Source: http://fi.opasnet.org/fi/Vesist%C3%B6jen_ekologisten_riskien_arviointi
Timestamp: 2019-01-23 01:52:35+00:00
Document Index: 16236019

Matched Legal Cases: ['kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ']

Vesistöjen ekologisten riskien arviointi – Opasnet Suomi
Vesistöjen ekologisten riskien arviointi
Sivutunniste: Op_fi3547
Sivun edistyminen: Täyslunnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Samanlainen mutta ilmeisesti vanhempi sivu [1] poistettiin ja tämä jätettiin.
1 Perusarviointi
2 Tarkennettu arvio
2.1 Yleisen PNECaq arvon johtaminen vesistölle
2.2 (Bio)saatavuuden korjaus
2.2.1 Liukoisten pitoisuuksien käyttö
2.2.2 Fysikokemialliset spesiaatiomallit
2.2.3 Biosaatavuuden korjaus BLM –mallien (biotic ligand models) avulla
2.5 Aiheeseen liittyviä tiedostoja
Vesistöjen riskin perusarvioinnissa veden arvioituja tai mitattuja liukoisia metallipitoisuuksia verrataan yhteisöllisiin/kansallisiin/paikallisiin ympäristönlaatunormeihin (EQS – Environ-mental Quality Standards), jos sellainen on asetettu tarkasteltavalle aineelle. Ympäristönlaatunormilla tarkoitetaan sellaista vesiympäristölle vaarallisen tai haitallisen aineen pitoisuutta pintavedessä, sedimentissä tai eliöstössä, jota ei saa ihmisen terveyden tai ympäristön suojelemiseksi ylittää (VNa 1022/2006). [1] [2]
EU-tasolla ja Suomessa pintaveden metalleille ympäristönlaatunormeja on annettu vain kadmiumille, elohopealle, lyijylle ja nikkelille (Taulukko 1). EU:n prioriteettilistalla on 33 ainetta (VESPA liite 1C) (VNa 1022/2006). Metallien (Cd, Hg, Pb, Ni) ympäristönlaatunormilla viitataan liukoiseen pitoisuuteen eli vesinäytteen liuosfaasiin (µg/l, suodatettu 0.45µm). Arseenille, kromille, kuparille, raudalle ja sinkille ei ole määrätty normia EY:n vesidirektiivissä ja niille voidaan vaihtoehtoisesti soveltaa Kanadan ympäristönlaatunormien ohjearvoja (http://ceqg-rcqe.ccme.ca/)(Taulukko 1). Koboltille ei ole vastaavia laatunormeja saatavilla.
Arvioinnissa voidaan ottaa huomioon:
Metallien ja metalliyhdisteiden luonnolliset taustapitoisuudet, lisäämällä ympäristö-laatunormiin arvio luontaisesta taustapitoisuudesta. Metallien vertailupitoisuus on luonnollisen taustapitoisuuden ja ympäristönlaatunormin summa.
Veden kovuus, pH tai muut veden laadun parametrit, jotka vaikuttavat metallien biosaatavuuteen. Esimerkiksi veden kovuus vaikuttaa kadmiumin normiin ja se jaetaan viiteen luokkaan.
Metalleille sovelletaan aritmeettisena vuosikeskiarvona ilmaistua ympäristölaa-tunormia (AA-EQS), joka perustuu eliöiden pitkäaikaisiin vaikutuksiin (NOEC).
-	MacQS on raja-arvo hetkellisen pitoisuuden maksimiarvolle, joka perustuu akuutteihin vaikutuksiin, EC50, mutta sitä ei käytetä metalleille.
Taulukko 1. Metallien ympäristölaatunormit (AA-EQS, µg/L) ja Kanadan ohjearvot (ISQG) (µg/L) makealle vedelle. EU Direktiivi (2008/105/EY)1/Kanadan ympäristönlaatu ohjearvot (http://ceqg-rcqe.ccme.ca/ 2).
AA-EQS (µg/L)1 - 0,08 - - - 7,2 20 - -
Kanadan ohjearvot (µg/L)2 5 0,017 - (Cr+6) 1,0 / (Cr+3) 8,9 2 - 25 300 30
Kohteissa, joissa metallipitoisuudet ovat geologisista syistä korkeita, voidaan asiantuntija-arviolla poiketa taustapitoisuuden arvoista. Tällöin perusarvioinnissa voidaan huomioida myös metallien taustapitoisuudet lisäämällä ne pintavesien metallipitoisuuksien laatunormeihin. Siten esimerkiksi kadmiumille, nikkelille ja lyijylle voidaan määrittää taustapitoisuudet huomioivat laatunormitasot, jotka ovat riippuvaisia veden humuspitoisuusluokittelusta (taulukko 3)(VNa 1022/2006).
EQS+tausta = Ctaustapitoisuus + AA-EQS
Taulukko 2. Luontaisen taustapitoisuuden arvion sekä ympäristönlaatunormin summa (µg/L) kadmiumille (Cd), nikkelille (Ni) ja lyijylle (Pb) (VNa 1022/2006).
Vähähumuksiset (Pt < 30) 0,02 + 0,08 = 0,1 1 + 20 = 21 0,1 + 7,2 = 7,3
Humuksiset (Pt 30-90) 0,02 + 0,08 = 0,1 1 + 20 = 21 0,2 + 7,2 = 7,4
Runsashumuksiset (Pt > 90) 0,02 + 0,08 = 0,1 1 + 20 = 21 0,7 + 7,2 = 7,9
Ympäristölaatunormien (EQS, µg/L) ja mitattujen liukoisten metallipitoisuuksien (PECdissolved, µg/L) perusteella voidaan laskea riskiluku (RCRaq), jossa suhdeluku kertoo suoraan tilanteen, jos ympäristölaatunormi ylittyy:
Ekologinen RCRaq = PECdissolved (µg/l) / AA-EQS (µg/l)
Jos yhdenkin aineen laatunormi ylittyy (RCR>1), riskinarviota on tarkennettava. Perusteellisempaan tarkasteluun joudutaan myös, jos haitta-aineesta ei ole olemassa kynnys- tai ohjearvoa.
Niille metalleille, joiden pitoisuudet ylittävät ympäristönlaatunormit, tai joille ei ole olemassa EQS -arvoa, riskinarviota tarkennetaan vaiheittaisena riskinarviona (ECHA 2008). Riskinarvioinnissa on tärkeää, että kaikkien mitattujen ympäristömuuttujien näytteenotto on tapahtunut samanaikaisesti. Näytteenottoajankohtien samaaikaisuus vähentää mahdolliset virhetekijät, jotka voivat aiheutua ajallisesta vaihtelusta.
Tarkennettu arvio
Jos yhden tai useamman haitta-aineen pitoisuus ylittää asetetut ympäristönlaatunormit tai niille ei ole olemassa EQS -arvoa, riskinarviointia on syytä tarkentaa. ECHA:n ohjeistuksen (2008) mukaan tarkennetussa arvioinnissa tulee ensisijaisesti hyödyntää jo olemassa olevia, validoituja yleisiä PNEC-arvoja mikäli niitä on saatavilla haitta-aineille. Mahdollisia lähteitä ovat esimerkiksi ECHAn rekisteröityjen aineiden tietokanta (http://echa.europa.eu/fi/information-on-chemicals/registered-substances). Mikäli validoi-tuja yleisiä PNEC-arvoja ei ole saatavilla, ne voidaan johtaa ECHAn ohjeiden mukaan, missä ensin johdetaan yleinen PNECaq-arvo, riippuen tokisuustietojen määrästä joko tasapainoja-kaantumiseen perustuvalla laskentatavalla Kd-kertoimen avulla, arviointikertoimella (AF) ja/tai lajiherkkyysjakaumalla (SSD). Yleisen PNECaq-arvon johtamisen jälkeen arviointia tar-kennetaan ottamalla huomioon haitta-aineen biosaatavuuten vaikuttavat tekijät kohteessa.
Yleisen PNECaq arvon johtaminen vesistölle
Yleisiä PNEC-arvoja on jo saatavilla joillekin metalleille ECHA:n rekisteröityjen aineiden tie-tokannasta (http://echa.europa.eu/fi/information-on-chemicals/registered-substances). Mikäli haitta-aineille ei ole olemassa yleistä PNEC-arvoa, voidaan se johtaa joko arviointikerrointa tai, jos saatavilla on riittävästi toksisuustietoja, lajienherkkyysjakaumalla (SSD-jakauma). Yleinen PNEC arvo vesistölle johdetaan kolmen vesiympäristön eri ravintoketjutason ekotoksisuusaineistoista erikeen perustuottajille (levät), kuluttajille (selkärangattomat) ja kaloille.
US EPA:n Ecotox – tietokanta on lähde, joka sisältää monien yhdisteiden ja kemikaalien tok-sisuustietoja ja lähteitä, joita voidaan käyttää EC50/NOEC arvojen hakemiseen (http://cfpub.epa.gov/ecotox/). Sopivien toksikologisten muuttujien valinnassa on kiinnitet-tävä huomioita, että ne ovat standardisoitujen ohjeiden mukaisia ja kokeessa käytetty vaste (endpoint) vaikuttaa mahdollisesti populaatiotasolla, kuten kuolleisuus, kasvu tai lisäänty-minen. Jos lajille on annettu useita eri vastearvioita, on suositeltavaa käyttää herkintä me-netelmää (ECHA 2008). Testin keston tulee riskinarvioinnin kannalta olla krooninen sillä pit-känajan vaikutuksilla on suurempi painoarvo kuin akuuteissa altistuskokeissa saaduilla tu-loksilla. Tämä tarkoittaa eri eliötasoilla seuraavia standardisoituja kokeita (Londesborough 2005):
levät ≥ 3 päivää/72 h (tgd)
daphnia sp. ≥ 21 päivää (oecd standardin mukainen)
kalat	≥ 28 päivää/672 tuntia (oecd standardin mukainen)
Jos samasta lajista ja samasta mitatusta vasteesta on saatavilla useita toksikologisia arvoja, NOEC –arvona käytetään niiden geometristä keskiarvoa. Joillekin lajeille on toksisuustietoja eri elinkierron vaiheista, joista riskinarviointiin käytetään herkintä elinvaihetta. Nämä voivat olla esimerkiksi kalan vuosirenkaat tai pohjaeläimen kehitys munasta toukka-, aikuisvaihee-seen (TGA, echa 2003). Taulukkoon 1 on listattuna trofiatasot ja lajit, joita voidaan sisällyttää riskinarviointiin. Levät kuuluvat ravintoketjutasoon 1, vesikirppu (esim. Daphnia magna) edustaa ravintoketjutasoa 2 ja kalalajit, jotka ovat yleisesti käytetty koe-eläin toksikologisissa testeissä, edustavat ravintoketjutasoa 3. Pohjaeläimiin kuuluvat Chironomidae suvun lajit eli surviaissääsket kuuluvat ravintoketjutasoon 2, ja ne ovat myös toksikologisen testauksen standardilajeja ja antavat tietoa sedimentin haitta-ainepitoisuuksien riskeistä.
Taulukko 3. Ecotox – tietokannasta valittuja toksisuustestilajeja.
Trofia 1 Trofia 2 Trofia 2 Trofia 3
Levät Äyriäiset Pohjaeläimet Kalat
Pseudokirchneriella sp. (viherlevä), Scenedesmus sp. (viherlevä), Chlamydomonas sp. (viherlevä), Coelastrum sp. (viherlevä), Lemna sp.(limaska, standarditestilaji) Daphnia sp. (vesikirppu, standarditestilaji) Chironomus sp. (surviaissääski) Salmoja sp oncorhynchus (kirjolohi), Pimephalessp. (mutu), Brahydanio sp. (seeprakala; standarditestilaji)
Yleinen PNECaq arvon johtamiseen käytetään arviointikerrointa, jos haitta-aineesta ei ole riittävästi toksisuustietoja lajien herkkyysjakaumaa (SSD) varten. Useimmiten se on tyypilli-sin lähestymistapa, koska useimmiten toksisuustietoa on vain vähän saatavilla. Seuraavat oletukset liittyvät arviointikertoimen käyttöön (ECHA 2008):
Kaikista herkimpää lajia suojelemalla suojataan koko ekosysteemin rakennetta ja toimintaa
Arviointikertoimen suuruus riippuu tiedon luotettavuudesta ja saatavuudesta. Aineistojen luotettavuus kasvaa, jos tietoa on saatavissa monilta eri trofiatasoilta, taksonomisilta ryh-miltä sekä eri elinkiertovaiheista. Arviointikerroin on pienempi, jos käytettävissä on runsaasti arviointiin soveltuvaa tietoa. Vesistöille arviointikerroin määräytyy saatavilla olevan tiedon mukaan taulukon 4 avulla:
Taulukko 4. Arviointifaktorin (AF) määräytyminen johdettaessa PNECvesistö arvoa (ECHA 2008)
Arviointikertoimen avulla PNEC johdetaan alimman NOEC arvon ja sopivan arviointifaktorin (AF) suhteesta:
AF Arviointikerroin riippuen toksisuustiedon määrästä ja laadusta - ECHA 2008, EC TGD 2003
Jos haitta-aineelle on käytettävissä runsaasti kroonisia NOEC -arvoja eri taksonomisilta ryh-miltä, PNEC –arvo voidaan johtaa lajiherkkyysjakaumalla (SSD). Lajiherkkyysjakaumaan tarvitaan vähintään 10 kroonista NOEC arvoa eri lajeille ja vähintään kahdeksalle taksonomiselle ryhmälle (ECHA 2008).
US EPA on kehittänyt SSD generator-ohjelman, jonka avulla herkkyysjakauma voidaan luoda (http://www.epa.gov/caddis/da_software_SSDmacro.html). Alla olevassa kuvassa 11 on esitetty esimerkki esimerkki yhdisteelle muodostetusta lajien välisestä herkkyysjakaumasta.
Kuva 1. Lajienherkkyysjakauma esimerkki yhdisteelle perustuen kroonisiin NOEC -arvoihin (SSD generator, US EPA).
Herkkyysjakaumalta valitaan haitattomaksi pitoisuudeksi se metallin pitoisuus,josta 5 % lajeista voi aiheutua haittavaikutuksia. PNEC arvo lasketaan kaavalla:
Toksisuustestien tulokset esitetään tavallisesti kokonaispitoisuuksina. Useimmat vesitoksisuustestit, jotka on tehty keinotekoisella vedellä (alhainen DOC, suspendoitunut kiintoaineksen määrä), pyrkivät maksimoimaan biosaatavuutta, ja näissä tapauksissa kokonaispitoisuuden voidaan katsoa olevan sama kuin liukoisen pitoisuuden. Käytettäessä testaukseen luonnon vesiä, myös mahdollisten abioottisten tekijöiden vaikutus on selvitettävä. Lähestymistapaa ei pidetä riittävän konservatiivisena, jos toksisuustiedot on johdettu yhdessä abioottisten tekijöiden kanssa, mikä saattaa lieventää haitta-aineen toksisuutta. Aineistolle suositellaan tehtäväksi biosaatavuuskorjaus.
Metallien biosaatavuus ja toksisuus vesiympäristössä eivät riipu yksistään metallin kokonaisannoksesta, vaan myös veden fysikokemiallisista ja biologisista ominaisuuksista. Jos metallien biosaatavuuserojen korjaus on mahdollista, se parantaa riskinarviointia ja tuottaa kentälle ja kohteisiin paremmin soveltuvia PNEC arvoja. Korjaus ei ole pakollinen, mutta sillä voidaan estää riskien yliarviointia vähemmän alttiille vesistöille. Biosaatavuuserojen huomioiminen voidaan tehdä käyttämällä metallien liukoisia pitoisuuksia, fysikokemiallisia spesiaatiomalleja tai BLM –mallien (biotic ligand models) avulla.
Liukoisten pitoisuuksien käyttö
Jos metallin kokonaispitoisuudet ympäristössä tunnetaan, mutta sopivia biosaatavuusmalleja ja/tai muita syötetietoja (esim. fysikokemialliset muuttujat) ei ole saatavilla, riskin kuvaus pitää tehdä liukoisen pitoisuuden perusteella. Tällöin kaikille vesinäytteille on suositeltavaa laskea biosaatavapitoisuus, mutta se edellyttää, että myös muut laskentaa tukevat muuttujat on analysoitu samanaikaisesti metallien kanssa. Biosaatavuuden laskeminen voi olla kyseenalaista, jos vesinäytteiden metallipitoisuudet ja muut muuttujat on analysoitu eri aikaan. Vesinäytteen keskimääräiset syötemuuttujat ovat aritmeettinen keskiarvo, pH ja Ca, mediaani (50. persentiili), DOC (mahdollisesti jakautunut log-normaalisesti). Metallien liukoinen pitoisuus voidaan laskea veden kokonaispitoisuudesta kaavalla:
Cdissolved = Ctotal/ (1 + Kd × Cs × 10-6),
Ctotal Metallien kokonaispitoisuus Kenttäaineisto
Kd jakaantumiskerroin L/ Kg Kenttäaineisto
Cs suspendoituneen kiintoaineksen pitoisuus mg/ L Kenttäaineisto
Fysikokemialliset spesiaatiomallit
Jos metallin kokonaispitoisuudet ympäristössä tunnetaan sekä sopivia spesiaatiomalleja ja syötetietoja (esim. abioottisia muuttujia Ca, H+, DOC,..) on saatavilla, riskin kuvaus tehdään tarkasteltavan metallin esiintymismuodon (metal species) perusteella vähentämään riskiarvion epävarmuutta. Esimerkkejä spesiaatiomallista ovat mm. MINTEQA2, WHAM, CHESS (Paquin et al. 2003). http://www.epa.gov/ceampubl/mmedia/minteq/
RCR= PECmetal species/PNECmetal species
Metallin esiintymismuotona käytetään useimmiten vapaata metalli-ionia, mutta se ei ole aina paras ennuste kaikille metalleille ja toiset olomuodot kuten neutraalit yhdisteet (AgCl, HgS) ja anioniset yhdisteet (SeO2-, AsO42-) voivat lisätä haitallisuutta (ECHA 2008).
Biosaatavuuden korjaus BLM –mallien (biotic ligand models) avulla
Ympäristötekijät vaikuttavat suuresti metallien biosaatavuuteen ja niistä aiheutuvaan vasteeseen (erisuuntainen ja – suuruinen). Lisäksi vaikutus voi olla erilainen eri eliöillä. Näiden tekijöiden huomioonottamiseen on luotu bioottisia ligandi- malleja (BLM-mallit), jotka määrittävät tietyille metalleille riskiluvut huomioiden ympäristötekijät (Paquin et al. 2002; Ympäristöministeriön mietintöjä 2005).
Pintavesien metallipitoisuuksien riskinarvioinnissa tulee soveltaa ensisijaisesti valmiita mallinnustyökaluja niiden metallien osalta, joille työkalu on kehitetty. Mallissa huomioidaan tietyt ympäristönlaatumuuttujat ja lasketaan sitten kohdealueelle riskiluvut, biosaatavaosuus ja paikallinen EQS-arvo. Tässä raportissa on käytetty Bio-Met arviointi työkalua (Bio-Met bioavailability tool – version 1.4, arche consulting, http://www.arche-consulting.be/metal-csa-toolbox/user-friendly-biotic-ligand-model-%28biomet%29/), joka laskee arvot kuparille, nikkelille ja sinkille.
pH Arvioitu tai mitattu pH arvo - Kenttäaineisto
DOC Arvioitu tai mitattuliukoisen orgaanisen hiilen määrä mg/L Kenttäaineisto
Ca Arvioitu tai mitattuliukoinen kalsiumpitoisuus mg/L Kenttäaineisto
Cu Mitattu liukoinen kuparipitoisuus µg/L Kenttäaineisto
Ni Arvioitu tai mitattu liukoisen nikkelin pitoisuus µg/L Kenttäaineisto
Zn Arvioitu tai mitattu liukoisen sinkin pitoisuus µg/L Kenttäaineisto
Local EQS Liukoinen metallipitoisuus, joka ei aiheuta haittavaikutuksia kohteen ympäristöolosuhteissa µg/L Riskinarviointi
BioF Biosaatavaosuus, joka johdetaan jakamalla EQS kohdekohtaisella PNEC arvolla Riskinarviointi
CBioavailable Biosaatavapitoisuus µg/L Riskinarviointi
RCR Riskiluku = PEC/PNEC Riskinarviointi; Arvot jotka ovat > 1 edustavat mahdollista riskiä
European Comission 2003. Techical Guidance Document on Risk Assessment, in support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for new notified substances, Commis-sion Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for existing substances, Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on the market, Part II.
[ECHA] European Chemicals Agency. 2008. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Appendix R.7. 13-2: Environmental risk assessment for metals and metal compounds. http://echa.europa.eu/documents/10162/17224/information_requirements_r7_13_2_en.pdf
Di Toro DM, Allen HE, Bergman H, Meyer JS, Paquin PR, Santore CS. 2001. Biotic ligand model of the acute toxicity of metals. 1. Technical Basis. Environmental Toxicology and Chemistry 20:2383-2396
Noudettu kohteesta http://fi.opasnet.org/fi-opwiki/index.php?title=Vesistöjen_ekologisten_riskien_arviointi&oldid=18887
Täyslunnos
Sivua on viimeksi muutettu 10. huhtikuuta 2013 kello 08.00.