Der må være en grænse: Hvor meget miljøkemi vil vi tillade i vandmiljøet?

Kom til DM BIO DEBAT om miljøkemi 24/10 på KU

Det er ikke alle kemiske stoffer, der kan forekomme i miljøet, som har en grænseværdi. Hvorfor er det sådan, og hvor kommer grænseværdier for kemiske stoffer i vandmiljøet egentlig fra?

I de seneste årtier er der ikke blot fundet stigende koncentrationer af miljøfremmede stoffer i vandmiljøet, men antallet af forskellige stoffer, som vi finder, er også steget markant.

Dette skyldes bl.a., at detektionsgrænserne for miljøfremmede stoffer er faldet markant gennem de seneste årtier – typisk fra et niveau på mikrogram pr. liter til nanogram pr. liter – men også at nedbrydningsprodukter og nye stofgrupper er kommet i fokus.

Det rene miljø findes ikke

De tiltagende fund af miljøfremmede stoffer i overfladevand, men også i andre dele af miljøet, gør op med forestillingen om 'det rene miljø', som er upåvirket af menneskelige aktiviteter.

Senest har PFAS problematikken belyst, hvordan omfattende brug af ikke-nedbrydelige stoffer i dagligdags anvendelser fører til vidt spredt forurening stort set overalt i miljøet.

Selv om gruppen af PFAS-stoffer besidder en speciel kombination af de rette – eller snarere forkerte – egenskaber for spredning og ophobning i miljøet, så er de blot den seneste i lang række af kemiske stoffer og stofgrupper, som vi bliver nødt til at forholde os til, når de 'pludselig' dukker op i vores overvågning af miljøfremmede stoffer i vandmiljøet.

Forkortelserne er mange – fx AMPA, BAM, DMS, MTBE, PCB, PFOS – og bag hver af disse gemmer der sig stoffer eller stofgrupper med store forskelle i oprindelse, anvendelser, fysisk-kemiske egenskaber og giftighed.

Fælles for de fleste er dog deres ringe tendens til at blive fuldstændigt nedbrudt i miljøet – deres persistens.

Tilbage står, at stoffernes forskellighed gør, at vi i langt de fleste tilfælde bliver nødt til at foretage individuelle vurderinger for at fastlægge stoffernes grænseværdier.

Vi har forpligtet os til at følge Vandrammedirektivet

Risikoen for, at forekomsten af disse stoffer påvirker flora og fauna i vandmiljøet samt menneskers sundhed, er kommet højt på dagsordenen hos befolkningen, politikere og myndighederne.

I Danmark har vi forpligtet os til at følge EU’s Vandrammedirektiv, som fastslår, at ”god økologisk og kemisk tilstand” skal sikres i overfladevand (1).

Vurderingerne af ”god økologisk tilstand” er som oftest baseret på velkendte økologiske målemetoder som fx faunaindeks. For ”god kemisk tilstand” sammenlignes målte koncentrationer af enkeltstoffer med grænseværdier, som i denne sammenhæng kaldes miljøkvalitetskrav (MKK).

Inden vi zoomer ind på, hvordan disse bestemmes, er det vigtigt at understrege, at kildekontrol (emissionskrav) og kvalitetskrav begge skal anvendes som styreredskaber til forebyggelse og kontrol af forurening i vandmiljøet i henhold til Vandrammedirektivets bestemmelser.

Et ambitiøst beskyttelsesmål

Kort sagt repræsenterer MKK den koncentration under hvilken, der ikke forventes akutte eller kroniske effekter på økosystemets organismer eller afledte effekter på mennesker.

Det er i sig selv et meget ambitiøst beskyttelsesmål, og om målet reelt er nået, vil ikke kunne eftervises direkte ved målinger i felten eller i laboratoriet — at teste alle økosystemets organismer eller hele befolkningen vil jo være en umulighed.

Der er derfor brug for en struktureret tilgang til fastsættelse af MKK for overfladevand, og i Danmark følger vi normalt den vejledning, som EU har udarbejdet i forbindelse med implementering af Vandrammedirektivet (2).

I denne beskrives, at tre metoder for fastsættelse af MKK skal følges, og at den laveste værdi, der fremkommer ved disse metoder, skal udvælges som MKK.

De tre metoder er kort opsummeret i figuren nederst på siden, hvoraf det fremgår, at både miljømæssige hensyn og hensyn til menneskers sundhed har betydning for den endelige fastsættelse af MKK for overfladevand.

Kan stofferne bioakkumuleres?

I Danmark bruges overfladevand ikke til drikkevand, men alligevel kan overfladevand bidrage til vores indtag af miljøfremmede stoffer via ophobning i fødekæden.

Man tager derfor højde for eksponering via føden ved anvendelse af metode 2 og 3 i figuren.

Her bliver stoffernes evne til at bioakkumuleres samt deres iboende giftighed taget i betragtning, men om vurderingen skal foretages, afhænger af stoffernes individuelle egenskaber.

Én vurdering, der altid skal fortages, er fastsættelsen af 'beskyttelseskoncentrationen' for at undgå effekter på miljøets organismer, som beskrevet i metode 1 i figuren.

Dette gøres ved at vurdere stoffernes dokumenterede effekt i standardiserede økotoksikologiske tests, hvor der som minimum skal være testresultater for korttidstest med alger, krebsdyr (typisk dafnier) og fisk.

Den laveste effektkoncentration udvælges, og divideres med en usikkerhedsfaktor. For ferskvand varierer størrelsen af usikkerhedsfaktoren fra 1-1.000 afhængigt af mængden, relevansen og kvaliteten af de tilgængelige data.

Usikkerhedsfaktor på 1.000 i korttidstest

Hvis man kun har data for korttidstestene anvendes en usikkerhedsfaktor på 1.000. Faktor 100, 50 og 10 anvendes, hvis der yderligere findes oplysninger fra langtidstest på hhv. et, to eller tre niveauer i økosystemet.

En lavere faktor kan blive anvendt, hvis feltdata inddrages, eller hvis der for et stof findes mange testresultater med organismer fra mange taksonomiske grupper. Her vil man kunne bruge arts-følsomhedsfordelinger (species sensitivity distributions) til bestemmelse af MKK.

Endelig skal det nævnes, at man for ethvert stof eller enhver stofgruppe fastsætter både et kortids- og langtids-miljøkvalitetskrav.

Mens kortids-MKK skal at tage højde for akutte effekter af kortvarige, men høje koncentrationer ved 'pulsagtige' forekomster, sikrer langtids-MKK mod kroniske effekter ved kontinuerte forekomster af miljøfremmede stoffer.

Kortidsværdierne vil typisk være op til en faktor 10 højere end langtidsværdierne.

EU har krav for 45 prioriterede stoffer

Metodetilgangen beskrevet i figuren vil ofte blive refereret til som 'den videnskabeligt baserede metode' til fastsættelse af MKK, da den baserer sig på toksikologiske og økotoksikologiske testresultater og etablerede metoder til ekstrapolation og beskyttelse af mennesker og miljø.

Det er dog værd at bemærke, at MKK også kan være fastsat ud fra andre kriterier, som fx farve, lugt eller risiko for afsmag i fisk og skaldyr. På EU-niveau er der fastsat miljøkvalitetskrav for 45 prioriterede stoffer.

Kravene er også gældende i Danmark, hvor Miljøstyrelsen desuden har fastsat nationale MKK for mere end 130 andre enkeltstoffer og stofgrupper.

Disse stoffer kan findes i Miljøministeriets nyligt opdaterede bekendtgørelse nr. 796 ”Bekendtgørelse om fastlæggelse af miljømål for vandløb, søer, overgangsvande, kystvande og grundvand” fra 13. juni 2023.

Vi har metoderne, men mangler data

Selv om vi altså har grænseværdier for en lang række stoffer, så ligger udfordringen i dag i, at et stadigt stigende antal stoffer dukker op ved analyser af overfladevand.

Det er realistisk at forvente, at antallet af stoffer, der kan detekteres, overstiger et tusinde.

Det stiller naturligt nok krav om, at der så også skal tilvejebringes grænseværdier for alle disse stoffer for at sikre miljøets og befolkningens sundhed.

De gode nyheder er, som beskrevet oven for, at vi har metoderne til at fortage vurderingerne. De dårlige nyheder er, at vurderingerne kræver valide toksikologiske og økotoksikologiske data.

I regulatorisk sammenhæng vil ”valide data” data som regel betyde, at data skal være opnået ved brug af standardiserede testmetoder.

'Stof-for-stof tilgang' er ikke holdbar

Udover, at disse data ikke er tilgængelige for alle miljøfremmede stoffer, og især ikke for nedbrydningsprodukter, så er selve udarbejdelse af datablade til MKK-fastlæggelsen meget ressourcekrævende.

Selv om metoderne til vurdering af resultaterne er fastlagte, sker fastlæggelsen af et MKK ikke automatisk, og ekspertvurderinger er nødvendige inden et endeligt MKK ligger klar.

Stoffernes individuelle forskelle i fysisk-kemiske egenskaber og toksikologiske profiler gør desuden, at vi traditionelt har været nødsaget til at anvende en 'stof-for-stof tilgang' for at nå frem til et MKK.

Når man tager ressourceforbrug og et stadigt stigende antal af fundne stoffer i betragtning, er dette næppe en holdbar fremgangsmåde.

For at udbedre denne situation bør fremtiden byde på en stigende anvendelse af estimationsmetoder samt såkaldt 'read-across', hvor kendte eksperimentelle data overføres fra et stof til et andet, kemisk beslægtet, men ikke-testet stof.

Dette muliggør også de gruppevurderinger, som nok vil være nødvendige, hvis grænseværdifastsættelserne skal holde trit med antallet af fundne miljøfremmede stoffer i vandmiljøet.