Riktvärden för bekämpningsmedel i ytvatten

Inom EU förekommer olika system för beräkning av riktvärden. Ramdirektivet för vatten 2000/60/EG kommer att medföra en utveckling och harmonisering av medlemsländernas övervakning av vattenkvalitet, men även av metodiken för att ta fram riktvärden. Att en substans påvisas i vatten med känsliga analysmetoder innebär inte automatiskt att den ger upphov till skador på vattenlevande organismer. För att kunna bedöma vilken eventuell risk exponeringen utgör måste halterna ställas i relation till den effekt som de olika substanserna har på olika vattenlevande organismer. Riktvärden utgör här ett redskap i bedömningen av de potentiella sidoeffekter bekämpningsmedel kan förorsaka då de transporteras till omkringliggande miljöer. Att ta fram riktvärden för ytvatten för verksamma ämnen i nu godkända bekämpningsmedel har varit en del i svensk miljöstrategi och har utgjort ett delmål i miljömålsarbetet. Riktvärdena har tagits fram vid Kemikalieinspektionen (KemI) och publicerades på KemIs hemsida den 28 april 2004 (http://www.kemi.se/templates/Page____1970.aspx). Underlaget för beräkning av riktvärden för bekämpningsmedel baseras på ekotoxikologiska studier. En genomgång av den internationella litteraturen visar dock att metodiken för att ta fram riktvärden varierar mellan olika länder. Detta medför att samma substans kan få olika riktvärden i de olika länderna. Det innebär också skilda roller för riktvärden i de olika ländernas miljöpolicy och ger därmed även den akvatiska miljön olika grad av skydd. I föreliggande rapport beskrivs, förutom den svenska metoden att ta fram riktvärden, även den metodik som används i USA, Kanada, Holland, Norge, Storbritannien och Tyskland. Likaså presenteras det förslag för beräkning av EU-gemensamma riktvärden för ytvatten som nyligen tagits fram. Vanligen bygger metodiken bl. a. på tillämpning av osäkerhetsfaktorer, vilket innebär att ”säkra” koncentrationer sänks med en faktor på mellan 10 och 1000 beroende av vilken typ av underlag som ligger till grund för värdet samt av underlagets kvalitet. Generellt sett ger mer omfattande och kvalitetsmässigt bättre underlagsdata en lägre osäkerhetsfaktor. Att extrapolera ekotoxikologisk information från arter och förhållande i laboratorium till arter i fält och förhållanden i riktiga ekosystem är förknippat med ett visst mått av osäkerhet. Vilka osäkerheter som definieras och inbegrips under osäkerhetsfaktorn varierar mellan olika länder, liksom storleken och sättet att tillämpa dem. Det Svenska tillvägagångssättet följer, med vissa avvikelser, de internationellt accepterade metoder för riskbedömning av kemikalier som finns samlade i EU:s Technical Guidance Document (TGD), där fasta riktlinjer anger vilka faktorer som ska användas. I Storbritannien fastställs istället faktorn genom expertavvägande från fall till fall. Riktvärden för en substans kan antingen uttryckas som en enkel koncentration vilken inte bör överskridas, eller som två olika värden där det ena skyddar akvatiskt liv mot kontinuerlig exponering och det andra mot tillfällig exponering. Som exempel kan nämnas de båda värdena Annual Average (AA) och Maximum Allowable Concentration (MAC) som tillämpas i Storbritannien. Likaså anger The U.S. Criterion Continuous Concentration (CCC) en koncentration beräknad utifrån kronisk toxicitetsdata som skydd för långtidsexponering medan The U.S. Criteria Maximum Concentration (CMC) beräknas utifrån akut toxicitetsdata och anger därmed den högsta halt som vattenlevande organismer kan utsättas för under en kort tids exponering. Det svenska riktvärdet uttrycks som ett enkelt värde men beräknas utifrån både akuta och kroniska toxicitetsstudier. Substanser med låg vattenlöslighet tenderar att söka sig från vattenfasen för att binda till partikulärt material och inkorporeras i bottensediment. Då även bottensediment utgör habitat för många organismer kan också sediment vara en exponeringskälla för vattenlevande organismer. I Holland har riktvärden, Maximum Permissible Concentration (MPC) tagits fram separat för olika matriser för att sedan harmoniseras i en jämviktsmodell. På detta sätt försäkrar man sig om att riktvärdet i en matris inte leder till att riktvärdet överskrids i en annan matris. Tillgång på ekotoxikologisk data för sediment är dock liten, varför MPC har fått beräknas med utgångspunkt från MPC i vatten genom att använda en jämviktsmetodmetod. Även antalet fördelningskoefficienter sediment/vatten är få vilket också begränsar framtagning av tillförlitliga MPC för sediment. Vid beräkning av svenska riktvärden görs det, liksom i de flesta andra undersökta länderna, för närvarande inga speciella beräkningar för substanser med låg vattenlöslighet. Att fastställa riktvärden även för sediment och biota kan vara ett sätt att ge vattenekosystemet ett mer utvidgat skydd, men ytvatten kan även indelas efter olika användningsområden och förses med olika stränga kvalitetskrav. I Kanada, Tyskland och USA förekommer indelningar av ytvatten i exempelvis fiskevatten, konsumtionsvatten, rekreationsvatten och vatten för jordbruksanvändning, vilket kan leda till olika riktvärden. Ett riktvärde kan även väga in ekonomiska och tekniska möjligheter till efterlevnad samt anpassas för att mer specifikt gälla lokala förhållanden. I Kanada utgör ett standardvärde en vetenskaplig bas för vidareutveckling och justeringar till mer områdesspecifika förhållanden. Inte i något av de studerade länderna fanns tydliga instruktioner för utformning av mätmetoder och provtagning, eller för vilka villkor som måste uppfyllas för att riktvärdena ska kunna användas i praktiken. Gemensamt för länderna verkar dock vara att tillämpning av riktvärden baseras på data från någon form av långsiktig och systematisk övervakning. I mindre undersökningar med enstaka momentanprov kan uppmätta halter bli väldigt slumpmässiga. Vid användning av riktvärden som referensvärden till uppmätta halter bör det därför i alla sammanhang beaktas att haltförändringar sker väldigt snabbt och att en hög provtagningsfrekvens är nödvändig för att i mesta möjliga mån täcka in de snabba förändringarna. Vid beräkning av medelhalter för jämförelse mot riktvärden till skydd för långtidsexponering (t.ex. en årsmedelhalt som det brittiska Annual Average) är det därför angeläget att dessa dels baseras på ett rimligt antal delvärden (vilka kan anses spegla de haltvariationer som förekommer på lokalen) och dels att antalet delvärden som medelhalten baseras på tydligt redovisas. Eftersom toxicitetstest (utförda under givna tidsperioder) utgör grund för riktvärdet, borde tillämpning av riktvärdet (övervakning och provtagningsintervall) i högre grad återspegla toxicitetstestets utformning. Med ett akut riktvärde som komplement till ett kroniskt, samt en mätutrustning med kapacitet att ange dels medelhalt under en vecka och dessutom den högsta halt som förekommit under denna vecka skulle toxicitetstestets varaktighet korrelera bättre med provtagning. Detta skulle ge information om huruvida de uppmätta halterna i jämförelse med riktvärden, verkligen ger kroniska respektive akuta effekter. Vid en genomgång av de båda pesticiddatabaserna vid Avdelningen för vattenvårdslära, SLU, visade det sig att riktvärden överskridits för 16 respektive 22 substanser under senare år. Det är främst för herbicider som halter högre än riktvärden påträffats (tex. terbutylazin, isoproturon, sulfosulfuron, metazaklor, metribuzin and metamitron). Praktisk tillämpning av många riktvärden för bekämpningsmedel hämmas på grund av avsaknad av analysmetoder och på grund av att detektionsgränsen för flera bekämpningsmedel är högre än riktvärdet (esfenvalerat, deltametrin and cypermetrin). Riktvärdet var lägre än lägsta detektionsgränsen för 16 %, respektive 26 % av analyserade substanser i de bägge databaserna. Dessa substanser var huvudsakligen insekticider (pyretroider). Omkring 20 av de substanser som påträffas i svenska ytvatten saknar svenska riktvärden (tex. cyflutrin, dikamba, ioxinil och prokloraz)