Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen ... · klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket,

Förslag till gränsvärden för särskilda

förorenande ämnen Stöd till vattenmyndigheterna vid

statusklassificering och fastställande av MKN

rapport 5799 • April 2008

rapport 5507 • NoveMber 2006

Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen

Stöd till Vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av miljökvalitetsnormer

NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99

E-post: [email protected] Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma

Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Naturvårdsverket Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: [email protected]

Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se

ISBN 978-91-620-5799-2.pdf

ISSN 0282-7298

Elektronisk publikation

© Naturvårdsverket 2008

Tryck: CM Gruppen AB Omslag (foto): Maria Linderoth

NATURVÅRDSVERKET Rapport 5799 ⋅ Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen

3

Förord Denna rapport har tagits fram som stöd till vattenmyndigheter och länsstyrelser i deras arbete med att klassificera ekologisk status och fastställa miljökvalitetsnor-mer enligt kraven i förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliten på vatten-miljön och Naturvårdsverkets föreskrifter (2008:1) och allmänna råd om klassifice-ring och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten.

Vattenmyndigheterna ska göra en klassificering av kemisk ytvattenstatus och ekologisk status för alla vattenförekomster. När det gäller toxiska kemiska ämnen klassificeras de som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer under kemisk ytvattenstatus. Men även andra ämnen kan orsaka problem nationellt eller lokalt, dessa ska klassificeras under ekologisk status för de berörda vattenförekomsterna och kallas för särskilda förorenande ämnen. På uppdrag av Naturvårdsverket har Kemikalieinspektionen tagit fram förslag på gränsvärden för ett antal ämnen som Vattenmyndigheterna kan använda i sitt arbete med statusklassificering och fast-ställande av miljökvalitetsnormer för särskilda förorenande ämnen.

Naturvårdsverket mars 2008

Martin Eriksson Avdelningsdirektör


4


5

Innehåll FÖRORD 3

SAMMANFATTNING 7

SUMMARY 8

FÖRKORTNINGAR OCH BEGREPP 9

1 INLEDNING 11

2 URVAL AV ÄMNEN 13

3 METODIK 14 3.1 Allmänt 14 3.2 Dataunderlag 14 3.3 GVvatten 14 3.4 GVsediment 15 3.5 EP-GVsediment beräknat från GVvatten 16 3.6 GVbiota 17 3.7 GVdricksvatten 18 3.8 Val av övergripande GV 19 3.9 Källor 19

4 FÖRESLAGNA GRÄNSVÄRDEN 20

5 METALLER 23 5.1 Krom 25 5.2 Zink 28 5.3 Koppar 32

6 VÄXTSKYDDSMEDEL 35 6.1 Aklonifen 36 6.2 Bentazon 38 6.3 Cyanazin 38 6.4 Diklorprop 39 6.5 Diflufenikan 39 6.6 Dimetoat 41 6.7 Fenpropimorf 41 6.8 Glyfosat 42 6.9 Kloridazon 42 6.10 MCPA 43 6.11 Mekoprop & Mekoprop-p 43 6.12 Metamitron 44 6.13 Metribuzin 44


6

6.14 Metsulfuronmetyl 44 6.15 Pirimikarb 45 6.16 Tifensulfuronmetyl 45 6.17 Sulfosulfuron 46 6.18 Tribenuronmetyl 46 6.19 Källor 47

7 BIOCIDER 48 7.1 Bronopol 48 7.2 Irgarol 1051 49

8 ÖVRIGA ÄMNEN 52 8.1 Triclosan 52 8.2 C14-17-kloralkaner, MCCP 55 8.3 PCBer, dioxiner och furaner 58 8.4 Perfluorooktansulfonat 63 8.5 Hexabromcyklododekan 66 8.6 Bisfenol-A 68 8.7 Nonylfenoletoxilater 71

BILAGA 1 73 Riktvärdesberäkningar - växtskyddsmedel 73


7

Sammanfattning Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassifi-cering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på upp-drag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige.

Gränsvärden föreslås för sammanlagt 31 olika ämnen eller ämnesgrupper (3 metaller, 2 biocider, 18 växtskyddsmedel och 8 övriga ämnen). För varje ämne har ett gränsvärde tagits fram för en eller flera av följande kategorier beroende på möj-lighet och relevans: inlandsvatten, andra vatten (kust, hav och vatten i övergångs-zon), sediment och biota. I vissa fall har även ett indikativt gränsvärde för sediment baserat på gränsvärdet för vatten beräknats.

Beräkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är utförd enligt de krav som är angivna i ramdirektivet för vatten. Gränsvärdena har fastställts utifrån data som redan tidigare blivit kritiskt granskad. Granskningen har skett under riskbe-dömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har gränsvärdena fastställts utifrån de ekotoxikolo-giska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden.

Ämnena som det här föreslås gränsvärden för har valts ut utifrån följande un-derlag: • Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande orga-

nismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. • Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över riktvärden/gräns-

värden där sådana är satta. • Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella mil-

jöövervakningen. • Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM. • Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande

sammanhang i våra grannländer.


8

Summary To support the regional Water Authorities when performing the classification for specific pollutants the Swedish Chemical Agency, by order of the Swedish Envi-ronmental Agency, has derived proposals for environmental quality standards (EQS) for a number of pollutants that may be problematic in certain parts of Swe-den.

EQS are proposed for 32 different pollutants and groups of pollutants (3 met-als, 2 biocides, 18 plant protection products and 8 other pollutants). For each pol-lutant EQS have been derived for one or more of the following categories depend-ing on possibility and relevance: inland waters, other waters (coastal, marine and transitional waters), sediment and biota. In some cases also an indicative EQS for sediment based on the EQS for water has been calculated.

The calculations of EQS are performed according to the requirements in the Water Framework Directive. The EQS are derived from data all ready critically rewied according to Council regulation (EEC) No 793/93 on the evaluation and control of the risks of existing substances, according to Council Directive 91/414/EEC concerning the placing of plant protection products on the market or according to other risk assessments or guidelines developed by authorities och organisiations (OECD, the Canadian and the Danish EPA). For biocides the EQS have been developed acording to the ecotoxicological hazard assessments made at the Swedish Chemical Agency before a product is reliased on the Swedish market.

The following material has been used to select which pollutants to develop proposed EQS for: • Pollutants with inherent properties that can couse damage on water living

organisms or predators or humans that feed on water living organisms. • Pollutants detected through monitoring in concentrations abow EQS or

guide values where available. • Results from the national screening activity of pollutants in the environ-

ment. • Priority list from HELCOM. • Information on which pollutants neighbouring countries have developed

EQS for


9

Förkortningar och begrepp ADI Acceptable daily intake; acceptabelt dagligt intag AF Assessment factor; säkerhetsfaktor AVS Acid volatile sulphide; sulfider i sediment som bl.a. binder katjoner

av metaller BCF Bioconcentration factor; biokoncentrationsfaktor BLM Biotic ligand model; modelltyp som utarbetats inom riskbedöm-

ningarna av metaller för att förutsäga hur metallers toxicitet varie-rar med de vattenkemiska förhållandena

BMF Biomagnification factor; biomagnifikationsfaktor Csusp Koncentration av suspenderat material DAR Draft Assessment Report; utkast till riskbedömningsrapport för

växtskyddsmedel utförd i enlighet med Rådets direktiv 91/414/EEG

DOC Dissolved organic carbon; löst organiskt kol EC Effective concentration; effektkoncentration EP Equilibrium partitioning; jämviktsfördelning EPA Environmental Protection Agency; myndighet motsvarande Natur-

vårdsverket EU European Union; Europeiska unionen GV Föreslaget gränsvärde HBCD Hexabromcyklododekan KemI Kemikalieinspektionen Koc Fördelningskoefficienten till organiskt kol Kow Fördelningskoefficienten oktanol-vatten KpSPM Fördelningskoefficienten mellan partiklar och vatten i SPM KpSPM-vatten Fördelningskoefficienten mellan SPM och vatten LC Lethal concentration; dödlig koncentration LOEC Lowest observed effect concentration; den lägsta testkoncentration

vid vilken effekter observerats MCCP Medium chained chlorinated paraffins; kloralkaner med kolkedja

på 14-17 kol MCPA (4-klor-2-metylfenoxi)ättiksyra NOAEL No observed adverse effect level; den högsta testdos då inga nega-

tiva effekter observerats NOEC No observed effect concentration; den högsta testkoncentration då

inga negativa effekter observerats OECD Organisation for economic co-operation and development PCB Polychlorinated biphenyl; polyklorerad bifenyl PFOS Perfluorooctane sulphonate; perfluoroktansulfonat PNEC Predicted no effect concentration; den beräknade koncentration av

ett ämne då inga negativa effekter förväntas uppträda RAR Risk assessment report; riskbedömningsrapport


10

RHOsolid Partikeldensitet SEM Simultaneously extracted metals; metalljoner som extraheras ur

sediment samtidigt med AVS (se ovan) SPM Suspended particulate matter; suspenderat partikulärt material SSD Species sensitivity distribution; statistisk frekvensfördelning, statis-

tisk metod som används för PNEC-bestämning för datarika ämnen TDI Tolerable daily intake; tolerabelt dagligt intag TEF Toxic equivalent factor; toxisk ekvivalent TEQ Toxic equivalent quotient; total toxisk ekvivalent TGD Technical guidance document; tekniskt vägledningsdokument som

används vid riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG

TOC Total organic carbon, total halt organiskt kol WHO World health organisation, Världshälsoorganisationen


11

1 Inledning Toxiska kemiska ämnen i vattenmiljön tas omhand inom förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön och EGs ramdirektiv för vatten i två kategorier. De ämnen som har EU-gemensamma miljökvalitetsnormer (MKN) (framförallt de prioriterade ämnena men också ytterligare ett antal ämnen som regleras i EG-direktiven om fiskevatten och skaldjur) ingår i klassificeringen av kemisk ytvattenstatus. Utöver dessa ska vid klassificeringen av ekologisk status, som en av de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna, särskilda förorenande ämnen klassificeras. Vilka ämnen detta är kan variera mellan vattenförekomster beroende på olika typ av påverkan. I bilaga V i Ramdirektivet för vatten anges att de ämnen som ska bedömas är de förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd i vattenförekomsten. Det är vattenmyndigheterna som har i uppdrag att bedöma vilka ämnen som släpps ut i betydande mängd samt att klassificera status och fast-ställa miljökvalitetsnormer för dessa ämnen. Naturvårdsverket har i sina föreskrif-ter och allmänna råd om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (NFS 2008:1) reglerat hur detta ska göras. Mer vägledning finns också i Natur-vårdsverkets handbok Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon (2007:4).

Som en hjälp till vattenmyndigheterna vid framtagande av klassgränser för klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket, tagit fram förslag till gränsvärden för ett antal ämnen som kan vara problematiska i större eller mindre regioner av Sverige. Be-räkningen av gränsvärden för förorenande ämnen är, så långt det varit möjligt, utförd enligt de principer och metoder som accepterats på EU-nivå beträffande beräkning av gränsvärden för de prioriterade ämnena. Metoden stämmer även över-ens med de krav som anges i ramdirektivet för vatten för framtagande av gränsvär-den för särskilda förorenande ämnen. Detta innebär att gränsvärden tagits fram för vatten och sediment baserat på ekotoxikologiska effektstudier på olika trofinivåer. Gränsvärden har också tagits fram för människor eller rovdjur som äter föda från vattenmiljön med orala labstudier som utgångspunkt. Metoderna är inte heltäckan-de och t.ex. tas inte hänsyn till eventuella additativa eller synergistiska effekter även om brister i dataunderlag har korrigerats med säkerhetsfaktorer. På grund av detta kan man inte garantera att det inte kommer att uppstå effekter på biota till följd av exponering av farliga ämnen trots att inga gränsvärden är överskridna. Sådana effekter bör dock upptäckas genom att de biologiska kvalitetsfaktorerna alltid ska bedömas. Om biologin visar på en påverkan klassificeras vattenföre-komsten i måttlig eller sämre status även om fysikalisk-kemisk status är god. De parametrar som i dag bedöms för de biologiska kvalitetsfaktorerna visar inte speci-fikt på en toxisk påverkan utan ger tydligare respons på närings-, eller surhetsstress eller på hydromorfologisk påverkan. Detta kan dock utvecklas framöver så att man tar fram parametrar som tydligare svarar på en toxisk påverkan.


12

Arbetet med att ta fram gränsvärden för de särskilda förorenande ämnena har främst utförts mellan 1 januari och 31 mars 2007, men vissa uppdateringar har också gjorts under hösten 2007.


13

2 Urval av ämnen Efter en mindre cirkulation till representanter för vattenmyndigheterna och länssty-relserna har ämnena, som det här föreslås gränsvärden för, valts ut av Naturvårds-verket i samarbete med KemI utifrån följande underlag: • Ämnen vars inneboende egenskaper utgör en risk för vattenlevande orga-

nismer eller predatorer eller människor som tar sin föda från vattenmiljön. • Ämnen som via miljöövervakning uppvisar halter över riktvärden/gräns-

värden där sådana är satta. • Resultat från den screening som görs inom ramen för den nationella

miljöövervakningen. • Lista över ämnen prioriterade att åtgärda inom HELCOM. • Genomgång av vilka förorenande ämnen som tagits med i motsvarande

sammanhang i våra grannländer.


14

3 Metodik 3.1 Allmänt De föreslagna gränsvärdena (GV) har så långt det varit möjligt beräknats enligt de principer och metoder som man på EU-nivå använt sig av för att beräkna miljökva-litetsnormer för de prioriterade ämnena, identifierade i Europaparlamentets och rådets beslut 2455/2001/EG. Manualen, med dessa principer, ”Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priori-ty Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC)”, nedan kallad EQS-manualen, grundar sig till stor del på de vägled-ningsdokument (Technical Guidance Document, TGD) som arbetats fram i sam-band med riskbedömningen av nya och existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG och riskbedömningen av verksamma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG. En kortfattad beskrivning av denna metodik följer nedan. 3.2 Dataunderlag Tidsramarna för projektet har inte medgivit en kritisk granskning av originalstudier (utom i undantagsfall), utan GV har fastställts utifrån data som redan blivit kritiskt granskade. Denna granskning har skett under riskbedömningen av existerande ämnen enligt Rådets förordning 793/93/EEG, enligt riskbedömningen av verk-samma ämnen i växtskyddsmedel enligt Rådets direktiv 91/414/EEG eller i arbetet med andra riskbedömningar/riktlinjer utarbetade av betrodda organisationer och myndigheter (OECD, de kanadensiska och danska naturvårdsverken). För biocider har GV fastställts utifrån de ekotoxikologiska farobedömningar som gjorts på KemI innan produkter med det ingående verksamma ämnet har släppts ut på den svenska marknaden. 3.3 GVvatten Föreslagna GVvatten grundar sig på toxicitetsdata från laboratorietest. Datasetet bör bestå av minst tre NOEC-värden (No Observed Effect Concentration) från studier med vattenlevande arter som representerar olika trofinivåer, vanligtvis alg, kräft-djur och fisk. Om datasetet uppfyller dessa krav beräknas PNEC (Predicted No-Effect Concentration) genom att det lägsta NOEC-värdet delas med en säkerhets-faktor (AF) på 10. En högre säkerhetsfaktor används om kvaliteten och kvantiteten av data är lägre, se tabell 1 och EQS-manualen. GVvatten = PNECvatten = NOECmin/AF För mer omfångsrika dataset, både vad gäller antal arter och antal representerade taxonomiska grupper, kan samtliga NOEC-värden användas för att ta fram ett PNEC med en statistisk metod. Metoden bygger på att arters känslighet för ett


15

ämne kan beskrivas som en statistisk frekvensfördelning (SSD). Genom att beräkna den 5:e percentilen (HC5) av frekvensfördelningen kan den koncentration av ämnet fastställas, som kan anses säker för 95 % av alla arter. PNEC beräknas genom att detta värde delas med en säkerhetsfaktor på 1-5, utifrån datasetets kvalitet och kvantitet. För utförligare beskrivning se EQS-manualen. Tabell 1. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor för beräkning av PNECvatten.

Tillgängliga data Säkerhetsfaktor

Åtminstone ett akut L(E)C50-värde för varje trofinivå 1 000 Ett kroniskt NOEC-värde (fisk eller Daphnia) 100 Två kroniska NOEC för arter som representerar två trofinivåer (fisk och/eller Daphnia och/eller alger)

50

Kroniska NOEC för åtminstone tre arter (oftast fisk, Daphnia och alger) som representerar tre trofinivåer

10

SSD 1-5 Andra typer av studier, t.ex. mesokosm- och fältstudier från fall till fall

Eftersom artdiversiteten är högre, och därmed förmodligen även spridningen i känslighet, i saltvatten än sötvatten tillkommer vanligtvis ytterligare en säkerhets-faktor, AF=10, när toxicitetsresultat som tagits fram för sötvattensarter används för att beräkna PNEC för andra ytvatten (kust, hav och vatten i övergångszon). Om det finns toxicitetsdata som indikerar att marina arter inte är känsligare än sötvattensar-ter behöver ingen ytterligare säkerhetsfaktor användas.

GVvatten avser årsgenomsnittet för ämnet. För att bestämma en norm för tillfälli-ga koncentrationstoppar utgår man ifrån akutdata och en AF=100. 3.4 GVsediment GVsediment beräknas för ämnen med Log KpSPM-vatten ≥ 3 eller som av annan anled-ning förväntas ackumuleras i sediment. Beräkningen av GVsediment utgår ifrån NOEC-värden som fastställts vid toxicitetstestning med sedimentlevande organis-mer. Även här tillämpas olika säkerhetsfaktorer för att bestämma PNEC, beroende på datasetets kvalitet, se EQS-manualen och tabell 2. GVsediment = PNECsediment =NOECmin/AF Tabell 2. Kriterier (datakrav) för val av säkerhetsfaktor vid beräkning av PNECsediment.

Tillgängliga data Säkerhetsfaktor Ett kroniskt NOEC-värde 100 Två kroniska NOEC för arter som representerar olika livs- och födostrategier

50

Kroniska NOEC för åtminstone tre arter som representerar olika livs- och födostrategier

10


16

För att GVsediment ska kunna jämföras med GVvatten kan ett GVvatten_sediment räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik (equilibrium partitioning, EP) enligt formeln nedan. Detta förutsätter att uppgifter finns om fördelningskoefficienten KpSPM-vatten. För organiska ämnen kan fördelningskoefficienten också uppskattas utifrån ämnets Koc-värde (se TGD). GVvatten_sediment= GVsediment_våtvikt/((KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000) Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * (KpSPM/1000) * RHOsolid KpSPM = foc (0,1) * Koc RHOsolid = 2500 kg/m3 Foc = fraktion organiskt kol Fsolid = fraktion partiklar 1000 = omvandlingsfaktor m3/kg till l/kg 3.5 EP-GVsediment beräknat från GVvatten Om toxicitetsdata saknas för sedimentlevande organismer kan med jämviktsfördel-ningsmetodik ett indikativt värde på GVsediment, EP-GVsediment, beräknas utifrån GVvatten. EP-GVsediment kan också användas om man vill använda sig av sediment som provtagningsmatris för att uppskatta halten av ett ämne i vatten. Om ämnet har ett Log Kow > 5 måste även andra exponeringsvägar än vatten, t.ex. födoexponering beaktas, detta görs genom att en faktor 0,1 inkluderas i ekvationen nedan. EP-GVsediment_.våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 * GVvatten(mg/l) (* 0,1 (om LogKow > 5)) Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * (KpSPM/1000) * RHOsolid KpSPM =foc (0,1) * Koc RHOsolid = 2500 kg/m3 Foc = fraktion organiskt kol Fsolid = fraktion partiklar 1000 = omvandlingsfaktor m3/kg till l/kg Det beräknade EP-GVsediment är starkt beroende av valet av fördelningskoefficient och andelen organiskt kol är det som är mest avgörande för adsorptionen av orga-niskt material till sediment. Istället för att använda standardvärden som i beräk-ningarna ovan bör man därför mäta andelen organiskt kol och räkna fram en plats-specifik fördelningskoefficient och därmed EP-GVsediment. De EP-GVsediment som redovisas i tabell 7 ska därför bara ses som indikativa. En överträdelse av dessa värden tyder på att ämnet behöver undersökas vidare till exempel genom en mät-ning i vatten. Uträkningarna redovisas inte för de bekämpningsmedel som inte förväntas anrikas i sediment.


17

3.6 GVbiota Sekundärförgiftning av predatorer beaktas om biokoncentrationsfaktorn (BCF) för ett ämne är över 100. Sekundärförgiftning av människa beaktas när ämnet är klassi-ficerat som cancerogent, mutagent eller reproduktionstoxiskt i kategori I-III, (R40, R45, R46 eller R60-R64), eller om ämnet har ett BCF-värde över 100, BMF över 1 eller Log Kow >3 samt är klassificerat som skadligt eller giftigt vid oralt intag eller kontakt med huden (R21, R22, R24, R25, R27 eller R28), eller misstänks orsaka allvarliga hälsoskadliga effekter vid långvarig användning (R48).

För att bestämma ett GVbiota_pred med syfte att skydda predatorer från sekundär-förgiftning krävs en oral, helst kronisk, studie med antingen fågel eller däggdjur. En säkerhetsfaktor för att omvandla NOEC till PNEC väljs enligt tabell 3 utifrån studiens längd och vilka levnadsstadier man studerat. GVbiota_pred = PNECoral = NOECmin/AF Tabell 3. Val av säkerhetsfaktor för beräkning av PNECoral.

Typ av oral studie Studiens längd Säkerhetsfaktor LC50 fågel 5 dagar 3000 NOEC fågel Kronisk 30 NOEC däggdjur 28 dagar

90 dagar Kronisk

300 90 30

Ofta uttrycks resultaten av dessa test som den dos (mg/kg kroppsvikt*dag) som inte gett några effekter, NOAEL. NOAEL-värden kan omvandlas till NOEC-värden med hjälp av omvandlingsfaktorerna i tabell 4. Tabell 4. Omvandlingsfaktorer från NOAEL till NOEC.

Art Omvandlingsfaktor Canis domesticus 40 Macaca sp. 20 Microtus sp. 8,3 Mus musculus 8,3 Oryctolagus cuniculus 33,3 Rattus norvegicus (> 6 veckor) 20 Rattus norvegicus (> 6 veckor) 10 Gallus domesticus 8

NOAEL, ADI, TDI –värden som har identifierats i hälsodelen av riskbedömning-arna under Rådets förordning 793/93/EEG eller Rådets direktiv 91/414/EEG an-vänds som utgångspunkt för att beräkna ett GVbiota_human. Dessa värden härrör van-ligtvis från studier av upprepad dos, oral toxicitet, reproduktionsstudier eller carci-nogenicitetsstudier. Motsvarande värden fastställda av WHO eller liknande interna-tionellt erkända organ kan också användas som utgångspunkt för att beräkna ett


18

GVbiota_human. Vanligtvis används en säkerhetsfaktor på 100 för att beräkna ett TDI för människa utifrån ett relevant NOAEL, men den kan även bli högre. Maximalt 10 % av fastställt TDI får komma från intag av fisk, därav faktorn 0,1 i formeln nedan. GVbiota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) För att kunna jämföra GVbiota med GVvatten kan en surrogatstandard för vatten, GVvatten_biota, beräknas utifrån ämnets bioackumulationsförmåga enligt följande formel. GVvatten_biota = GVbiota /(BCF*BMF1 (*BMF2, gäller marina näringsvävar)) I ideala fall baseras BMF-värdena på uppmätta data men om sådana data inte finns tillgängliga kan TGDs standardvärden användas (Tabell 5). I första hand väljs BMF utifrån ett uppmätt BCF-värde, i andra hand från ämnets Log Kow. Tabell 5. Standard BMF för organiska ämnen.

Ämnets Log Kow BCF (fisk) BMF1 BMF2 < 4,5 < 2000 1 1 4,5 - <5 2000 – 5000 2 2 5 - 8 > 5000 10 10 > 8 - 9 2000 – 5000 3 3 > 9 < 2000 1 1

3.7 GVdricksvatten Om det för ett ämne finns ett lagstiftat gränsvärde för dricksvatten i Rådets direktiv 75/440/EEG antas det som GVdricksvatten, i annat fall räknas ett provisoriskt värde för dricksvatten ut enligt formeln nedan. Max 10 % av TDI får uppnås genom vattenin-tag. GVdricksvatten = 0,1 * tröskelvärde * kroppsvikt/ dricksvattenintag Tröskelvärde = TDI, ADI eller motsvarande uttryckt i mg/kg kroppsvikt per dag Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dricksvattenintag = 2 l


19

3.8 Val av övergripande GV Om GVvatten är lägre än GVvatten_sediment och GVvatten_biota så bedöms detta värde som tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer samt predatorer och människa från sekundärförgiftning. Om så inte är fallet krävs ytterligare skydd för dessa grupper, antingen genom att GVvatten sänks eller att separata GV införs för sediment och/eller biota. Föreslagna gränsvärden sammanfattas i tabell 6 & 7. I tabell 8 redovisas ämnenas EP-GVsediment.

3.9 Källor

1) ECB (2003) Technical Guidance Document (TGD) on Risk Assessment in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the Placing of Bio-cidal Products on the Market. Part II: Environmental Risk Assessment. 2003. Dokumentet finns tillgängligt på Internet: http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) Fraunhofer-Institute, 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in ac-cordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC).


20

4 Föreslagna gränsvärden Tabell 6. Föreslagna GVvatten (inlandsvatten)och GVandra_ytvatten (kustvatten, vatten i övergångszon och marint vatten). Om GVvatten saknas, redovisas även separata GVsediment eller GVbiota i tabell 7.

Substans GVvatten

(μg/l)

GVandra_ytvatten (μg/l)

Krom1 3 3

Zink1,2 8 vid hårdhet > 24 mg CaCO3/l

3 vid hårdhet < 24 mg CaCO3/l

8

Koppar1 4 -

Bronopol 0,7 0,3

Irgarol - 0,003

Triclosan 0,05 0,005

MCCP 1 0,2

Icke-dioxinlika PCBer - -

Dioxinlika PCBer, dioxiner

och furaner

- -

PFOS 30 3

HBCD 0,3 0,03

Bisfenol A 1,5 0,15

Nonylfenoletoxilater3 0,3 NP-TEQ 0,3 NP-TEQ

Aklonifen 0,2 -

Bentazon 30 -

Cyanazin 1 -

Diflufenikan 0,005 -

Diklorprop 10 -

Dimetoat 0,7 -

Fenpropimorf 0,2 -

Glyfosat 100 -

Kloridazon 10 -

MCPA 1 -

Mekoprop & Mekoprop p 20 -

Metamitron 10 -

Metribuzin 0,08 -

Metsulfuronmetyl 0,02 -

Pirimikarb 0,09 -

Sulfusulfuron 0,05 -

Tifensulfuronmetyl 0,05 -

Tribenuronmetyl 0,1 - 1 För metaller avser gränsvärdet den lösta delen metall d.v.s. koncentrationen i den fas som erhålls efter filtrering genom ett 0,45 μm filter. Vid utvärdering av övervakningsdata mot de ned-an angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området.


21

2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd vattendraget utöver bakgrundshalter. 3 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP-TEQ).

Tabell 7. GVsediment och/eller GVbiota föreslås som kompletterande GV för de ämnen då GVvatten inte är tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer och/eller människa och/eller predatorer från sekundärförgiftning. Substans GVsediment

(torrvikt) GVbiota

(våtvikt)

MCCP 20 mg/kg (sötvatten) 5 mg/kg (marin)

-

Icke-dioxinlika PCBer 30 μg total-PCB/kg (sötvatten) 20 μg total-PCB/kg (marin)

0,1 mg/kg PCB-1531

Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner

0,9 ng TEQfisk/kg 8 pg TEQdäggdjur/g2

PFOS - 0,006 mg/kg HBCD 0,9 mg/kg 1,5 mg/kg

1 Gränsvärde i Sverige för fisk för humankonsumtion (LIVSFS 1993:36)

2 Gränsvärde i EU för fisk för humankonsumtion (Förordning EG 1881/2006)


22

Tabell 8. Indikativa GVsediment, EP-GVsediment, som har beräknats med jämviktsför-delningsmetodik utifrån ämnenas GVvatten. Substans EP-GVsediment

(mg/kg) torrvikt Krom1 0,7-7 Zink2,3 860 Koppar - Bronopol 0,0007 Irgarol 0,0002-0,0008 Triclosan 0,2 MCCP - Icke-dioxinlika PCBer - Dioxinlika PCBer, dioxiner och furaner - PFOS - HBCD - Bisfenol A 0,1 Nonylfenoletoxilater4 0,2 NP-TEQ Aklonifen 0,1 Bentazon 0,04 Cyanazin 0,007 Diflufenikan 0,0009 Diklorprop 0,04 Dimetoat 0,001 Fenpropimorf 0,06 Glyfosat 180 Kloridazon 0,2 MCPA 0,08 Mekoprop och mekoprop-p 0,04 Metamitron - Metribuzin 0,0008 Metsulfuronmetyl 0,000006 Pirimikarb 0,0004 Sulfusulfuron 0,00003 Tifensulfuronmetyl 0,00007 Tribenuronmetyl 0,0001

1 Gäller neutral och alkalisk miljö respektive sur miljö. 2 Gränsvärdet för zink är baserat på adderad risk, d.v.s. värdet avser den zink som är tillförd sedimentet utöver bakgrundshalter. 3 PNEC har utifrån labstudier bestämts till 49 mg/kg torrvikt, det finns därför anledning att befara risk för sedimentlevande organismer under det angivna EP-GVsediment. 4 Gränsvärdet för nonylfenoletoxilater baserar sig på summan av nonylfenolekvivalenter (NP-TEQ).


23

5 Metaller Metaller är naturligt förekommande ämnen, vilket man måste ta hänsyn till vid gränsvärdesberäkningen. I de pågående och slutförda riskbedömningar av metaller som har genomförts enligt Rådets förordning 793/93/EEG har man använt sig av två olika tillvägagångssätt. Det första tillvägagångssättet bygger på antagandet att det är den totala halten löst metall som är av betydelse för metallens toxicitet. Den uppmätta halten av metallen jämförs då direkt med det gränsvärde som är framtaget baserat på totalhalter av metallen. Det andra tillvägagångssättet bygger istället på antagandet att arterna i ett ekosystem är anpassade till bakgrundskoncentrationen av metaller i den miljö de lever i, och att det således inte är den absoluta koncentra-tionen av en metall som har betydelse för dess toxicitet, utan enbart den av männi-skan tillförda mängden, detta koncept benämns adderad risk. I detta fall ska bak-grundshalten av metallen dras ifrån den uppmätta halten innan jämförelse mot gränsvärde görs. Gränsvärdet är då framtaget baserat på den adderade mängden metall i toxicitetsstudier (totalhalt-bakgrundskoncentration).

Metallers toxicitet är beroende av deras biotillgänglighet. Biotillgängligheten är beroende av i vilken form metallerna finns i vattnet; metallerna kan t.ex. vara ad-sorberade till partiklar, eller ingå i lösta men inte biotillgängliga komplex. Biotill-gängligheten är också beroende av koncentrationen av konkurrerande katjoner, vattnets pH, hårdhet, salinitet och innehåll av löst organiskt kol. Tidigare har man ofta mätt den totala koncentrationen av metaller i vatten, i riskbedömningarna har man istället använts sig av ”den lösta delen”, för att få en bättre uppskattning av biotillgängligheten. I praktiken definieras den lösta delen av en metall som den del som mäts i ett vattenprov som passerat ett 0,45 μm filter.

De ”Biotic Ligand Models” (BLM) som är under utveckling under riskbedöm-ningen av metaller enligt Rådets förordning 793/93/EEG, utgör ytterligare ett steg mot en bättre uppskattning av biotillgängligheten av metaller. Dessa modeller be-räknar andelen biotillgänglig metall i ett specifikt vattendrag under förutsättning att man också har uppgifter om relevanta vattenkemiska variabler som pH, hårdhet, alkalinitet, DOC osv. I den mån en sådan modell har utvecklats och validerats för en specifik metall kan den användas för att ersätta det nedan föreslagna gränsvärdet med ett platsspecifikt gränsvärde. BLM-modellerna för zink och koppar beskrivs kortfattat i respektive ämnesavsnitt och mer utförligt i respektive riskbedömning.

Vid utvärdering av övervakningsdata mot de nedan angivna gränsvärdena för metaller bör hänsyn tas till metallens biotillgänglighet, naturliga bakgrundshalter, typ av utsläppskällor och konstaterade biologiska effekter i området.

Den naturliga halten i vatten kan för de flesta metaller bedömas med acceptabel noggrannhet utifrån analyser från uppströmspunkter eller närbelägna vattenområ-den som är opåverkade av lokala utsläpp och inte är försurade. Om sådana analys-värden inte finns kan schablonvärden på bakgrundshalter användas, se Naturvårds-verkets rapport Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag, tabell 24, delvis återgiven som tabell 9 nedan. Man får dock ha i minnet att bakgrundshal-terna kan variera markant beroende på de lokala förutsättningarna.


24

Tabell 9. Jämförvärden för regionala bakgrundshalter och naturliga, ursprungliga halter i olika typer av svenska vatten, opåverkade av lokala utsläpp och försurning (pH >6,0). Naturliga, ursprungliga halter i vatten är uppskattade utifrån nuvarande halter i norra Sverige. Motsvarande halter i sediment har bedömts utifrån analyser av djupare sedimentlager. Med N Sverige avses områden fr.o.m. Dalälven och norrut. Mindre vattendrag definieras som rinnande vatten med avrinningsområden upp till några kvadratkilometer. Cu Zn Cd Pb Cr Ni Co As V Hg Vattendrag, större (µg/l) N Sverige 0,9 2,9 0,005 0,12 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,002 S Sverige 1,3 4,3 0,014 0,32 0,4 1,0 0,13 0,4 0,4 0,004 Slättlandsåar 1,9 5,7 0,016 0,38 0,8 2,7 0,35 0,6 0,8 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 1 3 0,003 0,05 0,2 0,5 0,05 0,2 0,1 0,001 Vattendrag, mindre (µg/l) N Sverige 0,3 0,9 0,003 0,04 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,002 *S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,002 0,02 0,1 0,3 0,03 0,06 0,06 0,001 Sjöar (µg/l) N Sverige 0,3 0,9 0,009 0,11 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,002 S Sverige 0,5 2,0 0,016 0,24 0,2 0,4 0,06 0,3 0,2 0,004 Naturlig, ursprunglig halt 0,3 1 0,005 0,05 0,05 0,2 0,03 0,2 0,1 0,001 Sediment (mg/kg ts) N Sverige 15 150 0,8 50 15 10 10 20 0,13 S Sverige 20 240 1,4 80 15 10 10 20 0,16 Naturlig, ursprunglig halt 15 100 0,3 5 15 10 15 8 20 0,08

*Data saknas från icke försurningspåverkade vattendrag. Därför används samma värden som för södra Sveriges sjöar.

Källa

1) Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vat-tendrag, Naturvårdsverket Rapport 4913.


25

5.1 Krom

Ämne: Krom CAS nr: 1333-82-0; 7775-11-3; 10588-01-9; 7789-09-5; 7778-50-9 Vattenlöslighet: 115-2355 g/l KpSPM-vatten: krom(VI) 500 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m3/m3 (sur

miljö) krom (III) 75000 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 7500 m3/m3

(sur miljö)

5.1.1 Sammanfattning Övergripande GVvatten föreslås till 3 µg/l för krom. Normen avser den totala halten löst krom, d.v.s. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter. 5.1.2 Toxicitet för vattenlevande organismer I EU:s riskbedömning redovisas ett relativt omfattande dataset gällande toxiciteten av krom(VI). Det lägsta NOEC-värdet är fastställt till 4,7 μg/l för kräftdjur (Cero-daphnia dubia, 7 d). För fisk är lägsta NOEC fastställt till 10 μg/l (Salvelinus fonti-nalis, 8 mån) och för alg till 10 μg/l (Selenastrum capricornutum, 72 h, EC10). Data finns från tre trofinivåer och PNEC kan beräknas på traditionellt sätt med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet. GVvatten (Cr VI, AF) = 0,47 μg/l Eftersom det finns tillräckligt med data för att beräkna PNEC med statistisk fre-kvensfördelningsmetodik föredras detta i riskbedömningen. HC5 är 10,2 µg/l, med en AF=3, blir PNEC då istället 3,4 μg/l. GVvatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l Krom(VI) omvandlas till krom(III) under vissa förhållanden. Lägsta NOEC för krom (III) är fastställt till för fisk 50 μg/l (Oncorhynchus mykiss, ”early life stage test”), för kräftdjur till 47 μg/l (Daphnia magna) och till >2 mg/l för alger (Chlo-rella pyrenoidosa). Data finns från tre trofinivåer och PNEC beräknas med en AF=10 utifrån lägsta NOEC-värdet eftersom det inte finns tillräckligt med data för att använda statistisk frekvensfördelningsmetodik. GVvatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l Kroms (VI) akuta giftighet är högst för kräftdjur med ett EC50-värde på 30 μg/l (C. dubia, 48 h). För alger är den akuta toxiciteten högst för Chlorella vulgaris (IC50 = 0,47 mg/l, tillväxt) och för fisk för Oncorhynchus mykiss (LC50 = 13 mg/l, 48h). För skydd mot tillfälliga utsläppstoppar används akutdata och en AF= 100.


26

GVtopp = 0,3 μg/l Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det förmodligen skulle bli för konser-vativt. Den akuta toxiciteten av krom har testats i ett betydande antal studier, och det är troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GVtopp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GVtopp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,3 µg/l (en preliminär analys indikerar ett värde runt 10 µg/l).

Kroms biotillgänglighet och toxicitet är beroende av faktorer som pH, hårdhet, salinitet och temperatur, men det finns ännu inte tillräckligt många studier för att man ska kunna identifiera och ta hänsyn till eventuella samband.

Kroms(VI) toxicitet för algen Thalassiosira pseudonana har testats i brackvat-ten (EC50 0,341 mg/l), för marina kräftdjur är lägsta LC50 2,03 mg/l (Mysidopsis bahia) och för fisk 21,4 mg/l (Cyprinodon variegatus). Akuttoxicitetsdata finns också från andra marina taxonomiska grupper, som mollusker (Crassostrea gigas, EC50, 4,54 mg/l), polychaeter (Neanthes arenaceodentata, LC50, 1,63 mg/l) och rotiferer (Branchionus plicatilis, LC50, 51,6 mg/l) Kroms toxiska verkan verkar minska i marina vatten; tester med sötvattensarter ger lägre EC50-värden än tester med marina arter. Marina arter som testats i sötvatten verkar dock vara lika känsli-ga som sötvattensarter. Ingen ytterligare säkerhetsfaktor bedöms därför behövas för bestämning av GVandra_ytvatten. GVvatten (Cr VI, SSD) = GVandra_ytvatten (Cr VI, SSD) = 3,4 μg/l GVvatten (Cr III, AF) = GVandra_ytvatten (Cr III, AF) = 4,7 μg/l 5.1.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns inte tillräckligt med studier för att ta fram ett PNEC för sedimentlevande organismer baserat på experimentella data. Enligt TGD så kan man uppskatta se-dimenttoxiciteten utifrån toxiciteten för vattenlevande organismer med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik. Eftersom krom(VI) i stor utsträckning reduceras till krom(III) i sediment bör man räkna ut ett gränsvärde för sediment för både krom(VI) och krom(III). EP-GV sed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 * GVvatten Krom (VI) EP-GVsed_våtvikt = 1,5 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 6,9 mg/kg torrvikt) EP-GVsed_våtvikt = 0,15 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 0,69 mg/kg torrvikt) Krom (III) EP-GVsed_våtvikt = 31 mg/kg (sur miljö) (vilket motsvarar 143 mg/kg torrvikt) EP-GVsed_våtvikt = 307 mg/kg (neutral och alkalisk miljö) (vilket motsvarar 1426 mg/kg torrvikt)


27

Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten = krom(VI) 500 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 50 m3/m3 (sur miljö) KpSPM-vatten = krom (III) 75000 m3/m3 (neutral/alkalisk miljö); 7500 m3/m3 (sur miljö) 5.1.4 Sekundärförgiftning – predatorer Eftersom BCF är under 100 är inte kriterierna uppfyllda för att beräkna ett gräns-värde för skydd av sekundärförgiftning av predatorer. 5.1.5 Sekundärförgiftning – människa PNECoral har bestämts utifrån 90-dagarsstudie på råtta där ett NOAEL-värde på 7 mg krom(VI)/kg kroppsvikt/dag fastställdes. Vid högre doser observerades testikel-förändringar. En AF =100 används för extrapolering från djur till människa och PNECoral eller TDI blir 0,07 mg/kg/dag. GVbiota_human = 0,1 * kroppsvikt * TDI/dagligt intag av fisk = 4,3 mg/kg biota GVvatten_biota_human= GVbiota_human /BCF = 4,3 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) BCF = ca 1 5.1.6 Dricksvatten Halten av krom i ytvatten avsett för dricksvattenuttag är reglerat i Rådets direktiv 75/440/EEG till 0,05 mg/l (A1, I, totalt). 5.1.7 Källor

1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on Chromium Trioxide, Sodium Chromate, Sodium Dichromate, Ammonium Dichromate and Potas-sium Dichromate. Final report, 2005. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.


28

5.2 Zink Ämne: Zink CAS nr: 7440-66-6 KpSPM: 110000 l/kg

5.2.1 Sammanfattning Övergripande GVvatten för zink föreslås till 8 μg/l för vatten med en hårdhetsgrad över 24 mg CaCO3/l. För vatten med lägre hårdhetsgrad föreslås GVmjukt_vatten till 3 μg/l. De föreslagna normerna gäller för den lösta delen zink dvs. koncentrationen i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter. Gränsvärdena byg-ger på konceptet adderad risk; d.v.s. de gäller för zink som tillförts vattendraget utöver naturliga bakgrundsnivåer. Om istället lokala bakgrundshalter adderas till dessa värden får man ett GV för zink som i likhet med GV för krom och koppar grundar sig på den totala halten löst metall i vattnet. 5.2.2 Toxicitet för vattenlevande organismer I riskbedömningsrapporten för zink finns det tillräckligt många NOEC-värden för att bestämma PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelningsmetodik (SSD), både för söt- och saltvattensarter. Eftersom studierna med marina arter inte är lika noggrant granskade har PNECsötvatten använts även för marina scenarion. En AF=2 används för att beräkna PNEC utifrån resultatet av SSDn (HC5 = 15,6 µg/l). De i SSDn ingående testresultaten kom från studier som uppfyllde vissa normalkriterier vad gällde abiotiska faktorer som hårdhet (24-250 mg CaCO3/l), pH (6-9) och bak-grundskoncentration (minimum 1 μg/l). GVvatten (SSD) = 7,8 μg/l (hårdhet > 24 mg/l CaCO3) Eftersom särskilt mjuka vatten inte var representerade bland de studier som använ-des för bestämning av PNEC och eftersom zinks toxicitet förväntas vara högre vid lägre hårdhetsgrad gjordes en särskild studie där PNECadd_mjuktvatten bestämdes. Skillnaden i toxicitet, kallad ”water effect ratio”, i ett vatten med en hårdhet på 6-8 mg CaCO3/l och ett vatten med hårdhet 100 mg CaCO3/l bestämdes till 2,5 i denna studie. GVmjuka vatten = GVvatten/2,5 = 3,1 μg/l (hårdhet < 24 mg/l CaCO3) Det lägsta akuttoxicitetsvärdet för Daphnia magna är 0,07 mg/l och för regnbåge, Oncorhynchus mykiss, 0,14 mg/l. Lägsta akuttoxicitetsvärde för en alg är 0,136 mg/l (Selenastrum capricornutum, Zn pulver). För att beräkna en gräns för tillfälli-ga koncentrationstoppar används en AF=100 för det lägsta akutvärdet.


29

GVtopp = 0,0007 mg/l = 0,7 μg/l vilket blir mindre än GVvatten. Detta värde föreslås inte som gränsvärde då det skulle bli för konservativt. Den akuta toxiciteten av zink har testats i ett betydande antal studier, men redovisas i riskbedömningsrapporten endast för alg, fisk och kräftdjur (EC/LC50=0,07-7,8 mg/l (n=32)). Det är därför troligt att det finns tillräckligt med data för att fastställa även GVtopp med hjälp av SSD, även om det inte är gjort i rapporten. På resultatet av en sådan SSD skulle en AF=10 användas för GVtopp och det är då sannolikt att detta värde skulle bli betydligt högre än 0,7 µg/l.

5.2.3 Biotillgänglighet De föreslagna gränsvärden för vatten gäller koncentrationer av löst zink i vatten, men tar inte hänsyn till de olika faktorer som kan påverka biotillgängligheten av zink. För tre olika arter Oncorhynchus mykiss, Daphnia magna och Pseudokirchne-riella subcapitata har samband fastställts, så kallade biotic ligand models, mellan ett antal abiotiska faktorer och zinks toxicitet. Ett worst-case NOEC-värde har beräknats för dessa tre arter baserat på de abiotiska förhållanden som gör toxicite-ten som störst för respektive art. Kvoten mellan detta worst-case NOEC och det faktiska NOEC, som räknas fram baserat på lokala abiotiska förhållanden, ger en biotillgänglighetsfaktor. När den uppmätta koncentrationen (med hänsyn tagen till bakgrundshalter) multipliceras med denna biotillgänglighetsfaktor får man ett mått på den biotillgängliga koncentrationen av zink. Modellen är validerad för pH 6-9, DOC 1-20 mg/l och hårdhet 15-428 mg CaCO3/l och beskrivs mer utförligt i risk-bedömningsrapporten. 5.2.4 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns fyra godkända testresultat med sedimentlevande organismer som repre-senterar minst tre olika livs- och födostrategier och en AF=10 kan därför användas för att beräkna PNEC utifrån det lägsta NOEC-värdet (488 mg/kg torrvikt, Hyalella azteca). GVsediment = 49 mg zink/kg torrvikt sediment eller 11 mg/kg våtvikt. (51 mg/kg torrvikt om bakgrunden räknas in). GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten * 1000) = 0,46 μg/l. Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid KpSPM = foc (0,1) * Koc RHOsolid = 2500 kg/m3 EP-GVsediment kan också räknas ut med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik utifrån det tidigare bestämda vattenvärdet:


30

EP-GVsediment_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM)* 1000 * GVvatten = 187 mg/kg vilket motsvarar 860 mg/kg torrvikt Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid = 27501 m3/m3 KpSPM = 110000 kg/l RHOsolid = 2500 kg/m3 PNEC baserat på testdata blir flera gånger lägre än det som är framräknat. Värdet baserat på testdata föredras. Detta värde är dock inte normaliserat för biotillgäng-lighet, och det är möjligt att zinket delvis bundits in till sedimentet och i sådana fall kan det innebära att toxiciteten underskattats.

För att kunna jämföra en i fält uppmätt zinkkoncentration i ett sediment med ovanstående PNEC, krävs kunskap om bland annat naturliga bakgrundshalter av zink och om de abiotiska faktorer som påverkar biotillgängligheten av zink. När det gäller att uppskatta biotillgängligheten av zink i sediment är halten av AVS (acid volatile sulphides) avgörande eftersom AVS effektivt binder vissa katjoniska metaller i en speciell ordning. Samtidigt som halten AVS bestäms måste därför halten SEM (simultaneously extracted metal) bestämmas.

I riskbedömningen förordar man att man i ett första steg jämför den uppmätta koncentrationen i sediment (minus bakgrund) med PNECadd_sediment och om kvoten indikerar risk, ska man ta hänsyn till ytterligare faktorer som SEM och AVS. Den-na metodik kräver att man också har kunskap om bakgrundshalterna av alla andra aktuella metaller i sedimentet som binder in till AVS. En alternativ väg är att, i de fall då man inte har kunskap om de abiotiska faktorerna, använda sig av en stan-dard-biotillgänglighetsfaktor på 0,5 som man har valt av pragmatiska skäl sedan man i en studie av 16 holländska sediment bestämt biotillgänglighetsfaktorn, ge-nom att jämföra AVS-bundet zink med total-zink, till mellan 0 och 0,59 (endast två sediment hade en biotillgänglighet över 0,5). För svenska förhållanden finns bara en handfull uppgifter om halten av AVS i sediment. Om man framöver ska kunna använda sig av AVS/SEM konceptet krävs en avancerad harmonisering/vägledning av provtagningsteknik och djup, då AVS-halten varierar både med djupet i sedimentet och med årstiden. När det gäller bak-grundshalter av zink i svenska sediment så redovisar Landner och Reuther (2004) ett förslag på medelbakgrundsvärde för sediment i Stockholm på 122 mg/kg torr-vikt, vilket skulle innebära att redan dessa nivåer innebär risk om man räknar med en biotillgänglighet på 50 %. Ytterligare kunskap krävs innan man kan sätta ett GVsediment. 5.2.5 Sekundärförgiftning – predatorer Sekundärförgiftning anses inte vara av betydelse för zink, eftersom de flesta dägg-djur, inom vissa gränser, kan reglera sitt upptag av zink, som är en essentiell me-tall.


31

5.2.6 Sekundärförgiftning – människa WHO rekommenderar ett högsta dagligt intag på 45 mg per person (ingen uppgift om kroppsvikt). 5.2.7 Dricksvatten Det obligatoriska A1-värdet enligt Rådets direktiv 75/440/EEG är 3 mg/l för zink medan riktvärdet (det värde man ska sträva efter) är 0,5 mg/l. 5.2.8 Källor

1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on Zink metal. Final draft, 2006. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) Landner, L. & Lindeström, L. Zink - resurs eller hot?, 1996. ISBN 91-630-5117-6

3) Landner, L. & Reuther, R. Metals in Society and in the Environment, 2004. ISBN 1-4020-2741-9


32

5.3 Koppar Ämne: Koppar CASnr: 7440-50-8 Vattenlöslighet: 0,8-1000000 mg/l beroende på kopparförening Log Kd 3,33 (osäker uppskattning)

5.3.1 Sammanfattning Övergripande GVvatten föreslås till 4 μg/l. Normen avser den totala halten löst kop-par, d.v.s. koppar mätt i den fas som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 μm filter. 5.3.2 Biotillgänglighet Koppars biotillgänglighet och toxicitet i vatten förändras beroende på de abiotiska förhållandena, som inkluderar bl.a. pH, hårdhet, DOC-halt samt koncentrationer av andra katjoner. Under riskbedömningsarbetet har man utvecklat en metodik som utgår ifrån BLM (Biotic Ligand Models) för några vanliga testorganismer från olika trofinivåer. Till skillnad från zink så räknar man för koppar ut platsspecifika PNEC, d.v.s. efter att alla ingående NOEC-värden räknats om enligt modellen görs en ny SSD. Modellens förmåga att förutspå NOEC-värden vid olika abiotiska för-hållanden har validerats i naturliga vatten. Modellerna fungerar för vatten med pH 5,5-8,5; hårdhet 10-500 mg/l CaCO3, DOC 1,6-23 mg/l samt för järnkoncentratio-ner upp till 307 mg/l och aluminiumkoncentrationer upp till 332 mg/l. 5.3.3 Toxicitet för vattenlevande organismer I riskbedömningsrapporten från 2006 räknade man om kroniska data från 22 olika arter med hjälp av BLM-metodik för att representera största sannolika biotillgäng-lighet (hårdhet = 37 mg/l; DOC = 2,6 mg/l; pH för fisk och evertebrater = 6,6; pH för alger 8,1) och dessa användes för att bestämma ett worst-case PNEC med hjälp av statistisk frekvensfördelning (SSD). De ingående NOEC-värdena varierar mel-lan 8,5 och 122,1 μg/l. Om PNEC skulle beräknas på traditionellt sätt skulle en AF=10 användas med lägsta NOEC-värdet som utgångspunkt. GVvatten (AF) = 0,85 μg/l Resultatet av SSDn blir att HC5, den koncentration som kan anses säker för 95 % av alla arter, blir 8,2 μg/l. I riskbedömningsrapporten föreslogs en AF=1 för denna koncentration, men här föreslås AF=2 beroende på att Sverige anser att osäkerheter kvarstår gällande BLM-modellens applicerbarhet för samtliga arter, inda-ta/variationen hos de i modellen ingående abiotiska faktorerna samt återstående oförklarad variation. GVvatten (SSD) = 4,1 μg/l


33

I en senare version av riskbedömningen (juli 2007) har data från ytterligare arter tagits med i fastställandet av PNEC. Det finns nu data för 27 arter. I den senaste versionen finns inget övergripande worst-case-PNEC fastställt utan BLM-normaliserade PNEC redovisas för sju olika typscenarion som ska representera olika europeiska vattendrag. Bland dessa typscenarion blev det lägsta HC5 7,8 µg/l (flod i Storbritannien). I riskbedömningsrapporten föreslogs återigen en AF=1, men här föreslås AF=2 av samma skäl som ovan. GVvatten (SSD) = 3,9 μg/l I denna rapport har den senaste versionen av BLM-modellen för koppar (maj 2007) använts för att bestämma ett worst-case PNEC för Sverige. Ur databaserna från den regionala och nationella miljöövervakningen hämtades data för 116 vattendrag och 175 sjöar för de abiotiska faktorer som har störst betydelse för toxiciteten av kop-par, nämligen pH, hårdhet, alkalinitet och natriumjonkoncentrationen. För samtliga faktorer användes medianen under perioden 1997-2005 av i medeltal 111 mätning-ar för vattendragen och 38 mätningar i sjöarna. Eftersom uppgifter om DOC-värden saknas har TOC-använts istället, vilket innebär en underskattning av toxici-teten. I de fall (n=40) då alkaliniteten hade ett negativt värde ersattes detta värde av ett mycket lågt positivt värde (0,0005 mekv/l), eftersom mjukvaran inte kan hante-ra negativa värden.

För 174 svenska sjöar eller vattendrag ligger värdena på de abiotiska faktorerna inom modellens gränser (pH 5,5-8,5; hårdhet 10-500 mg/l CaCO3, DOC 1,6-23 mg/l). Lägsta HC5-50 blev 17,8 µg/l (Ämten, lågt pH, mjukt vatten), medianen 74,0 µg/l och maximum 183 µg/l (Svartsjön, neutralt pH, hög halt TOC).

Om man använder modellen även utanför dess gränser och tar med samtliga 291 sjöar eller vattendrag i beräkningen blir lägsta HC5-50 1,2 µg/l (Skärsjön lågt pH, lågt TOC) medianen 58,1 µg/l och maximum 301,9 µg/l (Vikasjön, neutralt pH, mycket hög halt TOC).

En säkerhetsfaktor, AF=4, används för att bestämma PNEC/GVvatten utifrån lägsta HC5 inom modellens gränser. En högre säkerhetsfaktor än 2 är motiverad dels därför att TOC-halter har använts istället för DOC-halter, dels därför att medi-anvärden av de abiotiska faktorerna har använts och dels för att en stor andel av Sveriges sjöar kan förväntas ligga utanför modellens gränser. GVvatten = 4,45 µg/l Som beräkningarna ovan visar är det möjligt att ett ännu lägre gränsvärde skulle vara nödvändigt för vissa sjöar, för 2 % av sjöarna i de aktuella databaserna är det beräknade HC5-värdet lägre än 4,5 µg/l. Gemensamt för dessa vatten är att pH < 5,5; TOC < 3 mg/l, hårdhet < 10 mg CaCO3/l samt att de har låg alkalinitet. 5.3.4 Toxicitet för sedimentlevande organismer Inget värde föreslås.


34

5.3.5 Sekundärförgiftning – predatorer Inget värde föreslås. 5.3.6 Sekundärförgiftning – människa Inget värde föreslås. 5.3.7 Dricksvatten Kopparhalten ska inte överstiga 20 μg/l i ytvatten avsett för dricksvattensframställ-ning enligt Rådets direktiv 75/440/EEG. 5.3.8 Källor

1) European Copper Institute 2006. Van Sprang, P., Vangheluwe, A., Van Hyfte, A., Heijerick, D., Vandenbroele, M. and Verdonch, F. European Union Risk Assessment Report on Copper, Copper II Sulphate Pentahydrate, Cop-per(I)oxide, Copper(II)oxide, Dicopper Chloride Trihydroxide, Voluntary risk assessment, Environmental effects- chapter 3.2 (Part 1), Draft, February 2006.

2) European Copper Institute 2007. Van Sprang, P., Vangheluwe, A., Van Hyfte, A., Heijerick, D., Vandenbroele, M. and Verdonch, F. European Union Risk Assessment Report on Copper, Copper II Sulphate Pentahydrate, Cop-per(I)oxide, Copper(II)oxide, Dicopper Chloride Trihydroxide, Voluntary risk assessment, Environmental effects- chapter 3.2 (Part 1), Draft, July 2007.

3) Data från Regionala och nationella miljöövervakningen, Institutionen för mil-jöanalys, Sveriges Lantbruksuniversitet. http://www.ma.slu.se


35

6 Växtskyddsmedel Växtskyddsmedel används i huvudsak för att skydda växter och växtprodukter inom jordbruk, skogsbruk och trädgårdsbruk. Skyddet kan gälla svampangrepp, skadedjur eller konkurrerande växter. Växtskyddsmedel regleras genom Rådets direktiv 91/414/EEG som är infört i den svenska lagstiftningen. Verksamma ämnen i växtskyddsmedel bedöms gemensamt inom EU. De verksamma ämnena i över-synsprogrammet fördelas mellan medlemsländerna, som gör riskbedömningar i form av en monografi eller DAR (”draft assessment report”) vilken är en utvärde-ring av de studier på det verksamma ämnet som lämnats av den sökande. För att ta del av en riskbedömning av ett visst ämne kontaktas det land som ansvarat för bedömningen. Förteckning över ämnen och adresser finns hos Direktoratet för hälsa och konsumentskydd. Färdiga riskbedömningsrapporter finns också utlagda på EFSA:s (European Food Safety Authoritys) webbplats. De ämnen som bedöms vara godtagbara ur hälso- och miljösynpunkt listas i bilaga 1 till Rådets direktiv 91/414/EEG. För att ett växtskyddsmedel ska få släppas ut på den svenska markna-den ska produkten också godkännas av KemI.

Som ett verktyg vid bedömning av miljökvaliteten i svenska vattendrag har KemI tidigare tagit fram riktvärden för ytvatten för ett antal olika växtskyddsme-del. Riktvärdet anger den högsta halt av ett ämne då man inte förväntar sig några negativa effekter på vattenlevande organismer. Värden har tagits fram för verk-samma ämnen i godkända växtskyddsmedel och i vissa fall även för ämnenas ned-brytningsprodukter.

Datatunderlaget i dessa riktvärdesberäkningar har använts som utgångspunkt för fastställandet av GVvatten för växtskyddsmedel eftersom detta utgörs av kvali-tetsgranskade studier. I de fall då riktvärdet angetts som preliminärt på KemIs hemsida och nya data tillkommit har GVvatten fastställts med data från aktuell mo-nografi/DAR som utgångspunkt. Även i de fall då den tidigare beräkningen av riktvärdet inte gjorts i överenstämmelse med den gemensamma EU-metodiken har värdena räknats om.

När man tar vattenprover för att undersöka halterna av växtskyddsmedelsrester bör provtagningen anpassas efter spridningssäsongen. I södra Götaland kan den lämpligen äga rum från april (när ogräsbekämpningen börjar) till november (när ogräsbekämpningen och höstplöjningen avslutats); i norra Götaland samt Svealand från maj till oktober. Säsongens längd och tidsintervall varierar dock från år till år. I större vattendrag tas prover lämpligen minst en gång per månad under spridnings-säsongen och närmast därefter.

I tabell 10 nedan redovisas gamla och nya riktvärden/GVvatten för växtskydds-medel.


36

Tabell 10. Nuvarande riktvärden och föreslagna GVvatten för växtskyddsmedel. Substans Nuvarande

riktvärde (μg/l)

GVvatten/nytt riktvärde

(μg/l) Avrundat GVvatten/ nytt riktvärde

(μg/l) Aklonifen 0,2 0,2 0,2 Bentazon 40 27 30 Cyanazin 0,2 1 1 Diflufenikan 10 0,0045 0,005 Diklorprop 10 10 10 Dimetoat 0,8 0,7 0,7 Fenpropimorf 0,02 0,2 0,2 Glyfosat 10 100 100 Kloridazon 3 10 10 MCPA 10 1,1 1 Mekoprop & mekoprop-p 20 22 20 Metamitron 1 10 10 Metribuzin 0,2 0,079 0,08 Metsulfuronmetyl 0,003 0,016 0,02 Pirimikarb 0,06 0,09 0,09 Sulfosulfuron 0,05 0,05 0,05 Tifensulfuronmetyl 0,01 0,05 0,05 Tribenuronmetyl 0,04 0,1 0,1

Nedan redovisas kortfattat gränsvärdesberäkningar för de växtskyddsmedel för vilka riktvärdena har reviderats. För ämnen vars Koc-värde indikerar en anrikning i sediment redovisas även hur EP-GVsediment har beräknats. För utförligare beskriv-ningar av data se riktvärdesberäkningarna i bilaga 1. 6.1 Aklonifen Det svenska riktvärdet är satt till 0,2 μg/l med utgångspunkt från ett NOEC på 0,0025 mg/l fastställt för algen Scenedesmus subspicatus. En AF=10 användes eftersom det finns kroniska data från tre trofinivåer. I EU:s riskbedömningsrapport finns det inga lägre toxicitetsdata att ta med i GV-beräkningen, men eftersom aklo-nifen förväntas koncentreras i sediment kan ett jämförvärde även behövas för den-na matris. 6.1.1 Toxicitet för sedimentlevande organismer Aklonifen gav inga effekter på den sedimentlevande organismen Chironomus ripa-rius upp till den högsta testade koncentrationen 32 mg/kg och ett GVsediment kan därför inte beräknas. Ett indikativt EP-GVsediment kan beräknas med jämviktsfördel-ningsmetodik:


37

EP-GVsed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten= 0,031 mg/kg

vilket motsvarar 0,14 mg/kg torrvikt KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM (712,6)/1000 * RHOsolid (2500 kg/m3) = 178,15 m3/m3 KpSPM = foc (0,1) * Koc = 712,6 l/kg Koc =7126 (medelvärde) l/kg Densitet SPM = 1150 kg/m3 6.1.2 Sekundärförgiftning - toppredatorer Det högsta uppmätta BCF-värdet är 2896 (Oncorhynchus mykiss), vilket innebär att man även ska ta hänsyn till sekundärförgiftning av predatorer. Lägsta NOECoral är 40 mg/kg föda vilket härrör från en kronisk studie med råtta där viktminskning observerades hos försöksdjuren vid närmaste högre testkoncentration. En AF=30 används för att bestämma PNECoral (GVbiota_pred) utifrån en kronisk studie med däggdjur. GVbiota_pred = 1,33 mg/kg föda (fisk) GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF) = 0,0002 mg/l = 0,2 μg/l (BMF =2 enligt TGD, BCF > 2000) 6.1.3 Sekundärförgiftning - människa Giftigheten för människa uppskattas utifrån samma långtidsstudie med råtta som ovan där NOEC var 40 mg/kg föda. Detta NOEC motsvarar ca 1,6 mg/kg kropps-vikt/dag och med en AF=100 blir TDI 0,016 mg/kg kroppsvikt/dag. Högsta BCF är 2896 (regnbåge, heldjur). GVbiota_human= 0,1*TDI * 70/0,115 = 0,97 mg/kg biota GVvatten_biota_human = GVbiota_human/(BCF*BMF) = 0,00017 mg/ l = 0,17 μg/l (BMF =2 enligt TGD, BCF > 2000) 6.1.4 Sammanfattning Det nuvarande riktvärdet på 0,2 μg/l skyddar även predatorer och människa från sekundärförgiftning och kan antas som GVvatten.


38

6.2 Bentazon 6.2.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet är beräknat utifrån toxicitetsdata för den mest känsliga ar-ten, vattenväxten Lemna gibba, med ett EC50-värde på 3,6 mg/l och NOEC på 2,7 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. EC50-värdet på 3,6 mg/l har delats med en AF=100, PNEC blir då 0,036 mg/l. 6.2.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns bara kroniska data för alger och högre vattenväxter. Det lägsta av dessa NOEC är 2,7 mg/l fastställt för Lemna gibba. Bentazon är en selektiv herbicid, som hämmar fotosyntesens elektronöverföring. Vattenväxter verkar vara den mest käns-liga trofinivån, men akutdata för kräftdjur tyder på en liknande känslighet som data för alger. Akutdata för fisk tyder inte på att ett långtidstest skulle resultera i ett lägre NOEC än det för växter. En AF=100 föreslås att användas för det lägsta NOEC på 2,7 mg/l (trots att det inte härrör från ett test med fisk eller kräftdjur), detta resulterar i PNEC på 0,027 mg/l. GVvatten = 27 μg/l

6.3 Cyanazin 6.3.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är algen Selenastrum capricornutum, med ett fastställt EC50 på 0,02 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,02 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 0,0002 mg/l. 6.3.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns bara kroniska data från för alger och vattenväxter, men eftersom cyanazin hämmar fotosyntesen och EC50-värdena för kräftdjur och fisk är mycket högre (150-500 ggr) än NOEC-värdena for alger och växter är det osannolikt att långtids-tester med fisk och kräftdjur skuller generera lägre NOEC-värden, därför föreslås att en AF=10 används för beräkning av PNEC utifrån lägsta NOEC. Lägsta NOEC är 0,01 mg/l för Selenastrum capricornutum. Följaktligen delas lägsta NOEC med en AF=10, vilket resulterar i ett PNEC på 0,001 mg/L. GVvatten = 1 μg/l


39

6.4 Diklorprop 6.4.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna gibba, med ett fastställt NOEC på 0,15 mg/l. Eftersom det finns data från tre trofinivåer har detta NOEC delats med en AF=10, vilket resulterar i ett PNEC på 0,015 mg/l. 6.4.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Den tidigare riktvärdesberäkningen är fortfarande giltig. PNEC = 0,015 mg/l, vilket har avrundats till 10 µg/l. GVvatten = 10 μg/l

6.5 Diflufenikan 6.5.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet (0,01 mg/l) utgår från ett akuttoxicitetstest på kräftdjur (Daphnia magna, 48 h) respektive ett NOEC för en grönalg (Chlorella vulgaris, 96 h) som båda fastställts till 10 mg/l. En AF=1000 användes eftersom det bara fanns ett långtidstest och det inte kunde säkerställas att alg var den känsligaste taxono-miska gruppen. Man konstaterar utifrån fugacitetsmodellering att ämnet koncentre-ras i sediment och därför behövs ett jämförvärde för sediment. 6.5.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Resultat finns från nya studier; NOEC för fisk och kräftdjur har fastställts till 0,015 (Oncorhynchus mykiss, 35 d) respektive 0,052 mg/l (Daphnia magna, 21 d). Inget NOEC/EC10 redovisas för en alg men det lägsta EC50-värdet är 0,45 μg/l (Scene-desmus subspicatus, 72 h, tillväxt). Detta värde är lägre än NOEC-värdena och används med en AF=100 som utgångspunkt för PNEC-beräkning. GVvatten = 0,0045 μg/l. 6.5.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Resultat finns också från sedimenttoxicitetsstudier sediment spikat med diflufeni-kan. För Chironomus riparius (28 d) har två olika NOEC fastställts på 1 respektive 2 mg/kg sediment (torrvikt) En AF = 100 används när det finns resultat för en art. GVsediment = 10-20 μg/kg torrvikt. GVvatten_sediment = GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten * 1000) = 0,00023 mg/l = 0,23 μg/l. Man kan också räkna ut GVsediment baserat på jämviktsfördelningsmetodik:


40

EP-GVsed_våtvikt (mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten= 0,19 μg/kg vilket motsvarar 0,9 μg/kg torrvikt KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM (198,9)/1000 * RHOsolid (2500 kg/m3) = 49,725 m3/m3 KpSPM = foc (0,1) * Koc = 198,9 kg/l Koc =1989 kg/l Densitet SPM = 1150 kg/m3 6.5.4 Sekundärförgiftning - toppredatorer Det finns BCF-värden på 1276-1596 uppmätta i fisk (Oncorhynchus mykiss) och man bör därför även ta hänsyn till att sekundärförgiftning av predatorer kan inträf-fa. Lägsta NOAEL-värde är 2 mg/kg/dag fastställt i en 13-veckor lång studie med råtta. Omvandlingsfaktorn från NOAEL till NOEC för råtta är 20 vilket ger ett NOEC på 400 mg/kg föda. En AF=90 används för att bestämma PNECoral (GVbio-

ta_pred) utifrån en 90-dagars studie med däggdjur GVbiota_pred = 4,44 mg/kg föda. GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/BCF*BMF= 0,002 mg/l (BMF =1 enligt TGD, BCF < 2000) 6.5.5 Sekundärförgiftning - människa Föreslaget ADI för människa är 0,02 mg/kg/dag baserat på resultatet från ovan-nämnda 13-veckors studie på råtta, då reducerade viktökningar observerades vid högre doser än 2 mg/kg/dag. GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt/Dagligt intag av fisk = 1,2 mg/kg biota GVvatten_biota_human = GVbiota_human/BCF*BMF = 0,00076 mg/ l = 0,76 μg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) (BMF =1 enligt TGD, BCF < 2000) 6.5.6 Sammanfattning GVvatten föreslås till 0,0045 μg/l, detta värde är också tillräckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer, samt predatorer och människa från sekundärförgift-ning.


41

6.6 Dimetoat 6.6.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet för dimetoat (0,8 μg/l) har beräknats utifrån det lägsta fast-ställda NOEC-värdet (Daphnia magna, 0,04 mg/l) och att det bara fanns långtids-studier från två trofinivåer (AF=50). 6.6.2 Reviderad gränsvärdesberäkning I EU:s riskbedömning från 2004 finns ytterligare ett lägre NOEC för Daphnia magna (0,024 mg/l) redovisat. Det geometriska medelvärdet för dessa två NOEC blir 0,03 mg/l. Med samma AF skulle GVvatten bli 0,6 μg/l. Inom det finska arbetet med att fastställa miljökvalitetsnormer för vatten redovisas även resultatet från ett långtidstest med alger (NOEC = 57 mg/l), AF = 10 skulle då ge 3 μg/l. Men efter-som det lägsta LC50 för en insekt (Baetis rhodani) är 7 μg/l väljer man istället att utgå från detta och en AF = 10, vilket ger 0,7 μg/l. Enligt manualen borde dock en AF=100 användas när man utgår från ett akuttoxicitetsvärde, men eftersom dime-toat är en insekticid och det lägsta EC50-värdet kommer från ett test med en insekt kan en AF=10 användas. GVvatten = 0,7 μg/l Koc är 15-52 l/kg vilket innebär att kriteriet för att fastställa ett GVsediment inte är uppfyllt.

6.7 Fenpropimorf 6.7.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet (0,02 μg/l) utgår ifrån ett NOEC på 0,16 μg/l för regnbåge (dödlighet, kontinuerlig exponering, 21 d) och en AF=10 eftersom det finns data från tre trofinivåer. 6.7.2 Reviderad gränsvärdesberäkning I EU:s riskbedömningsrapport från 2005 är det samma studie som har det lägsta värdet. Men man har nu gjort om studien med regnbåge under mer realistiska ex-poneringsförhållanden, 2 applikationer med 28 dagars mellanrum, NOEC från det modifierade testet är fastställt till 1,95 μg/l och används vid den nya riskkarakteri-seringen som presenteras i ett addendum till riskbedömningsrapporten. GVvatten = 0,195 μg/l = 0,2 μg/l Koc är 2772 vilket innebär att kriteriet för att fastställa ett GVsediment inte är uppfyllt.


42

6.8 Glyfosat 6.8.1 Reviderad gränsvärdesberäkning För glyfosat finns det NOEC-värden från tre trofinivåer och därför kan en säker-hetsfaktor på 10 användas. Det lägsta NOEC-värdet är fastställt i en studie med Skeletonema costatum (NOEC 0,28 mg/l, biomassa, 7d). Tillväxt ska dock använ-das som end-point för alger och en studie med Nitzchia palea har därför det lägsta giltiga NOEC-värdet: 1 mg/l (tillväxt, 72 h). Gränsvärdet blir därför 0,1 mg/l d.v.s. 100 µg/l. GVvatten = 100 μg/l. 6.8.2 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns inga tester gjorda på sedimentlevande organismer, men man kan också räkna ut EP-GVsediment baserat på jämviktsfördelningsmetodik: EP-GVsed_våtvikt(mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten = 39 mg/kg vilket motsvarar 178 mg/kg torrvikt KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM (1782)/1000 * RHOsolid (2500 kg/m3) = 445 m3/m3 KpSPM = foc (0,1) * Koc = 1782 l/kg Koc =17819 (sediment) l/kg Densitet SPM = 1150 kg/m3 6.9 Kloridazon 6.9.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet (3 μg/l) är satt på basis av att det finns kroniska studier för arter från tre trofinivåer, där algen Pseudokirchneriella subcapitata (syn. Ankistro-desmus bibraianus) är känsligast (NOEC 0,03 mg/l, biomassa, 72 h) och AF=10. 6.9.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Enligt TGD ska tillväxt användas som end-point för alger. NOEC för tillväxt för P. subcapitata är enligt EU:s riskbedömningsrapport 0,42 mg/l (72 h). Lägsta NOEC är istället 0,1 mg/l fastställt för Lemna gibba. GVvatten = 10 μg/l Koc är max 199 vilket innebär att kriteriet för att fastställa ett GVsediment inte är upp-fyllt.


43

6.10 MCPA 6.10.1 Tidigare riktvärdesberäkning Det svenska riktvärdet (10 μg/l) är beräknat med utgångspunkt från NOEC-värdet fastställt för vattenväxten Lemna minor (0,13 mg/l, 7 d, tillväxt), och en AF=10 har använts eftersom det finns kroniska studier genomförda för arter från minst tre trofinivåer. 6.10.2 Reviderad gränsvärdesberäkning I EU:s riskbedömning finns en studie med vattenväxten Lemna gibba, med ett lägre NOEC på 16,2 μg/l (14 d, tillväxt). Denna studie är gjord med MCPA-dimetylaminsalt (80 %), omräknat till MCPA blir NOEC-värdet 11 μg/l . GVvatten = 1,1 μg/l Koc-värden har uppmätts till mellan 10-157 vilket innebär att kriteriet för att fast-ställa ett GVsediment inte är uppfyllt. 6.11 Mekoprop & Mekoprop-p 6.11.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna minor, med ett EC50

på 1,6 mg/l och LOEC på 0,4 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräk-nats med en AF=100 utifrån EC50-värdet, vilket resulterar i ett PNEC på 0,016 mg/l. 6.11.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Lägsta NOEC är < 0,44 mg/l (LOEC = 0,44 mg/l) för Lemna minor. Enligt TGD kan ett NOEC beräknas från ett som LOEC/2 om den observerade effekten är > 10% och <20% (vilket är fallet i denna studie). Uppskattat NOEC är således 0,22 mg/l, och PNEC beräknas med en AF=10 till 0,022 mg/l. GVvatten = 22 μg/l


44

6.12 Metamitron 6.12.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är algen Selenastrum capricornutum, med ett EC50 fastställt till 0,14 mg/l och ett NOEC på 0,1 mg/l. Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,14 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 0,0014 mg/l. 6.12.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Den mest känsliga av de testade arterna är Selenastrum capricornutum, med ett EC50 på 0,14 mg/l och ett NOEC på 0,1 mg/l. Lägsta NOEC delas med en AF=10 vilket resulterar i ett PNEC på 0,01 mg/l. GVvatten = 10 μg/l

6.13 Metribuzin Det svenska riktvärdet (0,2 μg/l) utgår från ett akuttoxicitetstest med algen Scene-desmus subspicatus (tillväxt, EC50 = 0,02 mg/l) och en AF =100, eftersom detta värde är lägre än resultaten från långtidsstudier. 6.13.1 Reviderad gränsvärdesberäkning I EU:s riskbedömning redovisas ett ännu lägre EC50-värde, 7,9 μg/l, för Lemna gibba (14 d). GVvatten = 0,079 μg/l Koc är 3-530 vilket innebär att kriteriet för att fastställa ett GVsediment inte är upp-fyllt.

6.14 Metsulfuronmetyl 6.14.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är vattenväxten Lemna minor, med ett EC50-värde på 0,0003 mg/l. Lägsta kroniska data kommer från en studie med Lem-na gibba (NOEC 0,00016 mg/l). Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,0003 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 0,000003 mg/l.


45

6.14.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna minor, med ett EC50-värde på 0,0003 mg/l. Lägsta NOEC är fastställt i en studie med Lemna gibba (NOEC 0,00016 mg/l). Lägsta NOEC delas med en AF=10 vilket resulterar i ett PNEC på 0,000016 mg/l. GVvatten = 0,016 μg/l

6.15 Pirimikarb 6.15.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är kräftdjuret Daphnia magna, (EC50 0,0065 mg/l; NOEC 0,0009 mg/l). Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,0065 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 6,5 x 10-5 mg/l. 6.15.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Den mest känsliga av de testade arterna är Daphnia magna, med ett NOEC fastställt till 0,0009 mg/l. Lägsta NOEC delas med en AF=10 vilket resulterar i ett PNEC på 0,00009 mg/l. GVvatten = 0,09 μg/l 6.16 Tifensulfuronmetyl 6.16.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är vattenväxten Lemna gibba, (EC50 0,0013 mg/l; NOEC 0,0005 mg/l). Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,0013 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 0,000013 mg/l. 6.16.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna gibba, (EC50 0,0013 mg/l; NOEC 0,0005 mg/l). Lägsta NOEC delas med en AF=10 vilket resulterar i ett PNEC på 0,00005 mg/l. GVvatten = 0,05 μg/l


46

6.17 Sulfosulfuron 6.17.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna gibba, med ett fastställt NOEC på 0,0005 mg/l. Eftersom det finns data från tre trofinivåer har detta NOEC delats med en AF=10, vilket resulterar i ett PNEC på 0,00005 mg/l. 6.17.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Den tidigare riktvärdesberäkningen är fortfarande giltig. PNEC = 0,00005 mg/l. I en nyare studie där andra monokotolydoner och dikotyledoner exponerades för sulfusulfuron fastställdes NOEC baserade på nominella värden till . Koncentratio-nen av sulfusulfuron minskade dock betydligt under studiens gång (27-36% av intitala koncentrationer dag 14 och 19-21% dag 21) och ett nytt PNEC bedöms inte kunna beräknas utifrån denna studie. GVvatten = 0,05 μg/l 6.18 Tribenuronmetyl 6.18.1 Tidigare riktvärdesberäkning Den mest känsliga av de testade arterna är vattenväxten Lemna gibba (EC50 0,0043 mg/l; NOEC 0,001 mg/l). Eftersom den akut-kroniska kvoten är låg har PNEC beräknats utifrån EC50-värdet. Det lägsta EC50-värdet på 0,0043 mg/l har delats med en AF=100, vilket resulterar i ett PNEC på 4,3 x 10-5 mg/l. 6.18.2 Reviderad gränsvärdesberäkning Det finns kroniska data från tre trofinivåer. Den mest känsliga av de testade arterna är Lemna gibba (EC50 0,0043 mg/l; NOEC 0,001 mg/l). Lägsta NOEC delas med en AF=10 vilket resulterar i ett PNEC på 0,0001 mg/l. GVvatten = 0,1 μg/l


47

6.19 Källor 1) Kemikalieinspektionen 2004-2007. Riktvärdesberäkningar för växtskydds-

medel. Se bilaga 1. 2) European Commission Peer Review Programme. MCPA Addendum vol 3,

2003. Rapporteur Member State: Italy 3) European Commission Peer Review Programme. Dimethoate Draft Assess-

ment Report vol 1-3, 2005. Rapporteur Member State: UK 4) European Commission Peer Review Programme. Chloridazon Draft As-

sessment Report vol 1-3, 2005. Rapporteur Member State: Germany 5) European Commission Peer Review Programme. Fenpropimorph Draft As-

sessment Report vol 1-3, 2005. Rapporteur Member State: Germany 6) European Commission Peer Review Programme. Fenpropimorph Addendum

vol 3, 2007. Rapporteur Member State: Germany 7) European Commission Peer Review Programme. Metribuzin Draft Assess-

ment Report vol 1-3, 2004. Rapporteur Member State: Germany 8) European Commission Peer Review Programme. Aclonifen Draft Assess-

ment Report vol 1-3, 2006. Rapporteur Member State: Germany 9) European Commission Peer Review Programme. Diflufenican Draft As-

sessment Report vol 1-3, 2006. Rapporteur Member State: UK 10) European Commission Peer Review Programme. Glyphosate Review report

2002. Rapporteur Member State: Germany 11) Finnish Environment Institute 2005. Proposal for Environmental Water

Quality Standards in Finland. ISBN 952-11-1950-0


48

7 Biocider

7.1 Bronopol

Ämne: Bronopol (2-brom-2-nitropropan-1,3-diol) CASnr: 52-51-7 Vattenlöslighet: 240 g/l Log Kow: 0,18 -1,5 Koc: 10

7.1.1 Sammanfattning Övergripande GV föreslås till 0,7 μg/l för inlandsytvatten och 0,3 μg/l för andra ytvatten. 7.1.2 Toxicitet för vattenlevande organismer Uppgifter finns om NOEC-värden för alg (Selenastrum capricornutum, 72 h, till-växt) 0,033 mg/l och Daphnia magna på 60 μg/l. Dessutom finns flera NOEC-värden fastställda för algen Scenedesmus subspicatus på 0,0032 mg/l (inga uppgif-ter om end-point, 72 h) 0,10 mg/l (tillväxt, 72h) och 0,10 mg/l (biomassa, 96 h). NOEC-värdet på 0,033 mg/l för S. capricornutum föredras för PNEC-beräkning eftersom det inte framgår för vilken end-point det lägsta NOEC-värdet för S. subs-picatus gäller. En AF=50 används eftersom det finns kroniska data från två trofini-våer . GVvatten = 0,66 μg/l När det gäller akut giftighet finns information för tre trofinivåer. De lägsta värdena för respektive trofinivå är 36,1 mg/l för fisk (Lepomis macrochirus), 1,4 mg/l för Daphnia magna (48 h) och 0,12 mg/l för S. capricornutum (tillväxt, 72 h). För tillfälliga utsläppstoppar används en AF=100 med lägsta akutdata som utgångs-punkt. GVtopp = 1,2 μg/l Akuttoxicitetstester har också gjorts på marina arter; LC50 är 59,6 mg/l för tandkarp (Cyprinodon variegatus) och 0,69 mg/l för ostronlarver och 121 mg/l för sandräka (Crangon crangon). GV för andra ytvatten beräknas utifrån NOEC-värdet för S. capricornutum (ovan), enligt TGD kan en AF = 100 användas (istället för 500) eftersom korttidsdata från ytterligare en marin taxonomisk grupp (ostron) indikerar att det inte är den känsligaste gruppen. GVandra_ytvatten = 0,33 μg/l


49

7.1.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Bronopol uppfyller inte kriterierna för att ett GV ska beräknas för sediment. 7.1.4 Sekundärförgiftning Bronopol uppfyller inte kriterierna för att sekundärförgiftning ska beaktas. 7.1.5 Dricksvatten Ett indikativt TDI kan beräknas utifrån en 2-årsstudie då råtta exponerades för bronopol via födan. NOAEL var i denna studie 10 mg/kg kroppsvikt/dag (båda könen), de kliniska effekterna vid högre doser (40 och 160 mg/kg/dag) inkluderade minskad viktökning, reducerat födointag, högre mortalitet (högsta dosen). Med en AF=100 för extrapolering från råtta till människa blir TDI 0,1 mg/kg kropps-vikt/dag. GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/ dricksvattenintag = 0,35 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dricksvattenintag = 2 l 7.1.6 Källor

1) Kemikalieinspektionen. Besluts-PM Bioban BP-Plus Preservative 2004 F-2299-252-03

2) Kemikalieinspektionen. Besluts-PM Fennosan S18 m.fl. 1994 F-1299-307-94 7.2 Irgarol 1051

Ämne: Irgarol 1051 (2-tert-butylamino-4-cyklopropylamino-6-

metyltio-1,3,5-triazin) CASnr: 28159-98-0 Vattenlöslighet: 7 mg/l Log Kow: 3,95 (2,8 enligt ny icke utvärderad studie) Koc: 548-2590 KSPM: 54,8-259

7.2.1 Sammanfattning Övergripande GVandra_ytvatten föreslås till 0,003 μg/l. Användning av Irgarol är ej tillåten i sötvatten. 7.2.2 Toxicitet för vattenlevande organismer Alger är känsligare för Irgarol än fisk och kräftdjur då ämnet hämmar fotosystem II. I enartsstudier är lägsta NOEC för en alg < 0,076 μg/l (Navicula pelliculosa). Lägsta NOEC för ett kräftdjur är fastställt till 0,11 mg/l (Mysidopsis bahia, 28 d) och för fisk till > 37 μg/l (Oncorhynchus mykiss, högsta testad koncentration).


50

Eftersom det finns data från tre trofinivåer kan en AF=10 användas för det lägsta NOEC-värdet. Samma säkerhetsfaktor kan också användas för beräkning av PNEC för marina vatten eftersom akuttesten med ostronlarver inte tyder på att andra ma-rina taxonomiska grupper skulle vara extra känsliga. Men i en studie av det marina perifytonsamhället har NOEC fastställts till mellan 0,016 μg/l till 0,25 μg/l beroen-de på end-point. Det lägsta värdet baserar sig på en minskning av fotosyn-tes/klorofyll a-kvoten. En AF=5 används för att beräkna GVandra_ytvatten utifrån denna studie som är en flerartsstudie. GVandra_ytvatten = 0,0032 μg/l Den akuta toxiciteten för alger är hög. Det lägsta EC50-värdet är fastställt till 0,096 μg/l för kiselalgen N. pelliculosa (5 dagar). I försök med marina påväxtsamhällen, perifyton, fastställdes det lägsta EC50-värdet till 0,18 μg/l (3 veckor) och till 1,2-1,4 μg/l i kortare test. Lägsta EC50 för kräftdjur är 0,40 mg/l för Mysidopsis bahia, 96 h och för fisk är det lägsta LC50-värdet 0,86 mg/l (okänt vilken art). EC50 för ostron-larver (Crassostrea virginica) är 3,2 mg/l (48 h). För skydd mot tillfälliga utsläpps-toppar används akutdata och en AF= 100, men en lägre faktor 10 kan användas eftersom det lägsta akutvärdet härrör från en alg och dessa förväntas tillhöra de känsligaste organismerna med hänsyn till irgarols verkningsmekanism. GVtopp = 0,0096 μg/l 7.2.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Log KSPM-vatten < 3 men man har funnit att 60-80 % fördelas till sediment. Det finns inga resultat tillgängliga från tester med sedimentlevande organismer. Ett indikativt GV för sediment kan härledas från GVvatten med hjälp av jämviktsfördelningsmeto-dik. EP-GVsed_våtvikt(mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten= 0,04-0,18 μg/kg våtvikt vilket motsvarar 0,18-0,8 μg/kg torrvikt. KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid = 13,7- 64,75 m3/m3 KpSPM = 54,8-259 kg/l Densitet SPM = 1150 kg/m3 RHOsolid = 2500 kg/m3 7.2.4 Sekundärförgiftning – predatorer BCF är 160-250 för fisk (Cyprinodon variegatus). NOEC har bestämts till 100 mg/kg föda i en 28-dagars studie med råtta, där förändringar i mjälten observerades vid högre doser. En AF = 300 används för att beräkna PNECoral (GVbiota_pred) från denna typ av studie vilket ger ett PNECoral på 0,333 mg/kg föda. GVbiota_pred = 0,333 mg/kg


51

GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF) = 1,3 μg/l vilket också gäller marina vatten Worst case BCF = 250 och BMF1 & BMF2 = 1 (enligt TGD). 7.2.5 Dricksvatten NOAEL var i ovannämnda studie med råtta 7,32 mg/kg/dag. En AF=100 används normalt för extrapolering från djur till människa då utgångspunkten är en kronisk studie. I detta fall rör det sig om en betydligt kortare studie och en högre AF skulle vara motiverad. Men även om en AF = 10000 (TDI = 0,000732 mg/kg/dag) an-vänds så blir det beräknade GVdricksvatten ca 1000 ggr högre än det gränsvärde som krävs för att skydda vattenlevande organismer. GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/Upptag dricksvatten = 0,0026-0,26 mg/l 7.2.6 Källor

1) Kemikalieinspektionen 1998. Antifoulingprodukter Fartyg .PM, 1998-10-20. 2) Kemikalieinspektionen. Besluts-PM Trilux 2007 F-1863-276-07


52

8 Övriga ämnen 8.1 Triclosan

Ämne: Triclosan CASnr: 3380-34-5 Källor: Vattenlöslighet: 12 mg/l Log Kow: 4,8 Koc: 47454 slam KSPM: 4745,4 KSPM-vatten: 1186 (beräknat)

8.1.1 Sammanfattning Övergripande GVvatten föreslås till 0,05 μg/l och GVandra_ytvatten till 0,005 μg/l. Dessa GV är förmodligen tillräckligt låga för att skydda predatorer och människa från sekundärförgiftning men detta bör ses över när nya data från orala studier med däggdjur blir tillgängliga. Data saknas för att bedöma triclosans toxicitet för sedi-mentlevande organismer.

Databasen med toxicitetsstudier för triclosan i den danska riskbedömningsrap-porten är omfattande och de flesta studierna verkar vara av hög kvalitet. Databasen omfattar L/EC50-värden från studier med arter från tre trofinivåer, liksom även NOEC-värden för fisk, alg och kräftdjur. 8.1.2 Toxicitet för vattenlevande organismer Lägsta NOEC för fisk har fastställts till 34,1 μg/l för tillväxt och utveckling från ett early-life-stage-test med regnbåge, Oncorhynchus mykiss. Lägsta NOEC för ett kräftdjur har fastställts till 6 μg/l (Cerodaphnia dubia, reproduktion, 7d). Lägsta NOEC för en alg är 0,5 μg/l (Scenedesmus subspicatus,tillväxt, 72h), då aceton har använts som lösningsmedel kan triclosans toxicitet ha överskattats eftersom det är möjligt att aceton inducerar bildningen av fria radikaler vid fotolys. Detta värde har använts som utgångspunkt för PNEC-beräkning i den danska riskbedömningen. I en annan studie med samma art, där istället NaOH användes som lösningsmedel blev NOEC 0,69 μg/l (biomassa, 96h), men eftersom det från denna studie inte finns något NOEC för tillväxt används den tidigare studien som utgångspunkt för PNEC-beräkning. Data finns från tre trofinivåer, vilket innebär att en AF=10 an-vänds. GVvatten = 0,05 μg/l Det finns akuttoxicitetsdata från minst tre trofinivåer. Lägsta LC50 för fisk är 260 μg/l för Pimephales promelas. EC50-värden för immobilitet är 390 μg/l för Daphnia magna och 130 μg/l för Cerodaphnia dubia. De lägsta EC50-värdena för alger är


53

1,4 μg/l (Scenedesmus subspicatus, NaOH, biomassa, 96h) och 2,8 μg/l (aceton, tillväxt 72h) och 0,97 μg/l for Anabaena flos-aquae (biomassa, 96h). För att beräk-na ett gränsvärde för tillfälliga utsläppstoppar används en AF=100 med lägsta akut-toxicitetsdata som utgångspunkt. Eftersom tillväxt ska användas som end-point i algtest används 2,8 µg/l som utgångspunkt för beräkning av GVtopp = 0,028 μg/l Detta värde är lägre än GVvatten. Triclosans akuta giftighet för i synnerhet vissa gröna och blågröna alger är hög, medan den inte är lika hög för vissa diatoméer, växter, kräftdjur och fisk. Det finns inte tillräckligt mycket kunskap för att motive-ra att en lägre AF skulle användas för att beräkna ett gränsvärde för tillfälliga ut-släppstoppar, men det anses inte heller motiverat att ange detta lägre gränsvärde som övergripande gränsvärde för vatten eftersom både GVvatten och GVtopp är be-räknade utifrån testdata där man kan förmoda en viss överskattning av triclosans toxicitet.

Marina arter är bara representerade i form av en marin alg Skeletonema costa-tum. Dessa resultat kan dock inte användas för beräkning av PNEC eftersom både EC50 och EC25 anges till >66 μg/l. GVandra_ytvatten baseras därför på sötvattensdata och en extra säkerhetsfaktor AF=10. GVandra_ytvatten = 0,005 μg/l 8.1.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns inga resultat tillgängliga från tester med sedimentlevande organismer. Ett indikativt GV för sediment kan härledas från GVvatten med hjälp av jämviktsfördel-ningsmetodik. EP-GVsed_våtvikt(mg/kg) = (KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 *GVvatten =52 μg/kg vilket motsvarar 0,24 mg/kg torrvikt KpSPM-vatten =fsolid (0,1) * KpSPM/1000 * RHOsolid = 1186 m3/m3 KpSPM = 4745,4 kg/l Densitet SPM = 1150 kg/m3 RHOsolid = 2500 kg/m3 8.1.4 Sekundärförgiftning – predatorer BCF är 2532 - 4157 för fisk (Danio rerio). I den danska riskbedömningen finns det resultat från tre akuta orala tester med fåglar. I en 14-dagars studie med gräsand fastställdes LD50 till > 2150 mg/kg kroppsvikt. En liknande studie med vaktel re-sulterade i ett LD50 på 862 mg/kg kroppsvikt men inget NOAEL-värde kunde fast-ställas eftersom diarré uppträdde även vid den lägsta testkoncentrationen (147 mg/kg kroppsvikt). I en 8 dagar lång studie med vaktel noterades ingen dödlighet upp till 1250 mg/kg föda och LD50 var > 5000 mg/kg föda. Dayan et al. 2007 refe-rerar till en reproduktionsstudie med råtta där NOAEL blev 50 mg/kg/dag.


54

Det finns ingen omvandlingsfaktor för vaktel i TGD men om omvandlingsfaktorn för höna, Gallus domesticus, används, motsvarar LD50-värdet 862*8 =6896 mg/kg föda. En AF=3000 ska användas för en akut studie med fågel. GVbiota_pred = 2,3 mg/kg föda. GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred /(BCF*BMF) = 0,3 μg/l Worst case BCF = 4157 och BMF1 = 2 (enligt TGD, BCF > 2000) För andra ytvatten är formeln: GVandra_ytvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF1*BMF2) = 0,15 μg/l BMF2 = 2 (enligt TGD när BCF > 2000) Om istället reproduktionsstudien med råtta används för att beräkna PNECoral, an-vänder man en omvandlingsfaktor från NOAEL till NOEC på 20 och sedan en AF=30 för en kronisk studie med däggdjur. GVbiota_pred = 33 mg/kg föda GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF) = 4 μg/l Worst case BCF = 4157 och BMF1 = 2 (enligt TGD) För andra ytvatten är formeln: GVandra_ytvatten_biota_pred = GVbiota_pred/(BCF*BMF1*BMF2) = 2 μg/l BMF2 = 2 (enligt TGD när BCF > 2000) 8.1.5 Sekundärförgiftning – människa Kriterierna är inte uppfyllda för att fastställa en GV för skydd av människans hälsa. 8.1.6 Dricksvatten Om råttstudien ovan används för att beräkna ett indikativt TDI för människa blir TDI 0,5 mg/kg/dag med en AF=100. GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/Dagligt intag dricksvatten = 1,75 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (standardperson) Dagligt intag dricksvatten = 2 liter


55

8.1.7 Källor 1) Danish EPA, 2003. Fate and effects of triclosan, Environment project No 861. 2) Orvos, D., Versteeg, J., Ianuen, J., Capdeville, M., Rothenstein, A. and Cun-

ningham, V. Aquatic toxicity of triclosan. Env. Toxicol. Chem. Volume 21, Number 7, pp. 1338-1349, 2002.

3) Dayan, A.D. Risk assessment of triclosan [Irgasan^(R)] in human breast milk. Food and Chemical Toxicology, Volume 45, Number 1 pp. 125-129, 2007.

8.2 C14-17-kloralkaner, MCCP

Ämne: C14-17-kloralkaner, MCCP

CASnr: 85535-85-9 Vattenlöslighet: 0,027 mg/ml (varierar med kolkedjelängd) Log Kow: 5,52-8,21 (45 % klorerade); 5,47-8,01 (52 % klorerade) 7

använt i RAR Koc: 588844 l/kg (Uppskattat enligt TGD) KSPM: 58884 l/kg KSPM-vatten: 14721 m3/m3

8.2.1 Sammanfattning GVvatten föreslås till 1 μg/l och GVandra_ytvatten föreslås till 0,2 µg/l, vilket inte är till-räckligt lågt för att skydda sedimentlevande organismer, GVsediment föreslås till 20 mg/kg torrvikt och GVsediment_andra_ytvatten till 5 mg/kg torrvikt. 8.2.2 Toxicitet för vattenlevande organismer I en 21-dagars reproduktionsstudie med Daphnia magna har NOEC fastställt till 10 μg/l medan NOEC för algen Selenastrum capricornutum är 0,049 mg/l (tillväxt, 72 h). För fisk finns det inte resultat från någon äkta kronisk studie, men i en 60-dagars studie med regnbåge, Oncorhynchus mykiss, observerades ingen dödlighet vid dosering av MCCP upp till 4500 μg/l. I en 60-dagars studie med musslor (Myti-lus edulis) fastställdes NOEC till 0,22 mg/l. Trots att ingen riktig långtidsstudie med fisk gjorts, tyder den låga akuta toxiciteten för fisk på att fisk inte är den mest känsliga djurgruppen, därför kan en AF=10 användas för beräkning av GVvatten. En reducerad ytterligare säkerhetsfaktor (AF=5 istället för AF=10) kan användas för beräkning av PNEC för andra ytvatten eftersom testet med mussla inte tyder på att andra marina taxonomiska grupper skulle vara extra känsliga. GVvatten = 1 μg/l GVandra_ytvatten = 0,2 µg/l Lägsta EC50 har för Daphnia magna fastställts till 5,9 μg/l, och är den enda av alla testade arter för vilken negativa effekter observerats vid koncentrationer lägre än vattenlösligheten för MCCP (denna är ca 30 µg/l). Detta gäller såväl andra everte-


56

brater (Gammarus pulex LC50 >1 mg/l, Nitocra spinipes LC50 = 9mg/l) som alger (lägsta EC50 >3,2 mg/l, S. capricornutum, 72 h, tillväxt) och fisk (lägsta LC50 > 5000-10000 mg/l, Alburnus alburnus). Gränsen för tillfälliga utsläppstoppar beräk-nas normalt med en AF=100 utifrån det lägsta akuttoxicitetsvärdet. GVtopp = 0,0059 μg/l. Detta värde ligger långt under GVvatten och föreslås inte som gränsvärde eftersom detta värde förmodligen skulle vara alltför konservativt med tanke på att inga akuta effekter under vattenlösligheten av MCCP har kunnat observeras för någon annan testad art. EC50-värdet för D. magna ligger också under det NOEC som fastställts för samma art. Man bör däremot ha i åtanke att D. magna tycks vara en särskilt känslig art och att effekter på denna har observerats vid koncentrationer strax över det föreslagna gränsvärdet. 8.2.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns resultat från studier med tre olika sedimentlevande organismer, de två lägsta NOEC-värdena är 50 mg/kg våtvikt för både Hyalella azteca och Lumbricu-lus variegates, (halt av organiskt kol 4,9-5,0 %). Organismerna representerar olika livs- och födostrategier och en AF=10 kan användas. Testdesignen kan ha gjort att toxiciteten har underskattats eftersom organismerna under delar av testperioden hade tillgång till okontaminerad föda. GVsediment = 5 mg/kg våtvikt vilket motsvarar 23 mg/kg torrvikt. GVvatten_sed = GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten * 1000) = 0,4 μg/l. Densitet SPM = 1150 kg/m3

KpSPM-vatten = 14721 m3/m3 För marina sediment fastställs PNEC utifrån NOEC med en AF=10 om det finns långtidsdata från minst tre arter, varav två marina, eller med en AF=50 om det finns resultat från tre arter, men färre än två är marina som i detta fall. GVsediment_andra_ytvatten = 1 mg/kg våtvikt vilket motsvarar 4,6 mg/kg torrvikt. GVandra_ytvatten_sediment= GVsed_.våtvikt(mg/kg)/(KpSPM-vatten/densitet SPM) * 1000 = 0,08 μg/l 8.2.4 Sekundärförgiftning – predatorer Med ett BCF på 1087 (regnbåge) krävs att även sekundärförgiftning beaktas. I en 90-dagars studie på råtta fastställdes NOAEL-värdet till 300 mg/kg föda. Vid högre doser observerades njurskador. TGD föreskriver en AF=90 för en 90-dagars studie, men på EU-nivå har man enats om en lägre säkerhetsfaktor, AF=30, bland annat därför att det utöver denna studie också finns ett par kroniska reproduktionsstudier på råtta med högre NOAEL-värden. PNECoral blir därför 10 mg/kg föda.


57

GVbiota_pred = 10 mg/kg föda. GVvatten_biota_pred= GVbiota_pred/(BCF*BMF1) = 3 μg/l BCF =1087 BMF1 = 3 (BMF har uppmätts till mellan 1 och 3 i labstudier, BMF beror av klore-ringsgrad, BMF=3 används här för att beräkna ett ”worst-case” scenario.) GVbiota_pred = 10 mg/kg föda. GVandra_ytvatten_biota_pred= GVbiota_pred/(BCF*BMF1*BMF2) = 1 μg/l BCF =1087 BMF1 & BMF2 = 3 (BMF har uppmätts till mellan 1 och 3 i labstudier, BMF beror av kloreringsgrad, BMF=3 används här för att beräkna ett ”worst-case” scenario.) 8.2.5 Sekundärförgiftning – människa I den senaste versionen av hälsoriskbedömningen använder man sig av ett NOAEL på 23 mg/kg/dag för människas exponering via miljön. Detta NOAEL-värde här-stammar från en oral studie med råtta, där man vid högre doser såg effekter på njurarna som ansågs relevanta även för människa. Med en AF=100 blir TDI = 0,23 mg/kg/dag. GVbiota_human= 0,1*TDI * 70/0,115 = 14 mg/kg föda GVvatten_biota_pred= GVbiota_pred/(BCF*BMF1) = 5 μg/l BCF =1087 BMF1 = 3 (BMF har uppmätts till mellan 1 och 3 i labstudier, BMF beror av klore-ringsgrad, BMF=3 används här för att beräkna ett ”worst-case” scenario.) 8.2.6 Dricksvatten Samma TDI-värde kan användas för att beräkna ett GVdricksvatten GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/dricksvattenintag = 0,805 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (standardperson) Dricksvattenintag = 2 liter


58

8.2.7 Källor 1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on MCCP. Part 1 – En-

vironment. Final report, 2005. Rapporten finns tillgänglig via European Sub-stance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) ECB 2007. Updated Risk Assessment of Alkanes, C14-17, chloro-. (MCCP). Final Draft Environment Addendum of August 2007. Rapporteur United Kingdom. European Chemicals Bureau.

3) ECB 2007. European Union Risk Assessment Report: Alkanes, C14-17, chloro- (MCCP). Human Health Assessment. Final Draft of September 2007. Rapporteur United Kingdom. European Chemicals Bureau.

8.3 PCBer, dioxiner och furaner 8.3.1 Sammanfattning För total-PCB föreslås ett GVsediment för inlandsytvatten på 30 μg/kg torrvikt och för andra ytvatten på 20 μg/kg torrvikt baserat på riktlinjer utarbetade av Canadian EPA. Ett GVsediment på 0,9 ng WHO-TEQfisk/kg torrvikt sediment föreslås för sum-man av dioxiner, furaner och dioxinlika PCBer, även detta baserat på riktlinjer utarbetade av Canadian EPA. Enligt Kommissionens förordning (EG) nr 1881/2006 får den totala koncentrationen av dioxiner, furaner och dioxinlika PCBer i fisk för humankonsumtion ej överskrida 8 pg WHO-TEQdäggdjur/kg. För den icke-dioxinlika PCB 153 är gränsvärdet i Sverige 0,1 mg/kg helprodukt i fisk (LIVSFS 1993:36). 8.3.2 Allmänt Polyklorerade bifenyler (PCB) är en grupp av 209 olika kongener som kan indelas i två grupper utifrån deras toxikologiska egenskaper: 12 kongener uppvisar toxiko-logiska egenskaper som liknar dioxiners, vilket gör att de ofta kallas dioxinlika PCBer. Övriga PCB kongener har en annan toxikologisk profil och uppvisar inte dioxinlik toxicitet.

Varje kongen av dioxin, furan eller dioxinlik PCB uppvisar olika grad av toxi-citet. Varje kongens toxicitet har i studier jämförts med den mest toxiska av dessa kongener, 2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin (TCDD), och ämnets relativa toxicitet kan uttryckas med en toxisk ekvivalentfaktor (TEF). Den relativa toxiciteten skiljer sig mellan olika organismgrupper och därför har TEF-värden för olika organism-grupper bestämts (Van den Berg et al. 1998), dessa redovisas i tabell 11 nedan. Detta innebär att analysresultaten från samtliga 17 olika dioxiner och furaner och 12 dioxinlika PCB uttrycks i en kvantifierbar enhet: total TCDD-ekvivalens (TEQ). Den totala koncentrationen av TCDD-ekvivalenter i ett prov kan beräknas enligt formeln: Total koncentration TCDD-ekvivalenter (TEQ)= Σ(Cx * TEF)


59

Cx = koncentrationen av varje enskild dioxin, furan eller dioxinlik PCB TEF = toxisk ekvivalentfaktor för varje enskilt ämne 8.3.3 Toxicitet för vattenlevande organismer Den amerikanska vattenkvalitetsstandarden för total-PCB är 0,014 μg/l för sötvat-ten och 0,03 μg/l för marina vatten. Dessa värden syftar till att skydda både vatten-levande organismer och vilt (US EPA 1998). Det fanns tidigare också ett kanaden-siskt gränsvärde för vatten, men detta är borttaget, då man menar att PCBer främst upplagras i sediment och biota och att man därför ska övervaka ämnena i dessa matriser. Inget gränsvärde för vatten förslås här eftersom framtagningen av det amerikanska gränsvärdet inte har kunnat granskas.

8.3.4 Toxicitet för sedimentlevande organismer PCB

Det finns en Canadian Sediment Quality Guideline (2001) som fastställer interimis-tiska gränsvärden för total-PCB eller Aroklor 1254 i sediment. Dessa värden grun-dar sig på fältstudier där man mätt total-PCB eller Aroklor 1254 i sediment och tittat på biologiska effekter. Värdena är för total-PCB 34,1 μg/kg torrvikt sediment i sötvatten respektive 21,5 μg/kg torrvikt i marina sediment. Total-PCB är summan av alla 209 PCB-kongener. För Aroklor 1254 är värdena 60 respektive 63,3 μg/kg torrvikt. GVPCB_sediment = 34,1 μg/kg torrvikt Det finns också resultat från ett fåtal studier där man tittat på effekterna av att man spikat ett sediment med total-PCB eller Aroklor. I dessa studier har man kunnat observera effekter först vid högre doser än vad man sett i fält: till exemper har LC50 (96 h) för Crangon septemspinosa på detta sätt bestämts till > 3400 μg Aroklor/kg. DIOXINER OCH FURANER

För dioxiner och furaner finns det också en Canadian Sediment Quality Guideline (interimistisk från 2000) som bygger enbart på de 2,3,7,8-klorerade molekylerna, eftersom dessa är de mest toxiska, men också de mest välundersökta. Gränsvärdet är satt till 0,85 ng WHO-TEQfisk/kg torrvikt sediment. Även detta gränsvärde är baserat på fältstudier där man tittat på biologiska effekter i sediment där man mätt dioxin- och furankoncentrationen. Gränsvärdet för dioxiner och furaner bör även gälla för plana PCBer. GVdioxin_sediment = 0,85 ng WHO-TEQfisk/kg torrvikt


60

8.3.5 Sekundärförgiftning – predatorer Environment Canada har beräknat gränsvärden för PCBer och dioxiner i biota/föda för de former som har dioxinliknande verkan. För dioxiner och furaner blir värdet som skyddar däggdjur 0,71 ng WHO-TEQdäggdjur/g föda och för fågel 4,75 ng WHO-TEQdäggdjur/g föda. Motsvarande siffror för PCBer är 0,79 ng WHO-TEQdäggdjur/g föda och för fågel 2,4 ng WHO-TEQfågel/g föda. GVdioxin_biota_pred = 0,71 ng WHO-TEQdäggdjur/g föda eller 2,4 ng WHO-TEQfågel/g föda 8.3.6 Sekundärförgiftning – människa Sedan i november 2006 gäller att gränsvärdet i EU för summan av dioxiner, furaner och dioxinliknande PCBer är 8 pg WHO-TEQdäggdjur/g fisk färskvikt (Kommissio-nens förordning (EG) nr 1881/2006).

För den icke-dioxinlika PCB 153 är gränsvärdet i Sverige 0,1 mg/kg helprodukt i fisk (LIVSFS 1993:36). WHO har föreslagit ett TDI för Aroklor 1254 på 0,02 μg/kg kroppsvikt per dag (2003), medan EFSA (2005) har bedömt att det inte går att beräkna något TDI för icke-dioxinlika PCBer. GVdioxin_biota_human = 8 pg WHO-TEQdäggdjur/g fisk färskvikt (GVPCB153_biota_human = 0,1 mg/kg fisk färskvikt) 8.3.7 Dricksvatten EU:s Scientific Committee for Food har fastställt ett TDI på 2 pg TEQmammal/kg kroppsvikt/dag som gäller för dioxiner, furaner och dioxinlika PCBer. GVdioxin_dricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/dagligt intag dricksvatten = 7 pg TEQdäggdjur/l 8.3.8 Övrigt Den metodik som använts för att bestämma de kanadensiska riktlinjerna för sedi-ment och biota avviker från den inom EU överenskomna EQS-metodiken. Istället för att utgå ifrån ett NOEC-värde från ett laboratorietest för att beräkna PNEC har man utifrån fältdata räknat fram ett tröskelvärde (Treshold Effect Level; TEL) genom att beräkna det geometriska medelvärdet av EC15-värdet och NOEC50. För dioxiner, furaner och dioxinlika PCBer har man använt en säkerhetsfaktor på 10 för att bestämma PNEC utifrån detta värde. De kanadensiska riktlinjerna bedömdes vara den mest pålitliga källan för redan utvärderade studier, lämpliga att ligga till underlag för en gränsvärdesbestämning. Det är dock troligt att EU-gemensamma gränsvärden kommer att tas fram under den närmaste tvåårsperioden.

De TEF-värden som redovisas i tabell 11 är de som legat till grund för både de kanadensiska riktlinjerna för sediment och biota och gränsvärdet för fisk för hu-


61

mankonsumtion. TEF-värdena har dock reviderats under 2006 (Van den Berg et al. 2006) och en revidering av riktlinjer och gränsvärden är kanske att vänta. 8.3.9 Källor

1) Förordning (EG) nr 1881/2006. 2) LIVSFS 1993:36. 3) Canadian EPA 2001. Canadian Sediment Quality Guidelines for the Protection

of Aquatic Life, 2001. 4) Canadian EPA 2001. Canadian Tissue Residues Guidelines for the Protection

of Wildlife Consumers of Aquatic Biota, 2001. 5) US EPA1998. National Recommended Water Quality Criteria, 1998. 6) Van den Berg M, Birnbaum L, Bosveld AT, Brunstrom B, Cook P, Feeley M,

Giesy JP, Hanberg A, Hasegawa R, Kennedy SW, Kubiak T, Larsen JC, van Leeuwen FX, Liem AK, Nolt C, Peterson RE, Poellinger L, Safe S, Schrenk D, Tillitt D, Tysklind M, Younes M, Waern F, Zacharewski T. Toxic Equiva-lency Factors [TEFs] for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and for Wildlife. Environmental Health Perspectives, 106(12):775-92. 1998.

7) Van den Berg M, Birnbaum LS, Denison M, De Vito M, Farland W, Feeley M, Fiedler H, Hakansson H, Hanberg A, Haws L, Rose M, Safe S, Schrenk D, Tohyama C, Tritscher A, Tuomisto J, Tysklind M, Walker N, Peterson RE. The 2005 World Health Organization reevaluation of human and Mammalian toxic equivalency factors for dioxins and dioxin-like compounds. Toxicologi-cal Sciences. Oct;93(2):223-41, 2006.


62

Tabell 11. Toxiska ekvivalensfaktorer för dioxiner, furaner och dioxinlika PCBer fastställda enligt WHO.

Kongener TEFfisk TEFdäggdjur TEFfågel 2,3,7,8-TCDD 1 1 1 1,2,3,7,8-PCDD 1 1 1 1,2,3,4,7,8-HCDD 0,5 0,1 0,05 1,2,3,6,7,8-HCDD 0,01 0,1 0,01 1,2,3,7,8,9-HCDD 0,01 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HCDD 0,001 0,01 <0,001 OCDD <0,0001 0,0001 0,0001 2,3,7,8-TCDF 0,05 0,1 1 1,2,3,7,8-PCDF 0,05 0,05 0,1 2,3,4,7,8-PCDF 0,5 0,5 1 1,2,3,4,7,8-HCDF 0,1 0,1 0,1 1,2,3,6,7,8-HCDF 0,1 0,1 0,1 1,2,3,7,8,9-HCDF 0,1 0,1 0,1 2,3,4,6,7,8-HCDF 0,1 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HCDF 0,01 0,01 0,01 1,2,3,4,7,8,9-HCDF 0,01 0,01 0,01 OCDF <0,0001 0,0001 0,0001 PCB 77 0,0001 0,0001 0,05 PCB 81 0,0005 0,0001 0,1 PCB 126 0,005 0,1 0,1 PCB 169 0,00005 0,01 0,001 PCB 105 <0,000005 0,0001 0,0001 PCB 114 <0,000005 0,0005 0,0001 PCB 118 <0,000005 0,0001 0,00001 PCB 123 <0,000005 0,0001 0,00001 PCB 156 <0,000005 0,0005 0,0001 PCB 157 <0,000005 0,0005 0,0001 PCB 167 <0,000005 0,00001 0,00001 PCB 189 <0,000005 0,0001 0,00001


63

8.4 Perfluorooktansulfonat

Ämne: Perfluorooktansulfonat CASnr: Perfluorooktansulfonsyra PFOA 1763-23-1 (ytterligare CAS nr

finnes för salterna men anjonen saknar CAS-nr) Vattenlöslighet: 570 mg/l Log Kow: Kan inte bestämmas.

8.4.1 Sammanfattning GVvatten föreslås till 0,03 mg/l och GVandra_ytvatten på 0,003 mg/l men dessa är inte tillräckligt låga för att skydda människa och predatorer från sekundärförgiftning och därför föreslås ett GVbiota på 6 μg/kg (baserat på det mest konservativa TDI-värdet). PFOS ansamlas bland annat i sediment, men inga data finns för sedimentlevande organismer. PFOS fysikalisk-kemiska egenskaper gör också att ett GV för sedi-ment inte kan beräknas med hjälp av jämviktsfördelningsmetodik. 8.4.2 Toxicitet för vattenlevande organismer Det lägsta NOEC-värdet är för fisk fastställt till 0,3 mg/l (Pimephales promelas, 42 d), för evertebrater till 7 mg/l (Daphnia magna, 28 d), och för alg till 44 mg/l (Pseudokirchneriella subcapitata, 96 h) och till 7 mg/l för andmat (Lemna gibba, 7 d). Ett NOEC-värde har också fastställts för en marin art, Mysidopsis bahia, till 0,25 mg/l (35 d exponering). Eftersom det finns data från tre trofinivåer kan en AF=10 användas. GVvatten = 0,03 mg/l. Det lägsta akuttoxicitetsvärdet för fisk är 4,7 mg/l (P. promelas, 96 h, LC50), för evertebrater är det 27 mg/l (D. magna, 48 h, EC50) och för alg 126 mg/l (P. subca-pitata, 96h, EC50), för andmat 108 mg/l (L. gibba, IC50). För tillfälliga utsläppstop-par används akuttoxicitetsdata och en AF=100. GVtopp = 0,05 mg/l. För marina arter evertebrater finns resultat från tre akuttoxicitetsstudier med EC50/LC50-värden på 3,6 (Mysidopsis bahia); >3,0 (Crassostrea virginica) och 8,9 mg/l (Artemia sp.). För den marina fisken Cyprinodon variegatus sågs ingen toxici-tet upp till vattenlösligheten som i testet var 15 mg/l. Inte heller för alg kunde ett definitivt värde bestämmas eftersom man inte såg någon toxicitet vid den högsta testkoncentrationen 3,2 mg/l (S. costatum, 96h). Således verkar marina arter av evertebrater vara känsligare än sötvattensarter, medan det omvända förhållandet råder för fisk och det inte går att avgöra för alg. En AF=100 används för beräkning av PNEC utifrån sötvattensdata eftersom det saknas data för ytterligare marina taxonomiska grupper.


64

GVandra_ytvatten = 0,003 mg/l. 8.4.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns inga uppgifter om toxicitet för sedimentlevande organismer och ett fram-räknat värde baserat på jämviktsfördelningsmodeller kan inte anses vara adekvat att använda för PFOS, eftersom dess kemiska egenskaper gör att även andra faktorer än fördelning till organiskt material kan förväntas ha betydelse. 8.4.4 Sekundärförgiftning – predatorer PFOS toxicitet för fåglar har studerats i två akuta orala studier, en med gräsand, Anas platyrhynchos, och en med vaktel, Colinus virgianus. Det lägsta LC50-värdet fastställdes till 220 mg/kg föda i studien på vaktlar. Kroniska studier har också utförts på vaktel och i denna studie blev LOEC 10 mg/kg föda. Ett teoretiskt NOEC-värde beräknas utifrån LOEC genom att NOEC delas med 2 (enligt TGD), under förutsättning att effekten inte överskrider 20 % av kontrollvärdena. Teore-tiskt NOEC för vaktelstudien blir 5 mg/kg föda. En AF=30 används för att beräkna PNECoral (GVbiota_pred) utifrån kroniska studier. GVbiota_pred= 0,17 mg/kg föda GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred /(BCF*BMF) = 0,00003 mg/l = 0,03 μg/l Worst-case BCF = 2796 (hel fisk) och BMF1 = 2 (taget från TGD) För marin miljö är formeln GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred /(BCF*BMF1*BMF2) beroende på de mer komplexa näringskedjorna. BMF2 = 2 GVvatten _marin_biota_pred = 0,015 μg/l PFOS har också studerats i en två-generationers studie med råtta för att titta på reproduktionstoxicitet. NOAEL blev då 0,1 mg/kg/dag, bland annat observerades viktreduktion i F1-generationen vid högre doser. Detta motsvarar ett NOEC på 2 mg/kg föda (NOAEL*20) och med en AF på 30 för kronisk studie blir PNECoral = 0,07 mg/kg föda. GVbiota_pred = 2/30 = 0,07 mg/kg föda Motsvarande GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred /(BCF*BMF) Worst-case BCF = 2796 (hel fisk) och BMF1 = 2 (taget från TGD) GVvatten_biota_pred = 0,07/2796*2 = 0,000012 mg/l = 0,012 μg/l För marin miljö är formeln GVvatten_biota_pred = GVbiota_pred /(BCF*BMF1*BMF2) beroende på de mer komplexa näringskedjorna. BMF2 = 2 GVvatten _marin_biota_pred = 0,006 μg/l


65

8.4.5 Sekundärförgiftning – människa Det lägsta NOEC som enligt KemI-rapporten är relevant för människa, är 0,5 ppm fastställt i en 2-årsstudie med råtta där PFOS levertoxicitet och carcinogenitet be-dömdes. 0,5 ppm i födan motsvarar 0,025 mg/kg kroppsvikt/dag för en råtta (NOEC/20 = NOAEL). Med en AF = 100 för extrapolering från råtta till människa blir ett indikativt TDI 0,00025 mg eller 0,25 μg/kg kroppsvikt/dag. GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt/dagligt intag av fisk = 15 μg/kg biota GVvatten_biota_human= GVbiota_human /(BCF*BMF) = 0,007 μg/l GVvatten _marin_biota_human = GVbiota_human /( BCF*BMF1*BMF2) = 0,003 μg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) Worst-case BCF = 1124 (fiskfilé) och BMF1 =BMF2 = 2 (taget från TGD) Tyska UBA har satt ett preliminärt TDI på 0,1 μg/kg kroppsvikt/dag baserat på en 2-generations råttstudie (reprotox) där NOAEL var 0,1 mg/kg kroppsvikt/dag. Man har använt en AF=100 för extrapolering från råtta till människa samt ytterligare en faktor 10 för den uppmätta längre halveringstiden i människa. GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt/dagligt intag av fisk = 6 μg/kg biota GVvatten_biota_human= GVbiota_human /(BCF*BMF)) = 0,003 μg/l GVvatten _marin_biota_human = 6/(1124*2*2) = 0,001 μg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standardperson) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) Worst-case BCF = 1124 (fiskfilé) och BMF1 =BMF2 = 2 (taget från TGD) I beräkningarna ovan har TGD:s standardvärden för BMF-använts. För PFOS finns uppmätta BMF på 22-160. Om dessa värden skulle användas skulle det leda till att beräknade GVvatten_biota skulle bli ännu lägre, och istället föreslås ett GVbiota som komplement till GVvatten.


66

8.4.6 Dricksvatten Ovanstående TDI-värden kan också användas för att beräkna ett provisoriskt värde för dricksvatten. GVdricksvatten= 0,1 * TDI * kroppsvikt/dricksvattenintag = 0,35 – 1 μg/l Kroppsvikt = 70 kg (standardperson) Dricksvattenintag = 2 liter 8.4.7 Källor

1) OECD 2002. Hazard assessment of PFOS and its salts. 2) Kemikalieinspektionen, 2004. Riskbedömning för PFOS, Bilaga 3, KemiRap-

port 3/04. 3) Bundesinstitut für Risikobewertung 2006. Stellungnahme Nr. 035/2006 des

BfR vom 27. 8.5 Hexabromcyklododekan

Ämne: Hexabromcyklododekan, HBCD CASnr: 25637-99-4 & 3194-55-6 Vattenlöslighet: 66 μg/l Log Kow: 5,625 (experimentellt, anv i RAR) 5,81 (beräknat från BCF) Koc: Log Koc = 4,66 (beräknat från Kow) KSPM: 4540 l/kg KSPM-vatten: 1136 m3/m3

8.5.1 Sammanfattning GVvatten föreslås till 0,3 μg/l. Detta värde är inte tillräckligt skyddande för marina arter, sedimentlevande organismer eller predatorer (inklusive människa) och bör därför kompletteras med GVandra_ytvatten = 0,03 μg/l, GVsediment = 0,9 mg/kg torrvikt och GVbiota = 1,5 mg/kg biota (fisk). 8.5.2 Toxicitet för vattenlevande organismer Lägsta NOEC är för fisk fastställt till > 3.7 μg/l (Oncorhyncus mykiss), för alg 10 μg/l < NOEC < 40 μg/l (Skeletonema costatum) och för kräftdjur 3,1 μg/l (Daphnia magna, 21 d). Data finns från tre trofinivåer och därmed kan en AF=10 användas. GVvatten = 0,31 μg/l. Det lägsta EC50-värdet från ett akuttoxicitetstest är 52 μg/l (S. costatum). För till-fälliga utsläppstoppar används akuttoxicitetsdata och en AF=100. GVtopp = 0,52 μg/l.


67

Det finns enbart ett fåtal tester gjorda med marina arter, uteslutande alger, och därför används en AF=100 på sötvattensdata för att bestämma GVandra_ytvatten. GVandra_ytvatten=0,03 μg/l 8.5.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Det finns resultat från minst tre tester med sedimentlevande organismer som har olika födostrategier och därför kan en AF=10 användas för att beräkna PNEC ut-ifrån det lägsta NOEC-värdet. Detta NOEC är 8,6 mg/ kg torrvikt efter normalise-ring för organisk kolhalt i sedimentet (den var 1,8 % i stället för 5 % i det aktuella testet). GVsediment = 0,86 mg/kg torrvikt. Detta motsvarar 0,187 mg/kg våtvikt. GVvatten_sed = (GVsed.våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-vatten * 1000) = 0,19 μg/l Densitet SPM = 1150 kg/m3 KpSPM-vatten =1136 m3/m3 För marina sediment fastställs PNEC utifrån NOEC med en AF=10 om det finns långtidsdata från minst tre arter, varav två marina, eller med en AF=50 om det finns resultat från tre arter, men färre än två är marina som i detta fall. GVsediment_andra_ytvatten = 0,17 mg/kg torrvikt vilket motsvarar 0,037 mg/kg våt-vikt. GVandra_ytvatten_sediment= (GVsed.andra_ytvatten_våtvikt (mg/kg) * densitet SPM) / (KpSPM-

vatten * 1000) = 0,04 μg/l 8.5.4 Sekundärförgiftning – predatorer BCF-värdet för fisk som används i riskbedömningen är 18 100 (Pimephales prome-las) och därför bör även sekundärförgiftning beaktas. Ett NOAEL-värde på 22,9 mg/kg kroppsvikt/dag fastställt i en 28-dagars studie på råtta (upprepad dos) be-döms som relevant för framtagning av ett PNECoral för sekundärförgiftning. En faktor 20 krävs för att omvandla NOAEL-värdet till ett NOEC och enligt TGD krävs en AF=300 för extrapolering till PNECoral = GVbiota_pred. GVbiota_pred = 1,53 mg/kg biota Motsvarande GVvatten_biota_pred= GVbiota_pred /(BCF*BMF) = 0,00000845 mg/l = 0,00845 μg/l Worst-case BCF = 18100 (hel fisk) och BMF1 = 10 (taget från TGD, ämnen med BCF > 5000) I marina vatten blir formeln GVvatten_biota_pred= GVbiota_pred/(BCF*BMF1*BMF2) till följd av de längre näringsvävarna.


68

GVvatten_marin_biota_pred= 0,000845 μg/l BMF2 = 10 (enligt TGD) 8.5.5 Sekundärförgiftning – människa Kriterierna är ej uppfyllda för att bestämma GVbiota för människa. 8.5.6 Dricksvatten Ett preliminärt TDI kan beräknas utifrån NOAEL-värde (22,9 mg/kg kropps-vikt/dag) från studien med råtta ovan. Med en AF=100 för extrapolering från råtta till människa blir TDI=0,229 mg/kg kroppsvikt/dag. GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/Dagligt intag dricksvatten = 0,80 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standard person) Dagligt intag dricksvatten = 2 l 8.5.7 Källor

1) ECB 2006. European Union Risk Assessment Report on HBCD. Draft, 2006. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

8.6 Bisfenol-A

Ämne: Bisfenol-A (4,4'-isopropylidendifenol) CASnr: 80-05-7 Vattenlöslighet: 120-301 mg/l vid rumstemperatur Log Kow: 3,4 uppmätt värde Koc: 715 l/kg beräknat med EUSES baserat på Kow 3,4 KSPM: 71,5 l/kg beräknat utifrån Koc KSPM-vatten: 18,8 m3/m3

8.6.1 Sammanfattning GVvatten(SSD) föreslås till 1,5 μg/l och GVandra_ytvatten till 0,15 mg/l. 8.6.2 Toxicitet för vattenlevande organismer I en flergenerationsstudie med fisk (Pimephales promelas) där dödlighet, tillväxt och reproduktionsförmåga hos F0-och F1- generationerna undersöktes, fastställdes NOEC-värden på 640 μg/l för dödlighet, 160 μg/l för tillväxt och 16 μg/l för repro-duktion. NOEC är >3.146 mg/l för reproduktiva effekter på Daphnia magna. För grönalgen Selenastrum capricornutum har EC10-värdet beräknats till 1,36 mg/l för antal celler respektive 1,68 mg/l baserat på cellvolym. För den marina algen Skele-tonema costatum har EC10-värdet beräknats till 0,69 mg/l för klorofyllinnehåll


69

respektive 0,40 mg/l baserat på antal celler. Eftersom det finns långtidsdata från tre trofinivåer kan en AF=10 användas för det lägsta NOEC-värdet. GVvatten(AF) = 1,6 μg/l. I de ekotoxikologiska studier som har genomförts som en uppföljning till riskbe-dömningen kunde de tidigare observerade lågdoseffekterna av bisfenol-A på sper-matogenesen hos fisk avfärdas som artefakter. Lågdoseffekter av bisfenol-A på äggproduktionen hos snäcka kan däremot inte helt avfärdas. Ett NOEC på 2,1 µg/L fastställdes för denna effekt men ytterligare studier på snäcka kommer att genom-föras. I den uppdaterade riskbedömningsrapporten finns tillräckligt många studier för att bestämma PNEC m.h.a statistisk frekvensfördelningsmetodik. En säkerhets-faktor, AF=5, väljs och PNEC = 1,5 µg/l. GVvatten (SSD) = 1,5 μg/l Det finns ingen specifik vägledning i TGD för att bestämma ett PNEC för marina vatten utifrån en SSD. Standardmetoden föreskriver en ytterligare säkerhetsfaktor på 10 för marina arter och detta används i riskbedömningen och även här. GVandra_ytvatten = 0,15 μg/l Lägsta LC50-värde har för fisk fastställts till 4,6 mg/l (Pimephales promelas, 96 h, LC50). För den marina fisken Cyprinodon variegates har LC50-värdet fastställst till 7,5 mg/l. När det gäller kräftdjur rapporteras två olika EC50-värden för Daphnia magna (48 h) ett på 3,9 mg/l baserat på nominella koncentrationer och ett på 10,2 mg/l baserat på uppmätta koncentrationer. I EU:s riskbedömningsrapport föredras det senare eftersom det är baserat på uppmätta koncentration, medan det första föredras här. För den marina arten Mysidopsis bahia är LC50 1,1 mg/l (96 h). För grönalgen (S. capricornutum) är EC50-värdet 2,73 mg/l baserat på antal celler och 3,10 mg/l baserat på cellvolym. Eftersom det finns akutdata från tre trofinivåer kan gränsvärdet för tillfälliga utsläppstoppar till sötvatten beräknas utifrån det lägsta av akutvärdet med en AF=100. GVtopp = 27 μg/l Detta värde är dock mer än 12 ggr högre än GVvatten och därför inte relevant. 8.6.3 Toxicitet för sedimentlevande organismer Kriteriet för att bestämma ett GVsediment är inte uppfyllt.


70

8.6.4 Sekundärförgiftning – predatorer I en två-generationsstudie på mus blev NOAEL-värdet 50 mg/kg/dag baserat på signifikanta förändringar i kroppsviktsökning, levervikt och njurvikt vid närmast högre dos. Ett NOAEL från mus omvandlas enligt TGD till ett NOEC genom att multipliceras med 8,3; NOEC blir således 415 mg/kg. En säkerhetsfaktor, AF=30, ska användas för kroniska studier. PNECoral blir därför 13,8 mg/kg.

En studie har också genomförts på kycklingar, Gallus domesticus. Spermato-genes samt påverkan på vikten av kam, testiklar och slör studerades under 25 veck-or. NOAEL för denna studie var 10 mg/kg kroppsvikt/dag. Ett NOAEL från höns omvandlas enligt TGD till ett NOEC genom att multipliceras med 8. En säkerhets-faktor, AF=30, ska användas för kroniska studier. PNECoral blir därför 2,67 mg/kg. Det lägre värdet, 2,67 mg/kg, föredras för gränsvärdesberäkningen. GVbiota_pred = PNECoral = 2,67 mg/kg föda GVvatten_biota_pred= GVbiota_pred /(BCF*BMF) = 0,019 mg/l BCF = 144 (mussla) BMF =1 (enligt TGD) 8.6.5 Sekundärförgiftning – människa Eftersom bisfenol-A är klassificerat som reproduktionstoxiskt i kategori 3, R62, bör sekundärförgiftning för människa beaktas. NOAEL-värdet på 50 mg/kg/dag från tvågenerationsstudien på mus (se ovan och ref. 4) används för att bestämma TDI för människa. Med en AF =100 blir TDI = 0,5 mg/kg kroppsvikt/dag. GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt /dagligt intag av fisk =30,4 mg/kg mussla GVvatten_biota_pred = GVbiota_human /(BCF*BMF) = 0,21 mg/l BCF = 144 (mussla) BMF =1 (enligt TGD) Kroppsvikt = 70 kg (EU standard person) Dagligt intag av fisk = 0,115 kg (EU worst case) 8.6.6 Dricksvatten GVdricksvatten = 0,1 * TDI * kroppsvikt/dricksvattenintag = 1,75 mg/l Kroppsvikt = 70 kg (EU standard person) dricksvattenintag= 2 l


71

8.6.7 Övrigt År 2002 föreslogs ett temporärt TDI på 0,01 mg bisfenol-A/kg/dag av Scientific Committee on Food. Om man använder sig av detta värde blir siffrorna istället: GVbiota_human = 0,609 mg/kg fisk/mussla vilket motsvarar 0,004 mg/l GVdricksvatten = 0,035 mg/l 8.6.8 Källor

1) ECB 2005. European Union Risk Assessment Report on Bisphenol A. Final report, 2005. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2) Opinion of the Scientific Committee on Food on Bisphenol A. SCF/CS/PM/3936 Final (2002)

3) ECB 2007. Updated Risk Assessment of Bisphenol-A. Draft Environment Addendum of September 2007. Rapporteur United Kingdom. European Chemicals Bureau.

4) ECB 2007. Updated Risk Assessment of Bisphenol-A. Human Health As-sessment. Draft of August 2007. Rapporteur United Kingdom. European Chemicals Bureau.

8.7 Nonylfenoletoxilater 8.7.1 Sammanfattning Övergripande GVvatten föreslås till 0,3 μg nonylfenolekvivalenter/l .

Nonylfenoletoxilater (NPE) bryts lätt ner till nonylfenol (NP), nonylfenolmo-noetoxilat (NP1EO), nonylfenoldietoxilat (NP2OE), nonylfenoxiättiksyra (NP1EC) och nonylfenoxietoxiättiksyra (NP2EC). I det första steget bryts NPnEO (n>3) ner till NP1EO och NP2EO. Dessa ämnen oxideras vidare och bildar NP1EC och NP2EC eller nonylfenol. Under aeroba förhållanden tycks oxidation av NP1EO och NP2EO till NP1EC och NP2EC vara gynnad framför bildningen av nonylfenol. 8.7.2 NPEs giftighet Ju kortare etoxilatkedjan är, desto giftigare är denna typ av ämnen. Nonylfenol och de kortkedjiga nonylfenoletoxilaterna har en narkotisk verkningsmekanism. Nonyl-fenoletoxilater har också östrogen aktivitet, denna aktivitet tycks också öka ju kor-tare etoxilatkedjan är. Effekter på hormonsystemet uppträder vid motsvarande koncentrationer som andra kroniska effekter. 8.7.3 Toxiska ekvivalenter Nonylfenol, nonylfenoletoxilater och nonylfenolkarboxylater förekommer vanligt-vis tillsammans i vattenmiljön. Nonylfenol och nonylfenoletoxilater kan dessutom analyseras samtidigt från ett och samma prov, därför föreslås att toxiska ekvivalen-ter används för att sätta ett gränsvärde för nonylfenoletoxilater. För att kunna an-


72

vända sig av toxiska ekvivalenter krävs att alla ämnen i en blandning har samma verkningsmekanism, vilket de nonylfenoliska ämnena har. Toxiska ekvivalentfak-torer bestäms för varje enskilt ämne genom att uttrycka ämnets potens relativt det mest potenta ämnet i blandningen. I fallet med nonylfenollika ämnen uttrycks toxi-citeten relativt nonylfenol som är det mest potenta ämnet. Därför kan den miljökva-litetsnorm på 0,33 μg/l som föreslagits på EU-nivå användas som gemensam GV för nonylfenol och nonylfenoletoxilater.

Den totala koncentrationen av NP och NP-ekvivalenter i ett prov kan beräknas enligt formeln:

Total koncentration = Σ(Cx * TEF) Cx = koncentrationen av varje enskilt nonylfenollikt ämne TEF = toxisk ekvivalentfaktor för varje enskilt nonylfenollikt ämne Canadian Environmental Protection Agency har räknat fram TEF-värden baserade på akuta och kroniska studier (CEPA, Canada 2001). Tabell 12. TEF-värden enligt Canadian EPA 2001. Ämne TEF relativt NP

NP 1

NP1EO 0,5

NP2EO 0,5

NPnEO (3 >=n<=8) 0,5

NPnEO (n >= 9) 0,005

NP1EC 0,005

NP2EC 0,005

8.7.4 Källor

1) Finnish Environment Institute, 2005. Proposal for Environmental Water Qual-ity Standards in Finland. ISBN 952-11-1950-0.

2) ECB 2002. European Union Risk Assessment Report on 4-Nonylphenol and nonylphenol (branched). Final report, 2002. Rapporten finns tillgänglig via European Substance Information System (ESIS): http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

3) Canadian EPA 2001. Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life, 2001.


73

Bilaga 1 Riktvärdesberäkningar - växtskyddsmedel 1 Aclonifen Aclonifen is member of the group of diphenyl ether herbicides, and works by in-hibiting the protoporphyrinogen oxidase. The herbicide is intended for use in peas, carrots and potatoes.

PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES

Physico-chemical properties of aclonifen are summarised in table 1.1. Table 1.1: Physico-chemical properties of aclonifen.

Reference CAS-No. 74070-46-5 2 Empirical formula C12H9CIN2O3 2 Molecular weight [g/mol] 264.7 2 Solubility in water [mg/kg] 1.4 1 pKa Not relevant Vapour pressure [Pa] 1.6 × 10-5 1 Log Pow 4.37 1 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 0.003 1


74

TOXICITY TO AQUATIC ORGANISMS

The toxicity of aclonifen to aquatic organisms is summarised in table 1.2. Table 1.2: Aquatic ecotoxicity data of aclonifen.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference

Algae Scendesmus subspi-catus

growth rate 24h, static 96h, static

ErC50 0.0069 NOEC 0.0025

1

Scendesmus subspi-catus

growth rate 96h, static ErC50 0.0292) NOEC 0.0032

1

Selenastrum capri-cornutum

growth rate 96h, static ErC50 0.0281) NOEC 0.00491)

1

Crustaceans Daphnia magna immobility/

mortality 48h, static EC50 1.2 1

Daphnia magna immobility/ mortality

48h, static EC50 1.11) 1

Daphnia magna reproduction 21d, semi-static NOEC 0.016 1 Daphnia magna reproduction 21d, semi-static NOEC 0.0541) 1 Fish Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, flow-through LC50 0.67 1

Cyprinus caprio mortality 96h, flow-through LC50 1.3 1 Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, flow-through LC50 0.611) 1

Cyprinus caprio mortality 96h, semi-static LC50 0.871) 1 Onchorhynchus mykiss

21d, semi-static NOEC 0.01 (nominal) 1

Cyprinus carpio 21d, flow-through NOEC 0.009 1 Onchorhynchus mykiss

21d, flow-through NOEC 0.011) 1

1) Test performed on preparation. Value expressed as active substance. 2) Effect concentration basis for calculation of PNEC. Test substance purity 91.3 %

Former water quality objective calculation The most sensitive of the tested species was Scendesmus subspicatus, with a NOEC of 0.0025 mg/L, different tests. Since both short and long term studies are available, and three trophic levels have been tested, an assessment factor of 10 is used for calculation of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for aclonifen is calculated to 0.00025 mg/L. Revised EQS calculation according to harmonised methodology (3) The PNEC of 0.00025 mg/L for aclonifen is still valid. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Aclonifen is expected to bioaccumulate. BCF is 840 in Onchorhynchus mykiss, whole fish. Alconifen is stable towards hydrolysis at pH 5.7 and 9. However the


75

photochemically transformation has a DT50 of 9 days during summer. Two wa-ter/sediment tests have been performed at pH 7.3 and 9.1. The primary degradation of aclonifen was DT50 15.4-16.1 days. No major metabolites have been detected. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.00025 mg/L, the proposed EQS for aclonifen is 2 x 10-4 mg/L. COMMENTS

No distribution studies are available, however due to high partition coefficient and low water solubility, alconifen is expected to partition into sediment. Therefore additional quality objective for sediment is recommended. LITERATURE

(1) Andersson L, Andersson Y, 1994. Ecotocicological evaluation of the her-bicide aclonifen. National Chemical Inspectorate, Solna, Sweden.

(2) Tomlin, C., 2000. The Pesticide Manual, 12th edition. British Crop Protec-tion Council.

(3) Fraunhofer-Institute, 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in accor-dance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC).

2 Bentazone Bentazone is a weak acid working as a selective contact herbicide, intended for use in pasture and legumes Bentazone has been evaluated within the framework of EU Dir. 91/414.

NSO2

N

OCH(CH3)2

H


76


Physico-chemical properties of bentazone are summarised in table 2.1. Table 2.1: Physico-chemical properties of bentazone.

Reference CAS-No. 25057-89-0 1 Empirical formula C10H12N2O3S 1 Molecular weight [g/mol] 240.3 1 Solubility in water [mg/kg] 490 at 20°C, pH 3

570 at 20°C, ~pH 7 1

pKa 3.3 3 Vapour pressure [Pa] 1.7×10-4 at 20 °C 1 Log Pow 0.77 at pH 5, 22°C

-0.46 at pH 7, 22°C -0.55 at pH 9, 22°C

1

Henry`s law constant [Pa×m3/mol] 7.2×10-5 1


The toxicity of bentazone to aquatic organisms is summarised in table 2.2. Table 2.2: Aquatic ecotoxicity data of bentazone.


Algae Ankistrodesmus bi-braianus

not specified 72 h EC50 62 NOEC 5.0

1

Ankistrodesmus bi-braianus

not specified 96 h EC50 47 1

Ankistrodesmus bibrai-anus

not specified 72 h EC5 0 69 1)

NOEC 4.7 1) 1

Chlorinella fusca not specified 96 h EC50 236 1) 1 Higher aquatic plants Lemna gibba not specified 14 d EC50 3.6 1,2)

NOEC 2.7 1,3) 1, 2

Crustaceans Daphnia magna immobility 96 h EC50 64 2 Daphnia magna immobility 48 h EC50 58 1) 1 Daphnia magna immobility 48 h EC50 125 1 Fish Onchorhynchus mykiss mortality 96 h LC50 >100 1, 2 Lepomis macrochirus mortality 96 h LC50 >100 1 Cyprinus carpio motality 96 h LC50 >910 1) 1

1) Test performed on two different salt compounds (67% ai and 91% ai). Value expressed as active substance. 2) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 67.27%. 3) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.


77

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 3.6 mg/L and a NOEC of 2.7 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on the long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 3.6 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.036 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (4) There is only chronic data for algae and higher aquatic plants. The lowest of these is the NOEC for Lemna gibba of 2.7 mg/l. Aquatic plants seem to be the most sen-sitive trophic level. Bentazone is a selective herbicide, inhibiting the photosynthetic electron transfer, but short-term data for crustaceans indicates similar sensitivity as for algae. Short-term data for fish does not indicate that a long term study would result in a lower NOEC than that for plants. An assessment factor of 100 is pro-posed to be used on the lowest NOEC of 2.7 mg/L (even though it is not generated from fish or Daphnia) which results in a PNEC of 0.027 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Bentazone is not expected to bioaccumulate. Log Pow is lower than 3, therefore bioaccumulation study is not relevant. In water/sediment systems bentazone de-grades very slowly. The substance is stable towards hydrolysis. In water phase the substance is degraded 62 -69% after 100 days. Degradation in the whole system varies with in a DT50 of 500 to 900 days (1). PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.027 mg/L, the proposed water quality objective for bentazone is 0.027 mg/L. COMMENTS

Bentazone is very mobile and may leach through the soil profile and therefore reach surface- and groundwater. In water/sediment systems the main portion of bentazone is located in the water phase (1).


78

LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Bentazone Monograph, 1996. Rapporteur Member State: Germany.

(2) European Commission Peer Review Programme. Bentazone Review re-port. Appendix II -Endpoints and related information, 2000. Rapporteur Member State: Germany.



3 Cyanazine Cyanazine is an herbicide, intended for use in rapeseed.

N N

N

NHCH2CH3

Cl NHC(CH3)2

CN


Physico-chemical properties of cyanazine are summarised in table 3.1. Table 3.1: Physico-chemical properties of cyanazine.

Reference

CAS-No. 21725-46-2 4 Empirical formula C9H13ClN6 4 Molecular weight [g/mol] 240.7 4 Solubility in water [mg/kg] 171 at 25 °C 4 Pka 0.63 4 Vapour pressure [Pa] 2 × 10-7 4 Log Pow 2.1 4 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 2.9 × 10-7 4


79


The toxicity of cyanazine to aquatic organisms is summarised in table 3.2. Table 3.2: Aquatic ecotoxicity data of cyanazine.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Selenastrum capri-cornutum

biomass 96 h, static EbC50 0.0201)

NOEbC 0.0102) 1, 5

Higher aquatic plants Lemna gibba 14 d, static EC50 0.064

NOEC 0.030 3

Crustaceans Daphnia magna 48 h, static EC50 49 3 Daphnia magna 48 h, static EC50 42 1, 3, 5 Fish Pimephales prome-las

mortality 96 h, static LC50 16.3 3

Ictalurus punctatus mortality 96 h, static LC50 17.4 3 Oncorhynchus mykiss

mortality 96 h LC50 10 1

Cyprinus carpio mortality 96 h LC50 30 1 1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 97.3%. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Selenastrum capricor-nutum, with an EC50 of 0.02 mg/L and. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on the long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.02 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.0002 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (6) There is only chronic data available for algae and plants, but given that cyanazine is a photosynthesis inhibitor and the EC50-values for crustaceans and fish are much higher (150-500x) than the NOECs for algae and plants it is unlikely that long term tests with fish and crustacea would generate lower NOEC values, and thus an as-sessment factor of 10 is proposed to be used for the lowest NOEC. The lowest NOEC is 0.01 mg/l for Selenastrum capricornutum. Thus, the lowest NOEC of 0.01 mg/L is divided by a factor of 10, which results in a PNEC of 0.001 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Cyanazine is not expected to bioaccumulate (log Pow 2.1). The rate of hydrolysis of cyanazine is pH dependent, (DT50 at pH 5.6: 28 weeks, DT50 at pH 3.9: 20 hours, DT50 at pH 9.5: 5 days).


80

PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.001 mg/L, the proposed water quality standard for cyanazine is 0.001 mg/L. COMMENTS

Cyanazine has several transformation products. Initially cyanazine is metabolised into cyanazine amide and then to cyanazine acid, after that several other transfor-mation products are formed. Cyanazine has medium to low adsorption ability (Koc 73-413) and thus a medium to high mobility potential. The metabolites have high potential to leach through the soil profile (cyanazine amide; Koc 6.4-6.6) (2). LITERATURE

(4) Henning, I., & Clausen, S. Cyanazin Økotoksikologisk baggrundsrapport. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen, Bekæmpningsmiddelkontoret. Køben-havn, Danmark.

(5) National Chemicals Inspectorate, 1994. PM -Bladex 500 SC. Solna, Stock-holm.

(6) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001. Environmental Fate and Effects Di-vision of Office of Pesticide programs, U.S.EPA, Washington, D.C.


(8) Tuinstra, J., & Linders, J., 1989. Cyanazin. Adviescentrum toxicologie, National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM). Holland.


4 Dichlorprop-p Dichlorprop-p is an auxin type systemic herbicide, intended for use in cereals, pasture and fruit cultivation.


Physico-chemical properties of dichlorprop-p is summarised in table 4.1.

Cl

Cl

O C

CH3

CO2H

H


81

Table 4.1: Physico-chemical properties of dichlorprop-p.

Reference CAS-No. 15165-67-0 1 Empirical formula C9H8Cl2O3 1 Molecular weight [g/mol] 235.1 1 Solubility in water [mg/kg] 590 at 20°C 2 pKa 3.67 at 20°C 2 Vapour pressure [Pa] 6.510-5 at 20°C 2 Log Pow -0.25 at pH 7, 25°C 2 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 2.471×10-5 (calc.) 2

TOXICITY TO AQUATIC ORGANISMS The toxicity of dichlorprop-p to aquatic organisms is summarised in table 4.2. Table 4.2: Aquatic ecotoxicity data of dichlorprop-p.

Species End-point Exposure dura-

tion Result [mg as/L] Reference

Algae Selenastrum capri-cornutum

growth rate 72h, static EC50 >93.6 NOEC 39.3

1

Anabaena flos aquae growth rate 72h, static EC50 26.5 NOEC 6.1

1

Higher aquatic plants

Lemna gibba frond number root formation

14d, semi-static EC50 2.52,3) NOEC 0.152,3,4)

1

Lemna gibba frond number 7d EC50 21.11,2,3) NOEC 2.81,2,3)

1

Crustaceans Daphnia magna struas

immobility 48h, static EC50 >100 1

Daphnia magna immobility 48h, static EC50 >100 1 Daphnia magna immobility 48h, static EC50 >63.22,3) 1 Daphnia magna immobility

reproduction 21d, semi-static NOEC >100

NOEC >100 1

Fish Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, static LC50 >206 1

Lepomis macrochirus mortality 96h, static LC50 >109 2,3) 1 Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, static LC50 >2062,3) 1

Onchorhynchus mykiss (early life stage)

Mortality and sublethal effects

28d, flow-through NOEC >100 1

1) Test performed on preparation. Value expressed as active substance. 2) Test performed on salt compound. Value expressed as active substance. 3) Test performed on substance with purity <90%. Value expressed as active substance. 4) Effect concentration basis for calculation of PNEC.


82

Former water quality objective calculation The most sensitive of the tested species was Lemna gibba, with a NOEC of 0.15 mg/L. Since both short and long term studies are available, and three trophic levels have been tested, an assessment factor of 10 is used for calculation of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for dichlorprop-p is calculated to 0.015 mg/L. Revised EQS calculation according to harmonised methodology (3) The PNEC of 0.015 mg/L for dichlorprop-p is still valid. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE Dichlorprop and dichlorprop-p is not expected to bioaccumulate. Because Log Pow is low <3, bioaccumulation studies are not required. Dichlorprop-p is stable to-wards hydrolysis in pH 5,7 and 9. Degradation has been studied in two wa-ter/sediment systems, resulting in DT50 of 14.6-15.3 days. The substance, to some extent, partitions in to the sediment, 28.4% was found after 30 days. In one anaero-bic eutrophic pond study, dichlorprop-p is degraded much slower, DT50 160 days. No major metabolites, exceeding 10%, has been found. PROPOSED EQS/WATER QUALITY OBJECTIVE Since PNEC is 0.015 mg/L, the proposed EQS/water quality objective for dichlor-prop-p is 0.01 mg/L. COMMENTS Dichlorprop-p is mobile in soil and may reach ground- and surface water via leak-age through the soil profile.

LITERATURE (1) European Commission Peer Review Programme. Dichlorprop-p Mono-

graph, 2003. Rapporteur Member State: Denmark. (2) Tomlin, C., 2000. The Pesticide Manual, 12th edition. British Crop Protec-

tion Council. (3) Lepper; P., 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive

Environmental Quality Standards for Priority Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC). Fraunho-fer-Institute, Germany.


83

5 Diflufenican Diflufenican is an herbicide intended for use against mono- and dicotyledon weeds in autumn cereals. The modes of action consist of an inhibition of the carotenoid biosynthesis and indirect interference with plant photosyntesis.


Physico-chemical properties of diflufenican are summarised in table 5.1. Table 5.1: Physico-chemical properties of diflufenican.

Reference CAS-No. 83164-33-4 1 Empirical formula C19H11F5N2O2 1 Molecular weight [g/mol] 394 1 Solubility in water [mg/kg] <0.05 at 25°C 1 pKa Not relevant 1 Vapour pressure [Pa] 3.07 × 10-5 at 25°C 1 Log Pow 4.9 1 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] >0.24 2


84


The toxicity of diflufenican to aquatic organisms is summarised in table 5.2. Table 5.2: Aquatic ecotoxicity data of diflufenican.


Algae Chlorella vulgaris biomass 96h EC50 >101)

NOEC 10 1

Scenedesmus subspicatus

growth 72 h EC50 0.00045 2) 3

Crustaceans Daphnia magna immobility 48h EC50 >10 1 Daphnia magna reproduction 21 d NOEC 0.052 3 Fish Cyprinus carpio mortality 96h, flow-through LC50 105 1 Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, flow-through LC50 75 1

Pimephales promelas

growth 35 d, early life stage NOEC 0.015 3

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation Apart from the algal growth inhibition study, no reliable long term data are avail-able, and although a herbicide, it is not obvious that algae is the most sensitive taxonomic group. Therefore, the lowest EC50 of 10 mg/L (both algae and Daphnia) is divided by a factor of 1000, which results in a PNEC of 0.01 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (4) Results from additional long term studies with fish and crustacea are now available (3). The alga Scenedesmus subspicatus is the most sensitive of the tested species and as the EC50 of 0.45 μg/L derived from this test is lower than all NOECs the PNEC is derived based on acute toxicity data. With an AF=100 the PNEC is 0.0045 µg/l. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Diflufenican is expected to bioaccumulate, due to high log Pow, 4.9, and BCF, 1100 in fish. The herbicide has low water solubility and is rapidly partitioned into sediment. Diflufenican is hydrolytically stable and only slowly degraded through photolysis in water. Studies made in water/sediment-systems showed a slow degra-dation rate, after 12 weeks, diflufenican was mineralised from 85% to 65%. Four non-identified metabolites were detected.


85

PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.0045 µg/L, the proposed EQS for diflufenican is 0.0045 µg/L. COMMENTS

Degradation in soil occurs slowly, with in a DT50 of 168-460 days. Henry’s con-stant is moderate, indicating a potential for atmospheric dispersion through volatili-sation. According to calculation of fugacity, diflufenican concentrates to sediment and soil. Therefore a quality objective for sediment needs to be set, as well as qual-ity objectives for biota due to risk for bioaccumulation. LITERATURE

(1) Ekotoxikologisk utvärdering av diflufenikan. Vejlens, E. Kemikalieinspek-tionen, Sverige 910417.

(2) Supplementary ecotoxicological evaluation of the herbicide diflufenican. Lundbergh, I. Kemikalieinspektionen, Sverige 1992.

(3) European Commission Peer Review Programme. Diflufenican Draft As-sessment Report vol 1-3, 2006. Rapporteur Member State: UK


6 Dimethoate Dimethoate is an organophosphorus insecticide, intended for use in beets.

CH3NHCOCH2SP(OCH3)2

S


Physico-chemical properties of dimethoate are summarised in table 6.1. Table 6.1: Physico-chemical properties of dimethoate.

Reference

CAS-No. 60-51-5 5 Empirical formula C5H12NO3PS2 5 Molecular weight [g/mol] 229.3 5 Solubility in water [mg/kg] 23300 at pH 5, 20°C

23800 at pH 7, 20°C 25000 at pH 9, 20°C

5

Vapour pressure [Pa] 2.5×10-3 at 25°C 5 Log Pow 0.704 5 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 1.2×10-6 5


86


The toxicity of dimethoate to aquatic organisms is summarised in table 6.2. Table 6.2: Aquatic ecotoxicity data of dimethoate.


Insects Baetis rhodani mortality 96 h, flow-through LC50 0.007 2) 7, 8 Molluscs Cassostrea virginica 96 h, flow-through EC50 133 2 Crustaceans Daphnia magna immobilisation 24 h, static EC50 4.7 1 Daphnia magna mortality and

growth 21 d, semi-static NOEC 0.04 1) 2

Mysidopsis bahia immobilisation 96 h, flow-through EC50 15 2 Fish Oncorhynchus mykiss


Oncorhynchus mykiss


Oncorhynchus mykiss


Lepomis macrochirus mortality 96 h, static LC50 6.0 2 Cyprinus carpio mortality 96 h, static LC50 690 3 Cyprinodon variega-tus

mortality 96 h, static LC50 >110 2

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Technical substance. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive of the tested species was Daphnia magna, with a NOEC of 0.04 mg/L. Supplementary tests on algae, which is not represented in the table above, show that they are less sensitive than daphnia (6). Algae tests, together with the daphnia and fish tests in the table above, show that three trophic levels are avail-able, but only two long-term studies together with the supplementary tests. An assessment factor of 50 is used for calculation of the predicted no effect concentra-tion. Hence, the PNEC for dimethoate is calculated to 0.0008 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (9) Results from several other tests than those represented above are now available for dimethoate (8). There are chronic NOEC values representing three trophic levels (algae, crustacea and fish) available (Annex 1). Therefore, the use of an assessment factor of 10 is justified. The short term data indicate that insects are probably the most sensitive group. There are no results form long term tests available for this group. The lowest valid EC50 value reported, 7 μg/l for Baetis rhodani, is lower than the chronic NOEC values reported. Therefore, the assessment factor of 10 is applied on this LC50 value and a PNEC of 0.0007 mg/L is derived:


87

BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Dimethoate is not expected to bioaccumulate. Dimethoate is relatively stable in water between pH 2-7. In water with pH 9, the substance is primary degraded with a DT50 of 12 days. Degradation products at pH 5 and 7 were O-desmethyl-dimetoat and O,O-dimethyl-phosphorothioic acid. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.0007 mg/L, the EQS for dimethoate is 0.0007 mg/L. COMMENTS

Dimethoate is very mobile in soil. Both dimethoate and O-desmethyl-dimethoate, are microbially degradable in soil (pH dependent process). O-desmethyl-dimetoat is believed to be more toxic than the parent compound (6). Therefore an additional water quality objective for the metabolite is recommended. LITERATURE

(1) H. Ellgehausen. (1983). Acute toxicity of Dimethoate to Daphnia magna (24 hours OECD mobility test). Project No.: 020610; R.C.C – Research & Consulting Company Ltd.

(2) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001. Environmental Fate and Effects Di-vision of Office of Pesticide programs, U.S. EPA. Washington, D.C.

(3) R. Bathe. (1982). Acute toxicity to the carp of Dimethoate. Project No.: 013702;R.C.C – Research & Consulting Company Ltd.

(4) R. Bathe. (1982). Acute toxicity to rainbow trout of Dimethoate. Project No.: 013691; R.C.C– Research & Consulting Company Ltd.


(6) Torstensson, L. Ekotoxikologisk värdering av dimetoat. Institutionen för mikrobiologi. Sveriges lantbruksuniversitet.

(7) Baekken, T & Aanes, K.J. (1991). Pesticides in Norwegian Agriculture. Their Effects on Benthic Fauna in Lotic Environments. Preliminary Re-sults. Int. Assoc. Theor. Appl. Limnol. Proc.(Int. Ver. Theor. Angew. Lim-nol.Verh.) 24(4):2277-2281.

(8) Proposal for Environmental Water Quality Standards in Finland. Finnish Environment Institute, 2005. ISBN 952-11-1950-0.

(9) Fraunhofer-Institute, 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in accor-dance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC)


88

Annex 1 Additional test results for dimethoate from Proposal for quality standards in Finland

C = Complete M = Moderate TS = Technical substance AQ XXX = Aquire Ecotox database reference. The database is available in the Internet: http://www.epa.gov/ecotox/


89

7 Fenpropimorph Fenpropimorph is a fungicide. The mode of action is by inhibiting the sterol bio-synthesis. Intended for use in corn against mildew and rust.

(CH3)3C CH2CHCH2 N O

CH3

CH3

CH3


Physico-chemical properties of fenpropimorph are summarised in table 7.1. Table 7.1: Physico-chemical properties of fenpropimorph.

Reference CAS-No. 67564-91-4 2 Empirical formula C20H33NO 2 Molecular weight [g/mol] 303.5 2 Solubility in water [mg/kg] 7 300 at pH 4.4

4.32 at pH 7 3.53 at pH 9-11

2

pKb 7.02 at 20°C 7.19 at 25°C

2

Vapour pressure [Pa] 2.3 × 10-3 at 20°C 4.5 × 10-3 at 25°C

2

Log Pow 2.6 at pH 5 4.1 at pH 7 4.4 at pH9

2

Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 0.3 3


90


The toxicity of fenpropimorph to aquatic organisms is summarised in table 7.2. Table 7.2: Aquatic ecotoxicity data of fenpropimorph.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Scenedesmus subspicatus

biomass growth rate

96 h 24 h

EC50 0.17

NOEC 0.037 EC50 0.18 NOEC 0.037

2

Crustaceans Daphnia magna 48 h EC50 2.39 4 Daphnia magna mortality 21 d, flow-through EC50 0.36

EC0 0.071 4

Fish Oncorhynchus mykiss

mortality 96 h LC50 1.65 1)

5

Oncorhynchus mykiss (Salmo gairdneri)

mortality toxic symptoms

94 d, flow-through 94 d, flow-through

NOEC 0.00016 2)

NOEC 0.0008

1

Oncorhynchus mykiss

Modified Early life stage test Body weight

49 d, two applications with 28 d interval

NOEC 0.00195 3)

6

1) Test performed on preparation. Value expressed as active substance. 2) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 95.6 %. 3) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC. Peak value corrected for analytical recovery.

Former water quality objective calculation The lowest acute toxicity data is generated from Scenedesmus subspicatus with a growth rate EC50 of 0.18 mg/L. The lowest NOEC, though, is generated from the fish Oncorhynchus mykiss with a mortality NOEC of 0.00016 mg/ml. In the same study there were indications of slight effects on growth at the same concentration level, but these effects are not expected to be of significance on population level. Both short-term and long-term results are available from two respectively three trophic levels. However for fish supportive data for acute toxicity has been pre-sented therefore a factor of 10 is used to derive the PNEC for the substans. The PNEC is calculated to 1.6 x 10-5 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (7) A new modified early life stage test with Oncorhynchus mykiss has been performed under, for the substance, more realistic exposure conditions (2 applications at 28 day interval). The NOECgrowth from this test is 1.95 μg/l and this result is preferred in the EU risk characterisation (5 & 6). There are chronic NOEC values represent-


91

ing three trophic levels (algae, crustacea and fish) available and therefore the use of an assessment factor of 10 is justified. The PNEC is calculated to 0.2 µg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Fenpropimorph is expected to bioaccumulate. BCF in fish has been determined to 1471-1842 in whole fish. Fenpropimorph is stable towards hydrolysis, but de-graded by photolysis. However photolysis is expected to be a minor route of degra-dation due to rapid adsorption. Two water/sediment studies have been performed showing degradation to occur with a DT50 of 5 days in water origin from Rhine and 13 days in pond water. One major metabolite is formed during degradation M1, cis-4[3-[4-(1-methoxycarbonyl-1-methylethyl)phenyl]-2-methylpropyl]-2,6-dimethylmorpholine. PROPOSED EQS

Since PNEC is 1.95 µg/L, the proposed EQS for fenpropimorph is 0.2 µg/L. COMMENTS

The potential mobility of fenpropimorph is low (Koc 2772-5943). At low pH mobil-ity may increase because of a positive charge. In water-sediment systems the main part of fenpropimorph is distributed to the sediment. A quality criterion for sedi-ment is suggested as a complement to the water quality criterion. The metabolite is mainly distributed to the water-phase. The toxicity of the metabolite has not been investigated. LITERATURE

(10) Hoffmann, H.D. & Munk, R., 1995, Study Report: Early Life-Stage Toxic-ity Test on the Rainbow Trout (Oncorhynchus mykiss Walbaum 1972) with Fenpropimorph, BASF, Germany.

(11) MiljØstyrelsen, 1996, Ecotoxicological Re-Evaluation of Fenpropimorph, Carl Bro International a/s, Denmark.


(1) Wennell, T., 1991, Ekotoxikologisk utvärdering av fungiciden Fenpropi-morf, Kemikalieinspektionen, Sverige

(2) European Commission Peer Review Programme. Fenpropimorph Draft Assessment Report vol 1, 2005. Rapporteur Member State: Germany

(3) European Commission Peer Review Programme. Fenpropimorph Adden-dum vol 3, 2007. Rapporteur Member State: Germany



92

8 Glyphosate and its metabolite aminomethylphosphonic, AMPA Glyphosate is a non-selective herbicide. Aminomethylphosphonic acid (AMPA) is a breakdown-product of the herbicide glyphosate. Other sources for AMPA are wash-ing powders and other cleaning products in which phosphonates are used as stabi-lising and/or chelating agents (3). Glyphosate is under evaluation within the framework of EU Dir. 91/414. Glyphosate: AMPA:

O

P(OH)2HO2CCH2NHCH2


Physico-chemical properties of glyphosate and AMPA are summarised in table 8.1.1 and table 8.1.2. Table 8.1.1: Physico-chemical properties of glyphosate.

Reference

CAS-No. 1071-83-6 1 Empirical formula C3H8NO5P 1 Molecular weight [g/mol] 169 1 Solubility in water [mg/kg] 10500±0.2 at 20°C, pH 2 1 pKa 2.34 (20°C), 5.73 (20°C) and

10.2 (25°C) 1

Vapour pressure [Pa] 1.31×10-5 at 25°C 1 Log Pow -3.2 at 25°C, pH 5-9 1 Henry’s law constant [Pa × m3/mol]

2.1×10-7 1

Table 8.1.2: Physico-chemical properties of AMPA.

Reference

CAS-No. 1066-51-9 3 Empirical formula CH6NO3P 3 Molecular weight [g/mol] 111 - Solubility in water [mg/kg] 1 × 106 at 25°C calculated1)

Vapour pressure [Pa] 7.68 × 10-3 at 25°C calculated2)

Log Pow -2.17 calculated3) Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 1.27 × 10-10 calculated4)

1) EPIWIN software, estimated, log Pow used: -2.17, no-melting point equation used. 2) EPIWIN software, estimated by Modified Grain Method. 3) EPIWIN software, estimated. 4) EPIWIN software, estimated by Bond SAR Method.


93


The toxicity of glyphosate to aquatic organisms is summarised in table 8.2.1. Table 8.2.1: Aquatic ecotoxicity data of glyphosate.


Algae Scenedesmus subspicatus

growth rate 72 h EC50 60 NOEC 25

1


biomass growth rate

72 h EC50 48 EC50 54

1

Skeletonema costatum

chlorophyll 96 h EC50 1.3 1) 1

Nitzschia palea growth 96 h EC50 4.5

NOEC 1 2) 1

Aquatic plants Lemna gibba frond counts 14 d, static EC50 25

NOEC 19 1

Crustaceans Daphnia magna 24 h

48 h

LC50 >100 LC50 40

1

Daphnia magna 48 h LC50 >100 1 Daphnia magna mortality

reproduction

21 d 21 d

NOEC 100 NOEC 100

1

Daphnia magna mortality reproduction

21 d 21 d

NOEC 95 NOEC 9

1


21 d, flow-through 21 d, flow-through

NOEC 397 NOEC 50

1


21 d 21 d

NOEC 56 NOEC 56

1

Fish Lepomis macrochi-rus

24 h 48 h 96 h

LC50 121 LC50 120 LC50 120

1

Lepomis macrochi-rus

96 h LC50 133-200 (NOEC 133)

1

Lepomis macrochi-rus

96 h LC50 78 1

Oncorhynchus mykiss

96 h LC50 >100 1

Oncorhynchus mykiss

24 h

LC50 170

1


94

48 h 72 h 96 h

LC50 120 LC50 86 LC50 50

Oncorhynchus mykiss

96 h LC50 38 1

Oncorhynchus mykiss

96 h LC50 95-171 (NOEC 95)

1

Cyprinus carpio 96 h LC50 115 1 Oncorhynchus mykiss

behaviour mortality growth

21 d 21 d 21d

NOEC 50 NOEC 50 NOEC 100

1

Oncorhynchus mykiss

behaviour mortality growth

21 d 21 d 21d

NOEC 150 NOEC150 NOEC 150

1

Pimephales prome-las

254 d, FLC-test NOEC 25.7 1

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity >94%. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Skeletonema costatum, with an EC50 of 1.3 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on the long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 1.3 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.013 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (4) Long term data is available for three trophic levels and thus an AF=10 is justified. When looking at biomass as an end-point the most sensitive of the tested species was Skeletonema costatum, with an EbC50 of 1.3 mg/L and a NOECbiomass of 0.28 mg/L (value not included in table, see ref. 1). But since growth is the preferred end-point in algal tests the lowest NOEC is 1 mg/L, derived from the test with Nitzchia palea, which results in a PNEC of 0.1 mg/L. The toxicity of AMPA to aquatic organisms is summarised in table 8.2.2.


95

Table 8.2.2: Aquatic ecotoxicity data of AMPA.

Species End-point Exposure duration Result [mg/L] Reference Algae Scenedesmus subspicatus

growth rate 72 h EC50 4521) 1

Crustaceans Daphnia magna 48 h EC50 >180 1 Daphnia magna 48 h EC50 690 1 Fish Oncorhynchus mykiss

96 h EC50 520 1

96 h EC50 >180 1 1) Effect concentration basis for calculation of PNEC. Test substance purity unknown.

The most sensitive of the tested species was Scenedesmus subspicatus, with a growth rate EC50 of 452 mg/L. Since only short-term studies are available, and three trophic levels are tested, an assessment factor of 1000 is used for calculation of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for AMPA is calculated to 0.452 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Neihter glyphosate nor AMPA are expected to bioaccumulate. The substance is stable to hydrolytic and photolytic degradation. In water/sediment systems gly-phosate disappears rapidly from water-phase with a half-life of 1-4 days. In the whole system half-life is between 27 and 146 days. In water/sediment degradation studies with glyphosate, AMPA is formed to a maximum of 16% of applied gly-phosate after 14 days, followed by declination to 0.5% after 100 days (2). In field-studies half-life in soil has been determined to 35 days for glyphosate and to 697 days for the metabolite AMPA. PROPOSED EQS

Glyphosate Since PNEC is 0.1 mg/l, the proposed EQS for glyphosate is 0.1 mg/L. PROPOSED WATER QUALITY OBJECTIVE

AMPA PNEC for AMPA is 0.452 mg/L, the proposed water quality objective is therefore 0.5 mg/L. COMMENTS

AMPA is less toxic than the parent compound. However, due to findings of AMPA in the surface waters, a quality objective for AMPA has been set. AMPA is more persistent.


96

LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Glyphosate Monograph (draft), 1998. Rapporteur Member State: Germany.

(2) European Commission Peer Review Programme. Glyphosate Review Re-port, 2002. Rapporteur Member State: Germany.

(3) Ämnesregistret, 2001-12-20, Kemiska databaser [online], Solna, Kemikalieinspektionen, URL: http://www.kemi.se/default.cfm?page=kemdatbas.htm.


9 Chloridazon Chloridazon is a selective systemic herbicide used against dicotyledonous weeds in beets and vegetables. The substance has not been evaluated within the EU Review Programme.

NN

NH2

Cl O PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES

Physico-chemical properties of chloridazon are summarised in table 9.1. Table 9.1: Physico-chemical properties of chloridazon.

Reference CAS-No. 1698-60-8 4 Empirical formula C10H8ClN3O 4 Molecular weight [g/mol] 221.6 4 Solubility in water [mg/kg] 340 at 20°C 5 Vapour pressure [Pa] <10 at 20°C 5 Log Pow 1.19 at pH 7 5 Henry’s law constant [Pa×m3×mol] <6.52×10-6 at 20°C 5


97


The toxicity of chloridazon to aquatic organisms is summarised in table 9.2. Table 9.2: Aquatic ecotoxicity data of chloridazon.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Ankistrodesmus bi-braianus

biomass 72 h EC50 0.6 NOEC 0.033)

1

Ankistrodesmus bi-braianus

growth rate 72 h EC50 > 3.0 NOEC 0.42

6

Aquatic plants Lemna gibba 14 d, static EC50 >4.6

NOEC 2.9 3

Lemna gibba growth 7 d EC50 > 3.16 NOEC 0.14)

6

Crustaceans Daphnia magna immobilisation 48 h, static EC50 132 1 Daphnia magna immobilisation 48 h EC50 0.152) 2 Daphnia magna reproduction 21 d NOEC 10 1 Fish Oncorhynchys mykiss mortality 96 h LC50 30-661) 4 Oncorhynchys mykiss mortality 96 h LC50 292) 2 Lebistes reticulates mortality 96 h LC50 662) 2 Carassius auratus mortality 96 h LC50 1292) 2 Cyprinus carpio mortality 96 h LC50 1092) 2 Oncorhynchys mykiss growth 28 d, flow-trough NOEC 3.2 1

1) Test performed on preparation. Value expressed as active substance. 2) Test performed on technical substance >84% purity. Value recalculated on basis of 84% ac-tive substance. 3) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity >84%. 4) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The lowest EC50 in short-term tests was Daphnia magna, with an LC50-value of 0.15 mg/L in one study. However, this value is considered to be an outlier, since it is much lower than in a corresponding test on the same species, and than the long term NOEC for the same species. Hence, it is concluded that algae are the most sensitive group, showing an EC50 of 0.6 mg/L and a NOEC of 0.03 mg/L from Ankostridesmus bibraianus. Since both short- and long-term studies are available, and three trophic levels have been tested, an assessment factor of 10 is used for calculation of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for chlorida-zon is calculated to 0.003 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (7) Growth rate should be preferred as end-point in toxicity tests with algae, and as the NOECgrowth for Pseudokirchneriella subcapitata (syn. Ankistrodesmus bi-


98

braianus)is 0.42 mg/L, the most sensitive species is instead Lemna gibba with a NOECgrowth of 0.1 mg/L. Since both short- and long-term studies are available, and three trophic levels have been tested, an assessment factor of 10 is used for calcula-tion of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for chloridazon is calculated to 0.01 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Based on the low log Pow value, the substance is not expected to bioaccumulate. The degradation is mainly a microbial process and breakdown in water is very slow. Degradation is retarded at low pH. Chloridazon is stable to hydrolysis. Photolysis in water is relatively slow with 50% breakdown in one month. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.01 mg/L, the proposed EQS for the substance is 0.01 mg/L. COMMENTS

Adsorption to soil may be medium to weak, and therefore chloridazon is expected to be mobile in soil. The high mobility together with the slow breakdown indicates possible findings of chloridazon in aquatic systems. The metabolite 4-amino-5-chlor-6-pyridazon is very persistent and may be of concern. LITERATURE

(1) Bogers, M. et. al., 1996, Summary of environmental fate and environmental risk assessment, Notox proj. No. 183419, RIVM, The Netherlands.

(2) Plassche, E.V.D and Linders, J., 1990, Adviesrapport 88/678801/042, Chloridazon (definitieve versie: M 73), RIVM, The Netherlands.

(3) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001, Environmental Fate and Effects Di-vision of Office of Pesticide programs, U.S.EPA, Washington, D.C.

(4) Stenström, J. & Torstensson, L., 1994, Ecotoxicological evaluation of chloridazon, Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Microbiology, Uppsala.


(6) European Commission Peer Review Programme. Chloridazon Draft As-sessment Report vol 1, 2005. Rapporteur Member State: Germany.



99

10 Mecoprop, mecoprop-p Mecoprop is an auxin type systemic herbicide, intended for weed control in cereals and pastures. Mecoprop and mecoprop-p are under evaluation within the frame-work of EU Dir. 91/414.

Cl OCHCO2H

CH3

CH3

Cl O

CH3

C

CH3

CO2H

H

Mecoprop Mecoprop-p PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES

Physico-chemical properties of mecoprop and mecoprop-p are summarised in table 10.1. Table 10.1: Physico-chemical properties of mecoprop and mecoprop-p.

Mecoprop Mecoprop-p Reference

CAS-No. 7085-19-0 16484-77-8 1, 2 Empirical formula C10H11ClO3 C10H11ClO3 1, 2 Molecular weight [g/mol] 214.65 214.65 1, 2 Solubility in water [mg/kg] 734 at 25°C 860 at 20°C 1, 2 pKa 3.78 3.68 at 20°C 4 Vapour pressure [Pa] 0.12 at 22.5°C 4.0×10-4 at 20°C 1, 2 Log Pow 1.18 at 23°C 1.43 at pH 5, 20°C

0.02 at pH 5, 20°C -0.18 at pH 5, 20°C

1, 2

Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 3.51×10-2 at 25°C 9.98×10-5 at 20°C 1, 2


The toxicity of mecoprop and mecoprop-p to aquatic organisms is summarised in table 10.2.


100

Table 10.2: Aquatic ecotoxicity data of mecoprop and mecoprop-p .

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Pseudokirchneriella Subcapitata

70 h, static MCPP-P

EC50 270 NOEC 27

2

Anabaena flos-aquae growth rate 72 h ErC50 23.9 NOEC 6.0

5

Higher aquatic plant Lemna minor frond numbers 14 d EC50 1.6 3)

LOEC 0.44 4) 5

Crustaceans Daphnia magna 48 h, static

MCPP EC50 >100 3

Daphnia magna 48 h, static MCPP

EC50 >100 1

Daphnia magna 48 h, static MCPP

EC50 >91 1

Daphnia magna reproduction 21 d, semi-static MCPP-P

NOEC 50 2

Daphnia magna reproduction 28 d, semi-static MCPP

NOEC 22.2 1)

1

Fish Oncorynchus mykiss mortality 96 h, static

MCPP LC50 124.8 3

Lepomis macrochirus mortality 96 h, static MCPP

LC50 >69 1,2)

3

Oncorynchus mykiss mortality 96 h, static MCPP

LC50 69 1,2)

3

Oncorynchus mykiss mortality 96 h, flow through MCPP

LC50 198 1)

1

Cyprinus carpio mortality 96 h, static MCPP

LC50 264-469 1)

1

Oncorynchus mykiss mortality 96 h, static MCPP

LC50 147-215 1

Oncorynchus mykiss mortality 96 h, static MCPP-P

LC50 147-215 2

Lepomis macrochirus mortality 96 h, static MCPP

LC50 ≥100 1

Oncorynchus mykiss 21 d, flow through MCPP

NOEC >89 1) 1

Oncorynchus mykiss sub lethal 28 d, flow through MCPP-P

NOEC 50 2

1) Test performed on salt compound. Value expressed as active substance. 2) Test performed on substance with purity <90%. Value expressed as active substance. 3) Effect concentration basis for calculation of PNEC. Test substance purity 68.4% 4) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC. Test substance purity 68.4%


101

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) group of species was Lemna minor, with an EC50 of 1.6 mg/L and LOEC of 0.4 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low and does not guarantee appropriate protection against acute effects, the PNEC is based on acute toxicity data. Hence, the lowest EC50 of 1.6 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.016 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (6) There is chronic data available from three trophic levels. The lowest NOEC is < 0.44 mg/l (LOEC =0.44 mg/l) for Lemna minor. A NOEC can according to the TGD be derived from the LOEC with the equation LOEC/2 if the effect is below >10% and <20% (as it is in this case). The estimated NOEC is thus 0.22 mg/l, di-viding this value with an assessment factor of 10, gives a PNEC of 0.02 mg/l. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Mecoprop and mecoprop-p are expected to have a low bioaccumulation potential. The degradation time is approximately 20 days in water (laboratory conditions, 20�C). In water/sediment systems the main portion of mecoprop and mecoprop-p is located in the water phase (1,2). PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.02 mg/L, the proposed water quality objective for mecoprop and mecoprop-p is 0.02 mg/L. COMMENTS

Mecoprop-p does not show more or higher ecotoxicological effects than racemic mecoprop.

Degradation route and major metabolites are unknown. Mecoprop and meco-prop-p may reach surface- and ground waters through the soil profile (1,2). LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Mecoprop Monograph, 1999. Rapporteur Member State: Denmark.

(2) European Commission Peer Review Programme. Mecorop-P Monograph, 1998. Rapporteur Member State: Denmark.

(3) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001. Environmental Fate and Effects Di-vision of the Office of Pesticide Programs, U.S. EPA. Washington DC.


(5) European Commission Peer Review Programme. Mecoprop-p Review re-port, 2003, Rapporteur Member State: Denmark.



102

11 Metamitron Metamitron is a systemic herbicide of the triazinone group. The mode of action is by inhibition of photosynthesis and thereby plant growth is inhibited. Intended use against grass and broad-leaved weeds in beets and strawberries (3).


Physico-chemical properties of metamitron are summarised in table 11.1. Table 11.1: Physico-chemical properties of metamitron.

Reference CAS-No. 41394-08-2 1 Empirical formula C10H10N4O 1 Molecular weight [g/mol] 202.2 1 Solubility in water [mg/kg] 1700 at 20°C 1 PKa Not relevant Vapour pressure [Pa] 8.6 × 10-9 at 20°C 1 Log Pow 0.83 1 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 1 × 10-7 2


103


The toxicity of metamitron to aquatic organisms is summarised in table 11.2. Table 11.2: Aquatic ecotoxicity data of metamitron.



growth rate 72h, static ErC50 1.8 NOErC 0.12

1


growth rate 96h, static ErC50 0.142)

NOErC 0.13) 4


growth rate 72h, static ErC50 3.21)

NOErC 0.361) 3

Crustaceans Daphnia magna immobility 48h, static EC50 101.7 3 Daphnia magna immobility 48h EC50 1451) 3 Daphnia magna reproduction 21d NOEC 32 1 Daphnia magna reproduction 21d, semi-static NOEC 10 1 Fish Onchorhynchus mykiss

sublethal effects 21d, semi-static NOEC 9.9 3

Onchorhynchus mykiss

sublethal effects 21d, semi-static NOEC 3.21) 3

1) Test performed on preparation. Value expressed as active substance. 2) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. 3) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Selenastrum capricor-nutum, with an EC50 of 0.14 mg/L and NOEC of 0.1 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low and does not guarantee appropriate protection against acute effects, the PNEC is based on acute toxicity data. Hence, the lowest EC50 of 0.14 mg/L is di-vided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.0014 mg/L. Revised EQS calculation according to harmonised methodology (5) There is chronic data available for three trophic levels. The most sensitive of the tested species was Selenastrum capricornutum, with a NOEC of 0.1 mg/L. Divid-ing this NOEC with an AF=10 results in a PNEC of 0.01 mg/l. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Metamitron is not expected to bioaccumulate. Log Pow is low hence no bioac-cumulation studies have been performed. Metamitron is slowly partitioned into the sediment, and is evenly distributed between aqueous and the sediment phase after 50 days (3). The substance is degraded with a DT50 of 7-9 days. One major metabo-lite is formed, desamino-metamitron. The metabolite is not persistent, and shows lower toxicity towards aquatic organisms than the parent compound (1). Therefore, no separate water quality standard is proposed for that compound.


104

PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.01 mg/L, the proposed water quality standard for metamitron is 0.01 mg/L. COMMENTS

The metabolite is mobile in soil and may reach ground and surface water due to leach through the soil profile (1). LITERATURE

(1) MiljØstyrelsen, 2000. MiljØmaessig grundvurdering. Metamitron, Bilaga 1.a. Pesticidkontoret, Denmark.


(3) Hanze K., 1993. Ecotoxicological evaluation of the herbicide Metamitron. National Chemicals inspectorate.

(4) Vaittinen S-L., 1987. Metamitron: Uppträdande och verkan i naturen. KUIPIO, Finland.


12 Metribuzin Metribuzin is a systemic herbicide, used in cultivation of potatoes and carrots.

N

NNSCH3

NH2O

(CH3)3C


Physico-chemical properties of metribuzin are summarised in table 12.1. Table 12.1: Physico-chemical properties of metribuzin.

Reference

CAS-No. 21087-64-9 3 Empirical formula C8H14N4OS 3 Molecular weight [g/mol] 214.3 3 Solubility in water [mg/kg] 1050 at 20 °C 3 Vapour pressure [Pa] 5.8 × 10-5 3 Log Pow 1.6 at pH 5.6, 20 °C 3 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 1 × 10-5 at 20 °C 3


105


The toxicity of metribuzin to aquatic organisms is summarised in table 12.2. Table 12.2: Aquatic ecotoxicity data of metribuzin.


Algae Scenedesmus subspicatus biomass

growth rate 96 h, static EbC50 0.007

ErC50 0.021) 1

Higher aquatic plants Lemna gibba 14 d, static EC50 0.16

NOEC 0.04 1 3)

Lemna gibba fronds 14 d, semi-static EC50 0.0079 2) 4 Crustaceans Daphnia magna 48 h, static EC50 4.2 2 Daphnia magna 48 h, static EC50 4 2 Daphnia magna 48 h, static EC50 35 1 Penaeus duorarum 96 h, static LC50 48 2 Penaeus duorarum 96 h, semi-static LC50 44 1 Daphnia magna 21 d, flow-through NOEC 1.3

2

Daphnia magna 21 d, static-renewal NOEC 3.3

2

Daphnia magna immobilisation reproduction

21 d, semi-static NOEC 1.5 NOEC 1.5

1

Molluscs Crassostrea virginica

shell deposition 96 h, static EC50 50 EC50 52

2 1

Crassostrea virginica shell deposition 96 h, static-renewal EC50 42 1 Fish Oncorhynchus mykiss mortality 96 h, static LC50 42 2 Lepomis macrochirus mortality 96 h, static LC50 92 2 Ictalurus punctatus mortality 96 h, static LC50 >100 2 Lepomis macrochirus mortality 96 h, static LC50 76 2 Oncorhynchus mykiss mortality 96 h, static LC50 77 2 Cyprinodon variegatus mortality 96 h, static LC50 85 1, 2 Leuciscus idus melanotus mortality 96 h, static LC50 142 1 Lepomis macrochirus mortality 96 h, static LC50 80 1 Oncorhynchus mykiss mortality 96 h, static LC50 76 1 Oncorhynchus mykiss mortality 96 h, static LC50 64 1 Oncorhynchus mykiss 21 d, semi-static NOEC 5.6 1

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 99% 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC. Test substance purity 99% 3) This test could not be found in the reference (2007-10-03)

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Scenedesmus subspica-tus, with an ErC50 of 0.02 mg/L and. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on the long term data does not guarantee appropriate protection against acute


106

effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.02 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.0002 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (5) The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 0.0079 mg/L and. Since this value is lower than all NOECs derived from long term studies the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.0079 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.000079 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Metribuzin is not expected to bioaccumulate. The compound is hydrolytically sta-ble, and slowly degraded in soil (1). PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.000079 mg/L, the proposed EQS for metribuzin is 0.000079 mg/L. COMMENTS

Due to potential for leach through the soil profile Metribuzin may reach surface- and ground waters. Metribuzin have three metabolites of interest, desaminometri-buzin (DA), diketometribuzin (DK) and desaminodiketometribuzin (DADK) (1). LITERATURE

(1) Dryselius, E., (1994). Ecotoxicological evaluation of metribuzin. National Chemicals Inspectorate, Sweden.

(2) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001. Environmental Fate and Effects Di-vision of the Office of Pesticide programs, U.S.EPA, Washington, D.C.


(4) European Commission Peer Review Programme. Metribuzin Draft As-sessment Report vol 1, 2004. Rapporteur Member State: Germany



107

13 Metsulfuron methyl Metsulfuron methyl is a selective herbicide, acting primarily through foliar and root uptakes. It affects sensitive weeds through inhibition of the enzyme acetolactate synthase (ALS). The herbicide is intended for use in potatoes and carrots. Metsul-furon methyl has been evaluated within the framework of EU Dir. 91/414.


Physico-chemical properties of metsulfuron methyl are summarised in table 13.1. Table 13.1: Physico-chemical properties of metsulfuron methyl.

Reference

CAS-No. 74223-64-6 1 Empirical formula C14H15N5O6S 1 Molecular weight [g/mol] 381.4 1 Solubility in water [mg/kg] 548 at 25° pH 5

2790 at pH 7 213000 at pH 9

1

pKa 3.8 1 Vapour pressure [Pa] 1.1×10-10 1 Log Pow -1.7 1 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 2.3×10-10 at pH 5

4.5×10-11 at pH 7 1


108


The toxicity of metsulfuron methyl to aquatic organisms is summarised in table 13.2. Table 13.2: Aquatic ecotoxicity data of metsulfuron methyl.



biomass growth

72h 48h

EbC50 3.9 ErC50 2.9 NOEC 0.5

1


biomass 72h

EbC50 0.045

1


biomass 96h, static EbC50 0.19 2

Aquatic plants Lemna minor frond number 14d EC50 0.00036

NOEC 0.000162) 1

Lemna minor 7d EC50 0.00031) 2 Crustaceans Daphnia magna immobility 48h EC50 >150 1 Daphnia magna reproduction and

mortality 21d NOEC 150 1

Fish Bluegill sunfish mortality 96h LC50 >150 1 Onchorhynchus mykiss

mortality 96h LC50>150 2


mortality 96h LC50>150 2

Claris batrachus mortality 96 LC50 100 2 Onchorhynchus mykiss

growth 21d NOEC 68 1

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna minor, with an EC50 of 0.0003 mg/L. The lowest chronic toxicity showed Lemna gibba, with a NOEC of 0.00016 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on the long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.0003 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.000003 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (3) There is chronic data available from three trophic levels. The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna minor, with an EC50 of 0.0003 mg/L. The lowest chronic toxicity showed Lemna minor, with a NOEC of 0.00016 mg/L. Dividing the lowest NOEC with an AF=10 results in a PNEC of 0.000016 mg/L.


109


Metsulfuron methyl is not expected to bioaccumulate. Metsulfuron methyl is stable in water at pH 7 and 9, but hydrolysed at pH 5. In water the substance is trans-formed into sulfonamide (IN-D5803), saccharin (IN-00581) and triazine amine (IN-A4098). The primary degradation occurs with DT50 81-148 days. Metsulfuron methyl is slowly degraded in water/sediment systems, DT50 15-25 weeks for the entire systems. Major metabolite in water/sediment system is bis-O-demthyl met-sulfuron methyl (IN-JX909). The metabolite occurs in both water and sediment. Toxicity tests have been preformed of metabolite IN-JX909. In toxicity studies the metabolite show low toxicity towards aquatic organisms. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.000016 mg/L, the proposed EQS for metsulfuron methyl is 0.000016 mg/L. COMMENTS

Metsulfuron methyl is weakly adsorbed to soils, Koc 3-18. It is highly mobile in soil columns, but shows no significant leaching in lysimeter studies or MACRO simu-lations. Metsulfuron methyl degrades with DT50 23 days, and degradation tends to be faster in acidic soils. Vapour pressure and Henry’s law constant are low; there-fore no significant concentration of metsulfuron methyl is expected in air. LITERATURE

(6) European Commission Peer Review Programme. Metsulfuron methyl Monograph, 1997. Rapporteur Member State: France.




110

14 Pirimicarb Pirimicarb is a systemic carbamate insecticide with contact, stomach or respiratory action. Primicarb is under evaluation within the framework of EU Dir. 91/414.

N

N N(CH3)2

OCON(CH3)2

CH3

CH3


Physico-chemical properties of pirimicarb are summarised in table 14.1. Table 14.1: Physico-chemical properties of pirimicarb.

Reference CAS-No. 23103-98-2 1 Empirical formula C11H18O2N4 1 Molecular weight [g/mol] 238 1 Solubility in water [mg/kg] 3 060 at pH 7.4 1 Vapour pressure [Pa] 4.4 × 10-4 at 20°C

21 × 10-4 at 30°C 1

Log Pow 1.7 at 20°C 1 Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 3.6 × 10-5 5


111


The toxicity of pirimicarb to aquatic organisms is summarised in table 14.2. Table 14.2: Aquatic ecotoxicity data of pirimicarb.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Pseudokirschneriella subcapitatus

growth rate 96 h, static EC50 180 NOEC 50

1

Crustaceans Daphnia magna 48 h, static LC50 0.0141) 3 Daphnia magna 48 h, static LC50 0.019 3 Daphnia magna 48 h, flow-through EC50 0.00652) 1 Daphnia magna mortality

growth reproduction

21 d, semi-static 21 d, semi-static 21 d, semi-static

NOEC 0.0017 NOEC 0.00093) NOEC 0.0017

1

Fish Oncorhynchus mykiss 96 h, semi-static LC50 32 1

Oncorhynchus mykiss

96 h, semi-static LC50 621) 1

Oncorhynchus mykiss

96 h, flow-through LC50 29 3

Cyprinus carpio 96 h, semi static LC50 36 3 Cyprinus carpio 96 h, semi static LC50 1581) 3 Lepomis macrochi-rus

96 h, flow-through LC50 55 3

Oncorhynchus mykiss

28 d, semi-static NOEC >18 4

Pimephales promelas survival hatchability growth

36 d, flow-through 36 d, flow-through 36 d, flow-through

NOEC 24 NOEC 24 NOEC 10

5

1) Test performed on preparation (Pirimor 50 DP). Value expressed as active substance. 2) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 99.13% 3) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive of the tested species was Daphnia magna, with an EC50 of 0.0065 mg/L and a NOEC of 0.0009 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects. Hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.0065 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 6.5 x 10-5 mg/L.


112

Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (5) There is chronic data available for three trophic levels. The most sensitive of the tested species was Daphnia magna, with a NOEC of 0.0009 mg/L. Dividing this NOEC with an assessment factor of 10 gives a PNEC of 0.00009 mg/l. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Pirimicarb is not expected to bioaccumulate, Log Pow is low. In water, photolysis is pH-dependent and increases with pH (half-lives between 3 and >20 days including metabolites). Hydrolysis is slow with a half-life of >>23 days. The substance de-grades biologically within a pH-dependent half-life varying from 7-56 days at alka-line conditions to 105-300 days at acidic conditions at 30�C. In water-sediment systems pirimicarb is mainly remained in the water-phase. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.00009 mg/L, the proposed EQS for pirimicarb is 0.00009 mg/L. COMMENTS

Primicarb may reach the surface- and ground water through the soil profile. Pirimicarb gives rise to several active photolytic metabolites. None of the metabo-lites is more toxic than the parent compound. The metabolite R34885, is, however, due to the active carbamate structure, is very toxic to Daphnia magna EC50 0.018 mg/L. LITERATURE

(1) Fischer, S., 1990, Ekotoxikologisk utvärdering av pirimikarb, Enheten för vetenskaplig utredning och dokumentation, Kemikalieinspektionen, Solna.

(2) Pesticide Ecotoxicity Database, 2001, Environmental Fate and Effects Di-vision of Office of Pesticide programs, U.S.EPA, Washington, D.C.

(3) Tapp, J. F. et al., 1989, PIRIMICARB: Determination of the 28 day LC%= to rainbow trout (Salmo gairdneri), Imperial Chemical Industries PLC, Brixham Devon, UK




113

15 Sulfosulfuron Sulfosulfuron is a member of the sulphonyl urea family of herbicides. It acts by inhibition of acetolactate synthase in aliphatic amino acid pathway. The herbicide is intended for use in cereals. Sulfosulfuron has been evaluated within the frame-work of EU Dir. 91/414.

N

NSO 2C2H5

N

NSO 2NHCONH

OCH 3

OCH 3


Physico-chemical properties of sulfosulfuron are summarised in table 15.1. Table 15.1: Physico-chemical properties of sulfosulfuron.

Reference

CAS-No. 141776-32-1 1 Empirical formula C16H18N6O7S2 1 Molecular weight [g/mol] 470.49 1 Solubility in water [mg/kg] 17.6 at 20°, pH 5

1627 at pH 7 482 at pH 9

1

pKa 3.51 1 Vapour pressure [Pa] 3.05×10-8 1 Log Pow 0.73 at pH 5

-0.77 at pH 7 -1.44 at pH 9

1

Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 8.15×10-7 at pH 5 8.83×10-9 at pH 7 2.97×10-8 at pH 9

1


114


The toxicity of sulfosulfuron to aquatic organisms is summarised in table 15.2. Table 15.2: Aquatic ecotoxicity data of sulfosulfuron.



growth 72h EC50 0.67 NOEC 0.094

1

Scenedesmus sub-spicatus

biomass 72h EC50 3.1 NOEC 0.31

1

Aquatic plants Lemna gibba frond number 14d, static EC50 >0.001

NOEC 0.00051) 1

Crustaceans Daphnia magna immobility 48h, static EC50 >96 1 Daphnia magna immobility

reproduction 21d, static-renewal EC50> 102

NOEC 102 1

Americamykiss bahia mortality 96h, static LC50 >106 2 Molluscs Crassostrea virginica mortality 96h, static LC50 >116 2 Fish Onchorhynchus mykiss

mortality 96h, static LC50>95 1

Lepomis macrochirus mortality 96h, static LC50>96 1 Cyprinus carpio mortality 96h, static LC50>91 1 Cyprinodon varie-gates

mortality 96h, static LC50>101 2


hatching growth

86d, flow-through NOEC 100 NOEC 100

1

1) Effect concentration basis for calculation of PNEC. Test substance purity 98.5%

Former water quality objective calculation The most sensitive of the tested species was Lemna gibba, with a NOEC of 0.0005 mg/L. Since both short and long term studies are available, and three trophic levels have been tested, an assessment factor of 10 is used for calculation of the predicted no effect concentration. Hence, the PNEC for sulfosulfuron is calculated to 0.00005 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (3) The PNEC of 0.00005 mg/L is still valid. In a new study in which other monocoty-ledonous and dicotyledonous species were exposed to sulfosulfuron under more realistic conditions (4) nominal NOECs were in the same order of magnitude as the laboratory test with Lemna gibba, the exposure concentrations, however, decreased during the study (27-36 % of initial concentrations at 14 d and 19-21 % at day 21) and a new PNEC cannot be calculated based on the given information.


115


Sulfosulfuron is not expected to bioaccumulate. In water the substance degrades mainly by photolysis or hydrolysis depending on pH. Aqueous photolysis occurs with DT50 values for sulfosulfuron of 2.4 and 21.7 days at the water surface, for summer and winter respectively. The hydrolytic half-life varies from 7-159 days depending on pH. Hydrolysis of sulfosulfuron is most rapid at acidic pH values. In sediment/water systems, sulfosulfuron dissipates from the water with a DT50 of 16 - 20 days and from the whole system with DT50 of 20 - 32 days. Sulfosulfuron is transformed into the metabolite desmethyl sulfosulfuron. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.00005 mg/L, the proposed EQS for sulfosulfuron is 5 ´ 10-5 mg/L. COMMENTS

Sulfosulfuron is moderately persistent in soil with DT50 values ranging from 33-176 days. Both sulphonamide and aminopyrimidine are persistent metabolites. Al-though toxicity was not studied specifically for these metabolites, they are both formed by cleavage and therefore likely to be less toxic than the parent chemical. The metabolite desmethyl sulfuron is also formed in soil. Sulfosulfuron may leach to groundwater. It is essentially non-volatile. LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Sulfosulfuron Mono-graph, 1998. Rapporteur Member State: Ireland.



(4) Davies, J., Honegger, J., Tencalla, F., Meregalli, G., Brain, P., Newman, J. and Pitchford, H. (2003). Herbicide risk assessment for non-target aquatic plants: sulfusulfuron – a case study. Pest Manag Sci 59:231-237.


116

16 Thifensulfuron methyl Thifensulfuron methyl is a sulfonylurea selective herbicide intended for use in cere-als. The herbicide primarily acts through foliar uptake, inhibiting the acetolactate synthetase (ALS). Thifensulfuron methyl has been evaluated within the framework of EU Dir. 91/414.

N

N

NSO2NHCNH

OCH3

CH3S CO2CH3

O


Physico-chemical properties of thifensulfuron methyl are summarised in table 16.1. Table 16.1: Physico-chemical properties of thifensulfuron methyl.

Reference CAS-No. 79277-27-3 Methylester 1 Empirical formula C11H11N5O6S2(C12H13N5O6S2) 1 Molecular weight [g/mol] 387.4 1 Solubility in water [mg/kg] 223 at pH 5, 25 ºC

2240 at pH 7 8830 at pH 9

1

pKa 4.0 1 Vapour pressure [Pa] 7.5×10-9 at 20 ºC

1.7×10-8 at 25 ºC 1

Log Pow 1.06 at pH 5, 25 C 1.7 at pH 7 2.1 at pH 9

1

Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 1.3×10-12 1


117


The toxicity of thifensulfuron methyl to aquatic organisms is summarised in table 16.2. Table 16.2: Aquatic ecotoxicity data of thifensulfuron methyl.


Algae Selenastrum capri-comutum

growth rate 24-48 h ErC50 0.017 1

Navicula pelliculosa growth rate 48h ErC50 0.0159 1 Anabaena Flos-aquae

72h EC50 0.84 1

Aquatic plants Lemna gibba 14d EC50 0.00131)

NOEC 0.00052) 1

Crustaceans Daphnia magna immobility 48h EC50 470 1 Daphnia magna growth 21d NOEC 100 1 Daphnia magna immobility 48h EC50>1 2 Fish Oncorchynchus mykiss

mortality 96h LC50> 100

1

Bluegill sunfish mortality 96h LC50> 100 1 Lepomis macrochirus Bluegill

mortality 96h LC50> 10 2


mortality 96h LC50> 10 2


growth 21d NOEC>250 1

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 95.4%. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 0.0013 mg/L and NOEC of 0.0005mg/L. Since the acute/chronic ratio is low, a PNEC based on long term data does not guarantee appropriate protection against acute effects, hence the PNEC is based on acute toxicity data. The lowest EC50 of 0.0013 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 0.000013 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (4) There is chronic data available for three trophic levels. The most sensitive of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 0.0013 mg/L and NOEC of 0.0005mg/L. Dividing the lowest NOEC of 0.0005 mg/L by an assessment factor of 10, results in a PNEC of 0.00005 mg/L.


118


Thifensulfuron methyl is not expected to bioaccumulate. In water the primary deg-radation occurs rapidly mainly by photolysis, DT50 97-125h. In water/sediment studies the herbicide mainly remains in the water phase. DT50 for primary degrada-tion is 2-2.3 weeks. In water the following metabolites are formed: thifensulfuron acid and 2-acid-3-sulfonamide. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.00005 mg/L the proposed EQS for thifensulfuron methyl is 0.00005 mg/L. COMMENTS

Thifensulfuron methyl is not volatile. Low Koc-value and high water solubility indicate mobility in soil allowing the substance to leach through the soil profile. Thifensulfuron methyl is degraded rapidly in soil into metabolites. Neither of the studied metabolites; thifensulfuron acid, IN-L225, 2-acid-3-sulfonamid, IN-L223/1, O.desmethyl thifen. acid, IN-JZ789, and triazine acid, IN-V7160, show high toxic-ity towards aquatic organisms.

LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Thifensulfuron Mono-graph, 1996. Rapporteur Member State: France, addendum included.


(3) Jenny Kreuger et al., 2003. Bekämpningsmedel i vatten från typområden, åar och I nederbörd under 2002. Årsrapport till det nationella programmet för miljöövervakning av jordbruksmark, delprogram pesticider. Sveriges lantbruksuniversitet, Avdelningen för vattenvårdslära, Uppsala.



119

17 Tribenuron methyl Tribenuron methyl is a sulfonylurea herbicide, intended for use in cereals and pas-ture. The mode of action is inhibition of the plant enzyme acetolactate synthase. The inhibition leads to rapid cessation of shoot and root cell division and growth. Tribenuron methyl has been evaluated within the framework of EU Dir. 91/414.


Physico-chemical properties of tribenuron methyl are summarised in table 17.1. Table 17.1: Physico-chemical properties of tribenuron methyl.

Reference CAS-No. 101200-48-0 1 Empirical formula C15H17N5O6S 1 Molecular weight [g/mol] 395.4 1 Solubility in water [mg/kg] 48.9 at 20° pH 5

2040 at 20° pH 7 18300 at 20° pH 9

1

pKa 4.7 1 Vapour pressure [Pa] 5.2×10-8 1 Log Pow 2.6 at pH 5

0.78 at pH 7 0.3 at pH 9

1

Henry’s law constant [Pa×m3/mol] 3×10-2 1


120


The toxicity of tribenuron methyl to aquatic organisms is summarised in table 17.2. Table 17.2: Aquatic ecotoxicity data of tribenuron methyl.

Species End-point Exposure duration Result [mg as/L] Reference Algae Chlorella fusca vaculata

Growth 24h EC50 0.08

2

Aquatic plants Lemna gibba frond number 14d EC50 0.00431)

NOEC 0.0012) nominal 1

Crustaceans Daphnia magna immobility 48h EC50 >894 1 Daphnia magna immobility 96h EC50 720 2 Daphnia magna Growth 21d NOEC 120 1 Fish Oncorhynchus mykiss

mortality 96h LC50 738 1

Lepomis macrochirus mortality 96h EC50 >1000 1 Oncorhynchus mykiss

Growth 21d NOEC 560 1

1) Effect concentration basis for calculation of former PNEC. Test substance purity 92.6%. 2) Effect concentration basis for calculation of revised PNEC.

Former water quality objective calculation The most sensitive (acute effects) of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 0.0043 mg/L and a NOEC of 0.001 mg/L. Since the acute/chronic ratio is low and does not guarantee appropriate protection against acute effects, the PNEC is based on acute toxicity data. Hence, the lowest EC50 of 0.0043 mg/L is divided by a factor of 100, which results in a PNEC of 4.3 x 10-5 mg/L. Revised EQS calculation according to EU-harmonised methodology (3) There is chronic data available for three trophic levels. The most sensitive of the tested species was Lemna gibba, with an EC50 of 0.0043 mg/L and a NOEC of 0.001 mg/L. Dividing the lowest NOEC of 0.001 mg/L by an assessment factor of 10, results in a PNEC of 0.0001 mg/L. BIOACCUMULATION AND PERSISTENCE

Tribenuron methyl has a low Pow, 0.3-2.6, depending on pH, and is therefore not expected to bioaccumulate. In water tribenuron methyl degrades through hydrolytic cleavage, more rapidly at acidic conditions. In water/sediment systems the degrada-tion occurs with a DT50 of 13-31 days in the water phase, and 17-32 days for the whole system. The major degradation products (exceeding 10%) in water are triaz-ine amine, acid sulfonamide and saccarin. The metabolites are found mainly in water phase except triazine amine which partitions into sediment. Studies indicate


121

that metabolites formed in water/sediment system are not more toxic to aquatic organisms than the parent compound. PROPOSED EQS

Since PNEC is 0.0001 mg/L., the proposed environmental quality standard for tribenuron methyl is 0.0001 mg/L. COMMENTS

Tribenuron methyl is rapidly transformed in aerobic soil (DT50 12 days) to the me-tabolites triazine amine, acid sulfonamide and saccarin. Triazine amine degrades fairly rapid (DT50 30 days), while acid sulfonamide and saccarin degrade more slowly, DT50 165 days and 131 days. Tribenuron methyl may leach through the soil profile. Leach potential is increased in alkaline soils. Tribenuron methyl is not volatile. LITERATURE

(1) European Commission Peer Review Programme. Tribenuron methyl Monograph, 2003. Rapporteur Member State: Sweden.



Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnenStöd till vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av MKN

Sedan 1970-talet har det inom EU funnits ett antal rättsakter

om vatten som många gånger har överlappat varandra. På

90-talet diskuterades det därför inom EU om ett ramdirektiv

som kunde innefatta de olika regleringarna för vatten och

som utgick från vattnets naturliga hydrologi. Mot bakgrund

av detta skapades ramdirektivet för vatten (2000/60/EG).

Genom vattenförvaltningsförordningen (2004:660)

som genomför ramdirektivet i svensk lagstiftning behandlas

toxiska kemiska ämnen som har EU-gemensamma miljökva-

litetsnormer genom kemisk ytvattenstatus. Men även andra

ämnen kan orsaka problem nationellt eller lokalt, dessa ska

klassificeras under ekologisk status för de berörda vattenfö-

rekomsterna och kallas för särskilda förorenande ämnen.

Denna rapport har tagits fram som stöd till vattenmyn-

digheter och länsstyrelser i deras arbete med att klassificera

ekologisk status och fastställa miljökvalitetsnormer för

särskilda förorenande ämnen. För ett antal ämnen relevanta

för större eller mindre delar av Sverige presenteras i denna

rapport förslag till gränsvärden framtagna enligt kraven i

ramdirektivet för vatten.

rapport 5799

NATUrvÅrDSverKeT

iSbN 978-91-620-5799-2

iSSN 0282-7298

Naturvårdsverket 106 48 Stockholm. besöksadress: Stockholm - valhallavägen 195, Östersund - Forskarens väg 5 hus Ub, Kiruna - Kaserngatan 14. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: [email protected] internet: www.naturvardsverket.se Beställningar ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: [email protected] postadress: CM-Gruppen, box 110 93, 161 11 bromma. internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Documents

Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen ... · klassificering av särskilda förorenande ämnen har Kemikalieinspektionen (KemI), på uppdrag av Naturvårdsverket,