet i (, 1994)6, och uppskattar mot- svarande årstemperatursumma för mikrobiell aktivitet, finner man att ett ämne som i detta klimat har en halveringstid bör ha en halveringstid . Kemikalieinspektionen gör med utgångspunkt från årsmedeltempera- turen (i ) en liknande uppskattning av halveringstider för växtskyddsmedel i jordbruksmark, under antagandet att halv- eringstiden halveras vid en temperaturhöjning på . De båda beräkningssätten ger med utgångspunkt från denna klimatzon väl över- ensstämmande resultat. Årstemperatursumman ger dock sannolikt ge en bättre uppskattning än årsmedeltemperaturen av klimatet i ett visst område. 5Begreppet temperatursumma är etablerat bl.a. inom skogliga vetenskaper, där brytvärdet för tillväxt av skog anses vara , och den årliga tillväxten är proportionell mot årstemperatursumman. För mikrobiell aktivitet i exempelvis mark, vilken på ett liknande sätt kan förväntas vara proportionell mot års- temperatursumman, torde ett lämpligt brytvärde vara eller strax därunder. 6samt opublicerat material från . 126 Förslag till kriterier för utfasning av ämnen med särskilt..... Det bör dock framhållas att både årsmedeltemperaturer och årstemp- eratursummor vanligtvis är baserade på meteorologiska data där temp- eraturerna är uppmätta ovan marknivån. Temperaturen vid och under markytan är under tillväxtsäsongen vanligtvis lägre än vad som anges av meteorologiska data (, 1997). Även i ytvatten kan lägre temperaturer förväntas (, 1998) och i sediment mycket lägre. I miljön varierar dessutom den mikrobiella aktiviteten, och därmed nedbrytningen, starkt även med olika andra betingelser (se bilaga 3), vilket det inte är möjligt att ta särskild hänsyn till när man ställer upp enkla kriterier. Ett persistenskriterium som innebär att halveringstiden för ett ämne i ett simuleringstest inte får överstiga (motsvarande en halveringstid i en miljö med klimat) förutsätter att förhållandena för nedbrytning i miljön alltid är de bästa möjliga vid en given temperatur, och dessutom att temperatur- förhållandena i mark är liknande de som råder i luft. En sådan utgångs- punkt kan kanske i viss mån vara motiverad när man avser exempelvis nedbrytningen av växtskyddsmedel i jordbruksmark. Men när man avser ämnen som på ett mer diffust sätt sprids till flera miljöer av olika karaktär är det inte lika motiverat att utgå ifrån att det alltid finns möjligheter för mikrobiell nedbrytning i dessa miljöer, och att den alltid sker under optimala betingelser. Dessutom bör man ta hänsyn även till ett nordligare klimat än det som karaktäriserar – detta med tanke på att områdena exempelvis längs åtminstone för svenska förhållanden är relativt tättbefolkade och föremål för varuflöden av motsvarande omfattning. Därför bör en lägre tidsgräns för högsta acceptabla halveringstid i simuleringstest vara motiverad, och utredningens förslag är att denna gräns sätts vid . Utredningen föreslår, med hänvisning till kapitel 6, att det ovan angivna utfasningskriteriet skall gälla för nya ämnen och för existerande ämnen , om de även faller för det av utredningen föreslagna motsvarande utfasningskriteriet för bioackumulerbarhet (se avsnitt 5.1.5).