Många olika föroreningar hamnar i vattenmiljön. En del har vi känt till länge, andra är lite ”nyare” s.k. ”emerging contaminants” som t.ex. PFAS. När det gäller förorenade områden fokuserar vi i första hand på föroreningar från historiska verksamheter och i mindre grad på till exempel näringsämnen, även om även dessa påverkar sjöar och hav i hög grad. Vi omfattar också så kallade fibersediment, där fibrerna som sådana kan ses som en typ av förorening även om det i hög grad är de kemiska ämnena som DDT, PCB mm som vi normalt tänker på. Detsamma gäller plaster och mikroplaster, vilka dels kan skapa problem som material men också genom att de kan innehålla skadliga ämnen som tillförs vattenmiljön.
Metaller, PAHer, organiska tennföreningar och olika klorerade föroreningar är de ämnesgrupper som vanligtvis analyserats i sediment, och som det finns mest kunskap kring. Inom regeringsuppdraget RUFS fältundersökningar (delprojekt 2B) har ytterligare ämnesgrupper analyserats, där urvalet har gjorts utifrån branschtypiska ämnen och ämnesgrupper för 15 olika branscher.
Nedan har vi sammanställt lite information om vanligt förekommande föroreningar i sediment, men också information om några ytterligare föroreningar och grupper av föroreningar som ingått i fältundersökningarna i RUFS. Det finns dessutom fler platser där man kan hitta information om olika ämnen, som till exempel på Undersökningsportalen.
Metaller är grundämnen och förekommer därför naturligt i miljön. Dock har mänsklig aktivitet ökat halterna av metaller i miljön genom brytning och användning av metaller i en mängd olika produkter och användningsområden under mycket låg tid.
Metaller är en stor grupp ämnen och beroende på deras kemiska och fysikaliska egenskaper har de olika förutsättningar att spridas och ansamlas i miljön. Metaller sprids till miljön naturligt via urlakning, vittring och avrinning från mineralrik berggrund och deposition från exempelvis skogsbränder eller vulkanutbrott. Spridningen av metaller till vattenmiljön på grund av mänsklig aktivitet sker både via diffus spridning, exempelvis från atmosfärisk deposition, och via punktkällor med direkta utsläpp till närliggande vatten. Den antropogena spridningen av metaller sker bland annat från gruvor och gruvlämningar, stålindustrier, avloppsreningsverk, dagvatten, båtbottenfärger, deponier, kisaska (restprodukt från pappersmassaindustrin), skeppsvarv och trafik. Vanligt förekommande metaller i sediment är zink, koppar, bly och kadmium, och även kvicksilver, krom och arsenik. Eftersom metaller är grundämnen kan de inte brytas ner utan ansamlas i vattenmiljön; i vattenfasen, sedimenten eller de levande organismerna.
Hur metaller påverkar organismer beror på deras kemiska och fysikaliska egenskaper, exempelvis om de lätt tas upp i celler, ansamlas i organismen eller skadar vävnader. Metaller kan vara essentiella, det vill säga livsnödvändiga för organismer i låga koncentrationer, som exempelvis koppar, zink och krom. Andra metaller saknar biologisk funktion och kan därför vara skadliga för levande organismer redan i låga koncentrationer, exempelvis kadmium, bly, kvicksilver och arsenik.
Inom vattenförvaltningen har kadmium och bly gränsvärden för sedimenthalter för kemisk status och koppar har klassgräns för sedimenthalter för ekologisk status.[1]
[1] Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter
om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende
ytvatten, HVMFS 2019:25
Tabell: Vattenförvaltningens gränsvärden för kemisk status för sediment-halter av bly och kadmium och klassgräns för ekologisk status för sedimenthalter av koppar.
Gränsvärde/klassgräns sötvatten (mg/kg TS) | Gränsvärde/klassgräns kustvatten (mg/kg TS) | |
Bly | 130 | 120 |
Kadmium | 2,3 | 2,3 |
Koppar | 36 | 52 |
Arsenik har använts bland annat som bekämpningsmedel inom jordbruk och impregnering av virke, men nu är användningen hårt reglerad och spridningen till miljön har minskat kraftig. Arsenik används begränsat, inom främst metallvaruindustrin och färgindustrin.[1]
Arsenik sprids diffust till miljön från bland annat förbränning av fossila bränslen och förorenade områden från exempelvis träimpregnering (krom-koppar-arsenik-preparat, CCA). Avloppsreningsverk och pappersmassaindustrier är de huvudsakliga punktkällorna för utsläppen till vatten.
Arsenik binder effektivt till partikulärt och löst organiskt material i vattenfasen och sedimenterar till botten. Bottenlevande organismer exponeras för arsenik i löst form i det överliggande vatten och i porvattnet i sedimenten och den partikelbundna arseniken i porvattnet och i sedimenten. Eftersom arsenik inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.[2]
Exponering av arsenik för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt och reproduktion och beteendeförändringar.
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/As-Arsenik1/
[2] https://ccme.ca/en/res/arsenic-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Kadmium har under lång tid använts i batterier, galvanisering av plåt och som stabilisatorer i plast och i färgpigment. Användningen av kadmium är numer reglerat men får användas i en begränsad andel produkter, till exempel i batterier till nöd- och alarmsystem, i medicinsk utrustning och som färgpigment i konstnärsfärger.[1]
Kadmium sprids diffust till miljön från bland annat förbränning av fossila bränslen och avfall och spridning av slam och gödsel på åkermark. I Sverige sker de största punktutsläppen av kadmium till vatten från avloppsreningsverk. Kadmium förekommer även ofta i förhöjda halter i recipienter till förorenade områden från sulfidmalmsgruvor och sulfitmassabruk. Vid sulfitmassaframställning rostades svavelkis för framställning av svavelsyra och restprodukten från rostningen, kisaska, spreds ofta på hårdgjorda ytor eller deponerades på bruksområdena. Kisaska innehåller ofta höga halter kadmium, bly och zink.
Kadmium binder effektivt till partikulärt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment. Bottenlevande organismer exponeras för kadmium i löst form i det överliggande vatten och i porvattnet i sedimenten och det partikelbundna kadmiumet i porvattnet och i sedimenten. Eftersom kadmium inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.[2]
Exponering av kadmium för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt, reproduktion, utveckling och beteende och störa hormon- och immunsystemet.[3]
Vid den senaste statusklassningen (vattenförvaltningscykel 37) gjordes bedömningar av 266 vattenförekomster för kadmiumhalter i sediment. I 92 vattenförekomster överskreds gränsvärdet för ej god kemisk status (2,3 mg/kg TS). Generellt är sedimenthalterna högre i inlandsvatten och variation av sedimenthalterna är också den större i inlandsvatten.
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/Kadmium/
[2] https://ccme.ca/en/res/cadmium-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Koppar är en essentiell metall, men blir toxisk för vattenlevande organismer i förhöjda koncentrationer. Koppar har använts i många olika processer och produkter. Koppar sprids diffust till vattenmiljön från olika industrier, exempelvis metallsmältverk och pappersindustrin, och produktion av el och värme. Koppar sprids till vattenmiljön från gruvor eller förorenade områden från tidigare gruvverksamhet, och från förorenad mark efter träimpregnering med bland annat koppar (krom-koppar-arsenik-preparat, CCA). En viktig källa för spridning av koppar till den marina miljön är bottenfärger på fartygsskrov, bojar och andra behandlade undervattensytor. Även båtbottenfärger på småbåtar är en källa för spridning av koppar till vattenmiljön.[1]
Olika abiotiska faktorer som pH, vattnets hårdhet och koncentrationen av löst organiskt kol påverkar hur hårt koppar binder till partikulärt material i vattenfasen, men koppar tenderar att binda till partikulärt material, och därmed sedimentera och ansamlas i sedimenten. Bottenlevande organismer exponeras för koppar i löst form i det överliggande vatten och i porvattnet i sedimenten och den partikelbundna kopparn i porvattnet och i sedimenten. Eftersom koppar inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön. [2]
Exponering av koppar kan för vattenlevande organismer utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt, reproduktion, neurologiska och metaboliska funktioner.[3]
Vid den senaste statusklassningen (vattenförvaltningscykel 37) gjordes bedömningar av 239 vattenförekomster för kopparhalter i sediment. I 88 vattenförekomster överskreds klassgränsen för måttlig ekologisk status (kust: 52 mg/kg TS, resp. inlandsvatten: 36 mg/kg TS). Medianhalten för kustsediment är högre än medianhalten för inlandssedimenthalterna, men den högsta halten redovisade halten i VISS är högst i ett inlandsvatten och variation av sedimenthalter är större i inlandsvatten.
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/Koppar/
[2] https://ccme.ca/en/res/copper-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Krom är en essentiell metall, men blir toxisk för vattenlevande organismer i förhöjda koncentrationer. I vattenmiljön finns krom i två oxidationstillstånd, det vill säga olika laddningar av atomen, sexvärt krom (Cr6+) eller trevärt krom (Cr3+). Trevärt krom är essentiellt, medan sexvärt krom inte har någon biologisk funktion och är därför mer toxisk än trevärt krom.[1]
Krom används inom ytbehandlingsindustrin och framställning av rostfritt stål, garverier och framställning av färgpigment. Den diffusa spridningen sker främst från metallindustrin, men också pappersmassaindustrier och avfallsförbränning. Punktutsläppen till vatten sker från avloppsreningsverk och pappersmassaindustrier och det sker även en spridning från förorenad mark efter träimpregnering med bland annat krom (krom-koppar-arsenik-preparat, CCA).[2]
Trevärt krom binder effektivt till partiklar och ansamlas i sediment i större utsträckning är sexvärt krom som är stabilt i vattenfasen. Bottenlevande organismer exponeras för krom i löst form (främst Cr6+) i det överliggande vatten och i porvattnet i sedimenten och det partikelbundna kromet (främst Cr3+) i porvattnet och i sedimenten. Eftersom krom inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.[3]
Exponering av krom för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt och utveckling.
[1] https://ccme.ca/en/res/chromium-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[2] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/Krom/
[3] https://ccme.ca/en/res/chromium-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Kvicksilver är förbjudet i nästan alla processer och produkter i Sverige, men det finns EU-undantag för vissa varor exempelvis lågenergilampor, uppladdningsbara batterier och fordon.
Den största diffusa spridningen av kvicksilver sker vid förbränning av fossila bränslen, och den största påverkanskällan för svenska vatten är atmosfäriskt nedfall från långväga lufttransport av kvicksilver. Inom vattenförvaltningen är kvicksilver ett så kallat överallt överskridande ämne, vilket innebär att miljökvalitetsnormerna inte kan följas i samtliga vattenförekomster på grund av för höga halter av kvicksilver i fisk som en följd av den atmosfäriska depositionen. Utöver förbränning av fossila bränslen sker även en diffus spridning från krematorier, smältverk, avfallshantering och deponier. Punktutsläpp sker fortsatt från olika industrier och avloppsreningsverk även om kvicksilver är hårt reglerat[1]. Inom pappersmassaindustrin användes kvicksilverpreparat för slembekämpning vid framställning av pappersmassa fram till mitten av 1960-talet. Detta har lett till stora lokala kvicksilverföroreningar nedströms pappersmassabruk med förorenade sediment eller fiberbankar förorenade av bland annat kvicksilver.
Kvicksilver finns i miljö i en mängd olika oorganiska och organiska former och ämnet cirkulerar mellan atmosfären, marken och vattnet genom olika komplexa kemiska och fysikaliska omvandlingar. Metylkvicksilver är den vanligaste organiska kvicksilverföreningen som finns i miljön och är mycket giftig. Metylkvicksilver bildas av mikroskopiska organismer i marken som omvandlar kvicksilver från från oorganisk till organisk form. Kvicksilver binder hårt till partiklar och kolloider i vattenfasen och ansamlas i sediment, även metylkvicksilver ansamlas i sediment, vilket leder till exponering av bottenlevande organismer. Eftersom kvicksilver inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön. Metylkvicksilver är dessutom mycket biotillgängligt och ansamlas i biota – bioackumuleras. Det ansamlas även uppåt i näringsväven från en trofinivå till en annan – biomagnifieras.[2], [3]
Exponering av kvicksilver för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt, utveckling, reproduktion och nervsystem, och leda till beteendestörningar som påverkar organismernas överlevnad.[4]
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/Kvicksilver/
[2] https://www.epa.gov/mercury/basic-information-about-mercury
[3] https://ccme.ca/en/res/mercury-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[4] https://www.epa.gov/mercury/basic-information-about-mercury
Zink är en essentiell metall, men blir toxisk för vattenlevande organismer i förhöjda koncentrationer.
Zink är en av en av de metaller som används mest inom industrin. Den största användningen av zink är för galvanisering (förzinkning) för att motverka rost och förlänga livslängden på metallprodukter. Zink används också för att tillverka mässing och som råvara i metallindustrin, och för tillverkning av gummi, däck och bekämpningsmedel.[1]
De största diffusa källorna av zink är dagvatten, trafik (däckslitage och slitage av bromsbelägg), förbränning av biomassa för el- och värmeproduktion och atmosfärisk deposition, men även urlakning från skogsmark och övrig mark, jordbruksmark och enskilda avlopp. De största utsläppen av zink till vatten kommer från pappersmassaindustrin och avloppsreningsverk.[2]
Zink binder effektivt till partikulärt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment. Bottenlevande organismer exponeras för zink i löst form i det överliggande vatten och i porvattnet i sedimenten och den partikelbundna zinken i porvattnet och i sedimenten. Eftersom zink inte kan brytas ner blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.[3]
Exponering av zink för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt, överlevnad och reproduktion, och leda till beteendestörningar som påverkar organismernas överlevnad.21, 22
[1] 2018. Milton, von Stedingk & Persson. Zinks spridning i miljön – En litteraturstudie. Naturvårdsverket rapport – Miljögiftssamordningen. https://www.diva-portal.org/smash/get/diva2:1182012/FULLTEXT01.pdf
[2] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Tungmataller/Zink/
[3] https://ccme.ca/en/res/zinc-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Det finns en mängd olika organiska föroreningar i våra sediment. Vissa är nedbrytbara, andra finns kvar under lång tid där de sedimenterat eller transporteras ansamlas på annan plats – ibland mycket långt från källan. Läs nedan om några vanligt förekommande organiska sedimentföroreningar. Listan kommer att fyllas på efterhand.
Polycykliska aromatiska kolväten, PAHer, är organiska miljögifter som framställs för olika produkter, förekommer i fossila bränslen och de bildas oavsiktligt vid ofullständig förbränning av fossila bränslen och organiskt material. Detta leder till att de sprids till miljön från många olika typer av källor och i stor omfattning.
PAHer består av två eller flera kondenserade aromatringar, det vill säga cykliska kolväten som har en plan molekylstruktur med dubbelbindningar mellan varannan kolatom. Den plana molekylstrukturen gör PAHer biologiskt aktiva på grund av att de kan ta sig igenom cellmembran i organismer och binda till DNA och olika typer av receptorer i cellen. Denna egenskap leder till att de kan bland annat skada det genetiska materialet och leda till mutationer och även påskynda okontrollerad eller felaktig celltillväxt vilket kan leda till cancer. De har även hormonstörande egenskaper.
Det finns hundratals PAHer, men inom miljöövervakning och efterbehandling av förorenade områden undersöks och analyseras ett begränsat antal. De mest undersökta PAHerna är 16 PAHer som klassats av USA:s naturvårdsverk (US-EPA) som cancerogena. Den minsta av dessa 16 PAHer är naftalen, som bara består av två aromatringar, och den största är benso(g,h,i)perylen med sex kolväteringar. Dessa 16 PAHer analyseras ofta i olika typer av miljöprover (exempelvis vatten, sediment, mark, grundvatten och biota) och de delas även in i tre storleksklasser utifrån deras molekylvikt; L-, M- och H-PAH. En annan typ av indelning av dessa PAHer är cancerogena PAHer och övriga PAHer. Generellt anses de mest cancerogena molekylformerna av PAHer vara de som består av fyra till sju kolringar, men benso(g,h,i)perylen ingår inte i grupperingen cancerogena PAHer även fast den har 6 kolringar. Detta beror på att molekylstrukturen gör den mindre biologiskt aktiv på grund av att den inte kan brytas ner till lika mutagena och cancerogena nedbrytningsprodukter i celler som PAHerna i grupperingen cancerogena PAHer.
Skillnaderna i molekylstruktur och storlek mellan olika PAHer ger dem olika kemiska och fysikaliska egenskaper. PAH är generellt fettlösliga, och fettlösligheten ökar med storleken hos molekylen. Benso(a)pyren, B(a)P, är en av de mest potenta PAHerna och den används ofta som en markör för övriga cancerogena PAHer. Med så kallade B(a)P-ekvivalenter, som är beräknade jämförvärden för andra PAHers giftighet i jämförelse med B(a)P, kan man uppskatta effekterna av olika PAHer i miljön och på människors hälsa.[1]
16 US-EPA PAHer | Antal kolringar | L-, M-, H-PAH | Cancerogena/Övriga |
Naftalen | 2 | L | Övriga |
Acenaftylen | 3 | L | Övriga |
Acenaften | 3 | L | Övriga |
Fluoren | 3 | M | Övriga |
Fenantren | 3 | M | Övriga |
Antracen | 3 | M | Övriga |
Fluoranten | 4 | M | Övriga |
Pyren | 4 | M | Övriga |
Benso(a)antracen | 4 | H | Cancerogena |
Krysen | 4 | H | Cancerogena |
Bens(b)fluoranten | 5 | H | Cancerogena |
Bens(k)fluoranten | 5 | H | Cancerogena |
Bens(a)pyren | 5 | H | Cancerogena |
Dibenso(ah)antracen | 5 | H | Cancerogena |
Indeno(123cd)pyren | 6 | H | Cancerogena |
Benso(ghi)perylen | 6 | H | Övriga |
PAHer sprids till miljön från många olika antropogena källor, även från naturliga källor som skogsbränder och vulkanutbrott. Den huvudsakliga spridningen av PAHer till miljön sker via utsläpp till luft och som via deposition förorenar land- och vattenmiljöer. De största källorna till luftutsläpp är förbränning av fossila bränslen och vedeldning, men även från industriella processer som kol- och koksverk, aluminiumsmältverk, stålverk, oljeraffinaderier. PAHer sprids till vattenmiljön från avloppsreningsverk, dagvatten och avrinning från konstgräsplaner med granulat från gamla bildäck. Andra lokala källor för spridning av PAHer till ytvatten är oljespill, impregnering av virke med kreosot, och asfaltframställning.[2], [3], [4]
Eftersom PAHer är en ämnesgrupp som består av många olika PAHer finns det variationer mellan de olika PAHernas spridning, ansamling och effekter i miljön. Generellt binder de till organiskt material när de sprids till vattenmiljön och ansamlas i sedimenten vilket leder till långvarig exponering för de bottenlevande djuren. [5]
PAHer är giftiga för vattenlevande organismer och kan leda till långvariga negativa effekter i vattenmiljön. Effekterna i miljön av PAHer beror på hur de är associerade med det organiska materialet i sedimenten, hur organismerna exponeras, upptaget och biotillgängligheten av PAHer och möjligheten att metabolisera, bryta ned, PAHerna i organismerna. Exponering av PAHer för vattenlevande organismer kan utöver akuta effekter, som dödlighet, leda till negativa effekter på tillväxt, överlevnad och reproduktion, och leda till beteendestörningar som påverkar organismernas överlevnad. Ryggradslösa djur, exempelvis snäckor, musslor och kräftdjur, kan inte metabolisera PAHer, vilket gör att de ansamlas i dessa typer av organismer. Ryggradsdjur, exempelvis fiskar, kan bryta ner PAHer, men nedbrytningsprodukterna kan bli potenta mutagena och cancerogena molekyler. Generellt anses lågmolekylära PAHer (upp till tre kolringar) utgöra en akuttoxisk risk för vattenlevande organismer, medan högmolekylära PAHer (fyra eller fler kolringar) inte är lika akuttoxiska men de är cancerogena. [6]
Inom vattenförvaltningen har antracen och fluoranten gränsvärden[7] för sedimenthalter för kemisk status och naftalen, benso(a)pyren, benso(g,h,i)perylen, benso(b)fluoranten och benso(k)fluoranten har indikativa värden[8] för bedömning av den kemiska statusen. Indikativa värden får endast användas för att sänka den kemiska statusen till ”Ej god kemisk status”. Halter är lägre än det indikativa värdet kan ej användas för att bedöma den kemiska statusen som god, utan vattenförekomsten får i sådana fall bedömningen ”Ej klassad”.
Gränsvärde | Indikativt värde | |
Antracen | 24 | |
Fluoranten | 2000 | |
Naftalen | 940 | |
Benso(a)pyren | 210 | |
Benso(g,h,i)perylen | 260 | |
Benso(b)fluoranten | 7800 | |
Benso(k)fluoranten | 9600 |
Olika typer av påverkanskällor ger olika typer av sammansättningar av PAHer i sediment, vilket leder till att påverkansbilden är viktig för val av analys av PAHer. Impregnering av virke med kreosot ger en förorening av främst naftalen, vilket är den PAH som kreosot främst består av. Däremot har sediment vid oljehamnar har en annan typ av sammansättning av PAHer, precis som recipienter med hög belastning från dagvatten där PAH-förorening främst kommer från slitage av vägban och däck.
Olika ursprung av PAH-förorening ger olika typer av sammansättning av PAHer. PAH-förorening från råolja kallas petrogenisk medan om föroreningen härstammar från ofullständig förbränning är den pyrogenisk. Petrogenisk PAH-förorening innehåller en större andel av alkylerade PAHer, d.v.s. PAHer där vätemolekyler har genom kemiska processer (alkylering) bytts ut mot en alkylgrupp. Petrogeniska PAHer är mer biotillgängliga när de sprids i miljön, och det kan bero på att pyrogeniska PAHer är bundna till sotpartiklar från förbränningsprocessen, vilket gör dem mindre biotillgängliga för upptag i organismer. [9], [10]
[1] Naturvårdsverket. 2011. Datablad för Polycykliska aromatiska kolväten (PAH). NV-rapport framtagen av Kemakta Konsult AB och IMM Karolinska Institutet. https://www.naturvardsverket.se/globalassets/vagledning/fororenade-omraden/riktvarden/datablad/datablad-pah-20170518.pdf
[2] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Polyaromatiska-kolvaten/
[3] Naturvårdsverket. 2011. Datablad för Polycykliska aromatiska kolväten (PAH). NV-rapport framtagen av Kemakta Konsult AB och IMM Karolinska Institutet. https://www.naturvardsverket.se/globalassets/vagledning/fororenade-omraden/riktvarden/datablad/datablad-pah-20170518.pdf
[4] https://www.fororenadeomraden.se/index.php/aemnen/pah
[5] https://ccme.ca/en/res/polycyclic-aromatic-hydrocarbons-pahs-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[6] https://ccme.ca/en/res/polycyclic-aromatic-hydrocarbons-pahs-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[7] https://www.havochvatten.se/download/18.4705beb516f0bcf57ce1c145/1576576601249/HVMFS%202019-25-ev.pdf
[8] Statens geotekniska institut (SGI). 2019. Användning av indikativa sedimentvärden vid expertbedömning av kemisk status. SGI PM. https://viss.lansstyrelsen.se/ReferenceLibrary/54592/SGI%202019_PM%20till%20HaV%20om%20indikativa%20och%20prelimin%C3%A4ra%20sedimentv%C3%A4rden%20vid%20expertbed%C3%B6mning.pdf
[9] McGrath, J.A., Joshua, N., Bess, A.S., Parkerton, T.F. 2019. Review of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) Sediment Quality Guidelines for the Protection of Benthic Life. Integrated Environmental Assessment and Management. 15:505-5018. https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC6852300/
[10] Sundkvist, P. 2004. Polycykliska aromatiska kolväten i stadsluft – källor, spridning och betydelse för folkhälsan. Examensarbetet Stockholms universitet. https://www.slb.nu/slb/rapporter/pdf8/uni2004_Ex1.pdf
Organiska tennföreningar delas in i strukturella grupper, beroende på hur många kolkedjor de har bundna till tennmolekylen (mono, di, tri och tetra) eller beroende på vilken/vilka typer av kolkedjor som är bundna till tennmolekylen (ex. butyl-, oktyl- och fenyltennföreningar).
Organiska tennföreningar används och har använts inom många olika typer av produkter. Den mest kända organiska tennföreningen är tributyltenn (TBT) som har använts i båtbottenfärger.
Tennorganiska föreningar sprids från många olika källor och vissa av ämnena är nedbrytningsprodukter av andra tennorganiska föreningar. De används som stabilisatorer i plast, men även som tillsats till bindemedel i bland annat tätningsmedel, lim, fogmassor och lacker. TBT och andra tennorganiska föreningar användes tidigare i båtbottenfärger för att hämma tillväxt på båtskrov. Användningen av tennorganiska föreningar i båtbottenfärger är sedan 2003 förbjuden inom EU och 2008 förbjöd den internationella sjöfartsorganisationen (IMO) användningen av tennorganiska föreningar i båtbottenfärger. Tennorganiska föreningar har även tidigare använts som träskyddsmedel och som skyddsmedel för papper.[1]
Tennorganiska föreningar sprids via industriella utsläpp, dagvatten och utsläpp från avloppsreningsverk till vattenmiljön där de binder till organiskt material och ansamlas i sedimenten. En betydande spridning av TBT till vattenmiljön är från läckage från båtskrov som bemålats med båtbottenfärger innehållande TBT. Även om TBT inte längre är tillåtet i båtbottenfärger sker fortsatt en spridning av TBT från båtskrov på de båtar där gamla båtbottenfärger inte har avlägsnats från skroven. Detta gäller för både mindre fritidsbåtar och större fartyg. Det sker också en kontinuerlig spridning från förorenade sediment vid fri-tidsbåtshamnar, hamnar och fartygsleder. Spridningen från fritidsbåtsham-nar och hamnar är den mest betydande, och den mest signifikanta källan är spridning, främst via ytavrinning och dagvatten, från förorenad mark vid båtuppläggningsplatser. Muddring av sediment i fritidsbåtshamnar, hamnar och fartygsleder är också betydande påverkanskällor för spridning av tennorganiska föreningar i vattenmiljön.[2], [3]
Avloppsreningsverk är en annan källa till spridning av tennorganiska föreningar till ytvatten[1]. I utgående vatten är det nedbrytningsprodukterna av TBT (MBT och DBT) som påträffas, men i slam påträffas även TBT dock i betydligt lägre halter än av dess nedbrytningsprodukter. TBT och dess nedbrytningsprodukter kan även påträffas i inlandsvatten där det inte finns eller har funnits fritidsbåtshamnar eller fritidsbåtstrafik. Förekomsten av dessa ämnen kan kopplas till den tidigare användningen av TBT som skyddsmedel av virke och pappersprodukter, vilket har lett till en förorening av TBT vid träindustrier och massa- och pappersbruk[2].
Tennorganiska föreningar är svårnedbrytbara. Det bildas dock nedbrytningsprodukter genom att kolkedjor eller fenylgrupper spjälkas från molekylen (exempelvis TBT bryts ner till DBT), men i syrefria miljöer sker nästan ingen nedbrytning alls. Ämnesgruppens svårnedbrytbarhet gör att de förekommer under lång tid i vattenmiljön och exponerar därmed vattenlevande organismer under lång tid. Dessutom bidrar omrörning av sediment från bottenlevande djur och båttrafik i grunda vatten till att tennorganiska föreningar (och andra sedimentföroreningar) i djupare sediment kommer upp till ytan där de exponerar vattenlevande organismer och kan spridas vidare i vattensystemet.[4], [5]
1 Magnusson, M. & Wernersson, A-S. 2016. Åtgärdsprogram för mindre TBT i havsmiljön. Havet 015/2016. https://www.sverigesvattenmiljo.se/artiklar/atgardsprogram-mindre-tbt-i-havsmiljon
[1] Magnusson, M. & Wernersson, A-S. 2016. Åtgärdsprogram för mindre TBT i havsmiljön. Havet 015/2016. https://www.sverigesvattenmiljo.se/artiklar/atgardsprogram-mindre-tbt-i-havsmiljon
[2] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Tennorganiska-foreningar/
TBT och andra tennorganiska föreningar är giftiga för vattenlevande organismer vid mycket låga koncentrationer i vatten och sediment. Tennorganiska föreningar är även hormonstörande med negativa effekter på både reproduktions- och immunsystemen. En av de hormonstörande effekterna som har uppmärksammats är imposex av snäckor där honsnäckor utvecklat hanliga könsorgan. Detta beror på att TBT hämmar omvandlingen av testosteron till östrogen, vilket bland annat leder till att honsnäckor honorna parallellt med sina egna könsorgan utvecklar hanliga könskaraktärer. Imposex av snäckor är en indikator inom den nationella miljöövervakningen i programområdet Kust och hav.5, [6], [7]
TBT och andra tennorganiska föreningar uppmäts även i organismer högre upp i den akvatiska näringsväven. Exponering av TBT och andra tennorganiska föreningar kan leda till akuta effekter, som dödlighet, men de kan även leder även till negativa påverkan på tillväxt och reproduktion och beteendestörningar som påverkar organismernas överlevnad.5
Inom vattenförvaltningen har TBT gränsvärden för sediment[8]. Statusklassningen av TBT i sediment har främst kopplats till spridning från fritidsbåtar och fartyg. I EBH-stödet finns drygt 1050 fritidsbåtshamnar och båtuppläggningsplatser identifierade som förorenade områden. Det finns i dagsläget inte sedimentprovtagningar från alla dessa förorenade områden för analys av TBT i sediment.
Gränsvärde (µg/kg TS) | |
TBT | 1,6 |
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Tennorganiska-foreningar/
[2] Fröberg, M. & Pettersson, M. 2020. TBT-spridning inom småbåtshamnar, Förstudie. Statens geotekniska institut, SGI, Linköping. http://swedgeo.diva-portal.org/smash/record.jsf?pid=diva2%3A1438123&dswid=-3836
[3] Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å. & Borgegren, A . 2007. Organiska tennföreningar – ett hot mot livet i våra hav. Havet 2007 – Om miljötillståndet i våra havsområden, s. 77-81. https://havetstore.blob.core.windows.net/dokument/Havet2007-tbt.pdf
[4] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Tennorganiska-foreningar/
[5] Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å. & Borgegren, A . 2007. Organiska tennföreningar – ett hot mot livet i våra hav. Havet 2007 – Om miljötillståndet i våra havsområden, s. 77-81. https://havetstore.blob.core.windows.net/dokument/Havet2007-tbt.pdf
[6]United States Environmental Protection Agency. 2003. Ambient Aquatic Life Water Quality Criteria for Tributyltin (TBT) – Final. https://www.epa.gov/sites/default/files/2019-02/documents/ambient-wqc-tributyltin-final.pdf
[7] Biologisk effektövervakning av organiska tennföreningar. https://www.naturvardsverket.se/globalassets/vagledning/miljoovervakning/handledning/undersokningstyper/org-tennforening-kust-hav-utyp-v1-1-20150423.pdf
[8] https://www.havochvatten.se/download/18.4705beb516f0bcf57ce1c145/1576576601249/HVMFS%202019-25-ev.pdf
Klorerade föroreningar är en mycket stor ämnesgrupp av ämnen innehållande en eller flera klormolekyler. Beroende på de olika föroreningarnas kemiska och fysikaliska egenskaper sprids och ansamlas de i miljön på olika sätt. Denna text omfattar de vanligast förekommande klorerade
organiska föroreningar som ansamlas i sediment; dioxiner, PCBer, klorerade bekämpningsmedel och klorparaffiner.
Klorerade organiska föreningar är viktiga byggstenar inom den kemiska industrin på grund av bl.a. molekylernas stabilitet, vilket gör att de kan spridas från många olika processer, produkter och varor. De bildas även oavsiktligt, exempelvis vid förbränning av organiskt material då kloret i atmosfären reagerar med det organiska materialet och klororganiska föreningar bildas, t.ex. dioxiner eller hexaklorbensen.
Beroende på användningsområde har de klorerade organiska föroreningarna spridits till vattenmiljön från olika påverkanskällor. Spridningen kan vara diffus från exempelvis förorenade områden eller via läckage från produkter, exempelvis läckage av PCBer från transformatoroljor eller fogmassor. Spridningen kan också ha skett eller sker via direktutsläpp från punktkällor från exempelvis industrier och avloppsreningsverk.
Många klorerade föreningar är reglerade genom lagstiftning eller konventioner och har fasats ut eller håller på att substitueras av andra ämnen som inte är så kallade särskilt farliga ämnen (SVHC-ämnen). För många klorerade organiska föroreningar kan man som ett resultat av regleringen se sjunkande trender för halterna av dessa ämnen i akvatiska organismer och även i människor[1]. Eftersom dessa ämnen är svårnedbrytbara kommer de att finnas under lång tid i miljön, vilket också återspeglas i att halterna under de senaste årtiondena är svagt minskande.
Klorerade organiska föroreningar är potenta miljögifter på grund av de är svårnedbrytbara (persistenta), bioackumulerande, toxiska, cancerogena, mutagena och/eller reproduktionstoxiska (PBT- och/eller CMR-ämnen). De kemiska strukturerna gör molekylerna stabila och motståndskraftiga för olika typer av biologisk, kemisk och fysikalisk nedbrytning. De är fettlösliga ämnen och tas lätt upp i organismer och lagras i fettvävnader, vilket gör att de även kan vara biomagnifierande. Många av de klorerade organiska föroreningarna är även giftiga. Vissa av de klorerade organiska föroreningarna är cancerogena genom att de kan orsaka ohämmad celltillväxt, och de kan skada det genetiska materialet i celler genom att orsaka mutationer. Många av de klorerade organiska föroreningarna är reproduktionsstörande eller hormonstörande genom att efterlikna hormoner eller störa hormonproducerande organ. Detta kan ge negativa effekter bland annat på reproduktionen, utvecklingen hos avkomman, och immunsystemet.
Klorerade organiska föroreningar binder till organiskt material i vattenfasen och ansamlas i sediment där de tas upp i bottenlevande organismer, ansamlas i fettvävnader och förs vidare upp i den akvatiska näringsväven. Eftersom klorerade organiska föroreningar är svårnedbrytbara leder det till långvarig exponering av sedimentlevande organismer.
[1] https://www.naturvardsverket.se/data-och-statistik/miljofororeningar/
Dioxiner (polyklorerade dibenso-p-dioxiner, PCDD) och furaner (polyklorerade dibensofuraner, PCDF) är klorerade organiska föreningar. Det finns 210 kongener, det vill säga ämnen med samma molekylära grundstruktur, med 1 till 8 kloratomer bundna till molekylen. Det finns 75 möjliga dioxinkongener och 135 möjliga furankongener. Dioxiner och furaner benämns ofta som dioxiner. Beroende på kloreringsgraden, det vill säga hur många klor som finns i molekylen, delas kongenerna in i olika homologgrupper. Homologgrupperna anges oftast för dioxiner med fyra till åtta klor; tetra-, penta-, hexa-, hepta- eller okta-CDD/CDF. [1], [2]
Dioxiner har aldrig framställts avsiktlig, utan bildas oavsiktligt vid olika typer av mänsklig aktivitet som bland annat avfallsförbränning, oljeraffinering, ofullständig förbränning, högtemperaturprocesser inom exempelvis metallindustrin, och förbränning av fossila bränslen. Tidigare var klorgasblekning inom massaindustrin och användningen av pentaklorfenol inom träindustrin stora källor till spridningen av dioxiner. Dioxiner bildades oavsiktligt vid klorgasblekningen och vid framställningen av pentaklorfenolpreparat bildas dioxiner oavsiktligt vilket gör att pentaklorfenolpreparaten är kontaminerade av dioxiner. Pentaklorfenolpreparat användes inom träindustrin både som träskyddsmedel vid doppning av virke vid sågverk och som slembekämpningsmedel vid massaframställning. Spridningen av dioxiner från dessa verksamheter var omfattande vilket har lett till förorenade områden på land och förorenade sediment och fiberbankar vilka nu utgör sekundära källor för fortsatt spridning till miljön.[3], [4]
Beroende vilka påverkanskällor som oavsiktligt bildar och sprider dioxiner till vattenmiljön blir sammansättningen av kongenerna olika. Studier visar att fördelningen av kongener eller homologgrupper är olika för olika typer av påverkanskällor. Genom att analysera dioxiner i sediment eller fisk kan man utifrån kongenmönstret eller fördelningen mellan homologgrupper källspåra den huvudsakliga påverkanskällan. Ibland är detta svårt eftersom påverkansbilden kan vara komplex. [1]
Dioxiner binder effektivt till organiskt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment. Bottenlevande organismer exponeras för dioxiner i sedimenten. Dioxiner ansamlas i fettvävnad och biomagnifieras i den akvatiska näringsväven från de bottenlevande djuren till toppredatorerna. Eftersom dioxiner är mycket svårnedbrytbara blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.7
Dioxiner är bland de giftigaste ämnen det finns vetskap om. Dock är olika dioxiner olika giftiga för organismer, vilket beror på molekylformernas olika möjligheter att påverka organismer. Dioxiner med fyra klor I en specifik placering i molekylen (så kallad 2, 3, 7, 8-positionering) är de mest toxiska. 2,3,7,8-TCDD är den mest toxiska av alla dioxiner, och det finns toxiska ekvivalensfaktorer (TEF) för andra dioxiner och dioxinlika PCBer för att jämföra deras toxicitet med toxiciteten hos 2,3,7,8-TCDD[5]. När dioxiner och dioxinlika PCBer har analyserats i en matris, exempelvis sediment, summeras TEF:arna för de kongener som uppmätts till en toxicitetsekvivalent (TEQ). Gränsvärden för dioxiner och dioxinlika PCBer baseras ofta på TEQ-halter/värden. 5, 7
Inom vattenförvaltningen finns inga gränsvärden för sediment för dioxiner och dioxinlika föreningar med syfte att skydda bottenlevande djur. Trots att bottenlevande djur exponeras för dioxiner både via födoupptaget av förorenat organiskt material och via den omgivande förorenade sedimenten är de mindre känsliga för dioxiner än däggdjur, fiskar och fåglar som i huvudsak exponeras för dioxiner via födointaget. Ryggradslösa djur, tillskillnad från ryggradsdjur, saknar avgiftningssystem för dioxiner och dioxinlika föreningar. När däggdjur, fiskar och fåglar exponeras för dioxiner och dioxinlika föreningar binder dessa ämnen till en specifik receptor i cellerna (Ah-receptorn). När Ah-receptorn aktiveras frigörs olika enzymer som orsakar en mängd biologiska reaktioner för att bryta ner dioxinerna vilket även leder till toxiska reaktioner i cellerna. Avsaknaden av detta avgiftningssystem verkar göra att ryggradslösa djur inte påverkas lika mycket av dioxiner som ryggradsdjur. De gränsvärden som finns för dioxiner och dioxinlika föreningar inom vattenförvaltningen är istället uttryckta för biota. Att utgå från dessa och beräkna gränsvärden, avseende risk via vattenmiljön, skulle ge för stora osäkerheter.[6], [7]
[1] Sundqvist, K., Tysklind, M., Wiberg, K., Geladi, P. & Cato, I. 2008. Dioxiners sammansättning avslöjar ursprunget. Havet 2008, s. 82-84.
[2] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Klorerade-organiska-amnen/Dioxin/
[3] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Klorerade-organiska-amnen/Dioxin/
[4] https://ccme.ca/en/res/polychlorinated-dioxins-and-furans-pcdd_fs-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[5] van den Bergh et al. 2006. The 2005 World Health Organization Reevaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds. Toxicological Sciences 93, s. 223–24. https://doi.org/10.1093/toxsci/kfl055
[6] Dioxin and Dioxin-Like PCBs EQS dossier 2011. https://circabc.europa.eu/sd/a/f0d90906-c361-4af1-82b1-d2e52f826c14/Dioxins%20%26%20PCB-DL%20EQS%20dossier%202011.pdf
[7] WHO. 2006. Code of practice for the prevention and reduction of dioxins, dioxin-like PCBs and non-dioxin-like PCBs in food and feed. CXC 62-2006 https://www.fao.org/fao-who-codexalimentarius/sh-proxy/en/?lnk=1&url=https%253A%252F%252Fworkspace.fao.org%252Fsites%252Fcodex%252FStandards%252FCXC%2B62-2006%252FCXC_062e.pdf
Polyklorerade bifenyler (PCBer) består av en bifenyl (två sammanbundna aromatiska kolringar) med varierande antal kloratomer på olika positioner i molekylen. Det finns 209 olika kongener, det vill säga ämnen med samma molekylära grundstruktur, med 1 till 10 kloratomer bundna till molekylen. Precis som dioxiner delas PCB-kongenerna in i olika homologgrupper utifrån kloreringsgraden (mono- till deca-CB, det vill säga klorerade bifenyler med en till tio kloratomer).
PCBer brukar ofta delas in i två grupper; dioxinlika och icke-dioxinlika PCBer. Utifrån kloratomernas placering i bifenylen kan tolv kongener av PCBer få en plan molekylstruktur och blir på så vis dioxinlika. De tolv dioxinlika PCBerna har, precis som dioxiner och furaner, toxicitetsekvivalenter baserade på hur giftiga de är i jämförelse med dioxinkongenen 2,3,7,8-TCDD[1]. För icke-dioxinlika PCBer är det sju kongener som oftast förekommande i miljön. Dessa PCBer brukar kallas PCB-7 (PCB-28, -52, -101, -118, -138, -153 och -180) och det är vanligt att dessa PCBer analyseras i miljöprover.
PCBer är industrikemikalier som har producerats i stora volymer och haft många olika användningsområden på grund av deras värmetålighet och isolerande förmåga. PCBer har använts som isolatormedium i transformatorer och kondensatorer, hydraulolja, flamskyddsmedel, stabilisatorer och mjukgörare i t.ex. fogmassa, färg och självkopierande papper. Även fast PCBer har varit förbjudna i nya produkter i Sverige sedan 1978 sprids till de till miljön via avfallshantering och läckage från byggnader och utrustning innehållande PCBer. PCBer har även spridits i miljön vid olika oljespill och hantering av olja av olika slag. Precis som andra klorerade organiska miljögifter bildas PCBer oavsiktligt vid ofullständig förbränning, högtemperaturprocesser och framställning av klorprodukter.[2]
Beroende på kloreringsgrad och positioner av kloratomerna i bifenylen är olika PCBer olika svårnedbrytbara och bioackumulerande, men generellt PCBer binder effektivt till organiskt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment. Bottenlevande organismer exponeras för PCBer i sedimenten. PCBer ansamlas i fettvävnad och biomagnifieras i den akvatiska näringsväven från de bottenlevande djuren till toppredatorerna. Eftersom PCBer är svårnedbrytbara blir exponeringen långvarig i vattenmiljön.[3]
PCB är mycket giftigt för vattenlevande organismer, ansamlas i näringsväven och är långlivade. PCBer ger även negativa effekter på både reproduktions- och immun- och nervsystemen och de kan leda till cancer.11
Inom vattenförvaltningen finns inga gränsvärden för sediment för PCBer med syfte att skydda bottenlevande djur.
[1] van den Bergh et al. 2006. The 2005 World Health Organization Reevaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds. Toxicological Sciences 93, s. 223–24. https://doi.org/10.1093/toxsci/kfl055
[2] https://www.naturvardsverket.se/amnesomraden/miljofororeningar/organiska-miljogifter/pcb-i-miljon/
[3] https://ccme.ca/en/res/polychlorinated-biphenyls-pcbs-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
Klorerade bekämpningsmedel är en stor grupp ämnen. Det är klorerade kolväten och har ofta aromatiska strukturer i molekylen med olika funktionella grupper. De är svårnedbrytbara och bioackumulerande och även fast många av dem har varit förbjudna i mer än 40 år förekommer de i miljön i så pass höga halter att de fortfarande utgör negativa effekter. Exempel på klorerade bekämpningsmedel är DDT, hexaklorcyklohexan (lindan är isomeren g-HCH), hexaklorbensen, pentaklorfenol, endosulfan, klordan, heptaklor och heptaklorepoxid, cyklodiena bekämpningsmedel (aldrin, dieldrin, endrin och isodrin). [1]
De klorerade bekämpningsmedlen spreds avsiktligt i miljön för att skydda mot, skadeinsekter, ogräs, svampangrepp eller skadedjur. De har spridits avsiktligt i miljön på bland annat odlingar, banvallar och andra hårdgjorda ytor, och på virkesupplag. De har även använts vid olika processer, exempelvis doppning av virke för att skydda mot svampangrepp eller för behandling av plantor vid plantskolor till skogsbruket, och de har besprutats eller applicerats i inomhusmiljöer.
Klorerade bekämpningsmedel är fettlösliga vilket gör att de binder effektivt till partikulärt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment när de sprids till vattenmiljön. Nedbrytningsprodukterna av klorerade bekämpningsmedel är även de stabila, och vissa nedbrytningsprodukter är de med stabila än modersubstansen, exempelvis nedbrytningsprodukten heptaklorepoxid än modersubstansen heptaklor.[2], [3], [4], [5], [6]
Klorerade bekämpningsmedel är bioackumulerande och toxiska. De framställdes för att skada olika organismer och var designade att vara giftiga, vilket också har lett till att de utgör negativa effekter på andra organismer än målorganismerna. Flera av de klorerade bekämpningsmedel var framtagna som insektsmedel, vilket gör att de är giftiga för många olika typer av bottenlevande djur när de ansamlas i sediment. Klorerade bekämpningsmedel är även reproduktionsstörande och hormonstörande vilket har lett till olika typer av negativ påverkan på fertilitet, avkommors utveckling och immunsystem på många olika djur. På grund av att de är mycket bioackumulerande har de i akvatiska miljöer haft stor negativ påverkan på toppredatorerna, exempelvis havsörn och säl.54
Inom vattenförvaltningen finns inga gränsvärden för sediment för klorerade bekämpningsmedel med syfte att skydda bottenlevande djur. Det finns indikativa värden för sediment för ett antal klorerade bekämpningsmedel [7]. Indikativa värden är beräknade utifrån toxicitetsdata för vattenlevande organismer. Det finns inte många bedömningar i VISS där sedimenthalter har jämförts med indikativa värden.
[1] https://atgardsportalen.se/fororeningar/klorerade-pesticider
[2] https://ccme.ca/en/res/ddt-dde-and-ddd-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[3] https://ccme.ca/en/res/heptachlor-epoxide-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[4] https://ccme.ca/en/res/lindane-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[5] https://ccme.ca/en/res/endrin-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[6] https://ccme.ca/en/res/dieldrin-canadian-sediment-quality-guidelines-for-the-protection-of-aquatic-life-en.pdf
[7] Havs- och vattenmyndigheten. 2018. Metaller och miljögifter – Effektbaserade bedömningsgrunder och indikativa värden för sediment. Kunskapssammanställning baserad på ämnesrapporter framtagna inom vattendirektivsarbetet. Havs- och vattenmyndighetens rapport 2018:31. https://www.havochvatten.se/download/18.51861935167c35ddc681b7a2/1545293341873/rapport-2018-31-metaller-och-miljogifter.pdf
Klorparaffiner är klorerade kolvätekedjor med mellan 10 och 30 kol. De delas in i kort-, mellan- och långkedjiga beroende på kolkedjans längd (SCCP: C10-13, MCCP: C14-17, resp. LCCP: C18-30). De kan även grupperas in i låg- och högklorerade utifrån kloreringsgraden.[1]
Klorparaffiner används i många olika typer av produkter som mjukgörare och flamskyddsmedel, exempelvis i PVC-kabel, tätningsskum och textilier. De används som skärvätska för metall och som kyl- och smörjmedel i metallindustrin. Klorparaffiner ingår också i olika tillsatsmedel i fogmassor, färg, plast och gummi. Användningen av klorparaffiner, framförallt kortkedjiga, är reglerad inom EU, men genom import finns många produkter innehållande klorparaffiner på marknaden. 20, [2]
Klorparaffiner är fettlösliga och binder till organiskt material i vattenfasen och sedimenterar till botten och ansamlas i sediment. De är svårnedbrytbara vilket gör att bottenlevande organismer exponeras för klorparaffiner i sedimenten.[3]
Klorparaffiner är giftiga för vattenlevande organismer och kan leda till långvariga negativa effekter i vattenmiljön.[4]
Inom vattenförvaltningen finns inga gränsvärden för sediment för klorparaffiner med syfte att skydda bottenlevande djur. Det finns indikativa värden för sediment för ett antal klorparaffiner[5]. Indikativa värden är beräknade utifrån toxicitetsdata för vattenlevande organismer. Det finns mycket få bedömningar i VISS där sedimenthalter har jämförts med indikativa värden.
[1] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Klorerade-organiska-amnen/Klorparaffiner/
[2] https://www.kemi.se/prioguiden/start/amnesgrupper
[3] https://www.kemi.se/prioguiden/start/amnesgrupper
[4] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Klorerade-organiska-amnen/Klorparaffiner/
[5] Havs- och vattenmyndigheten. 2018. Metaller och miljögifter – Effektbaserade bedömningsgrunder och indikativa värden för sediment. Kunskapssammanställning baserad på ämnesrapporter framtagna inom vattendirektivsarbetet. Havs- och vattenmyndighetens rapport 2018:31. https://www.havochvatten.se/download/18.51861935167c35ddc681b7a2/1545293341873/rapport-2018-31-metaller-och-miljogifter.pdf
Alifater, aromater och BTEX är organiska kolväten. Alifater och aromater är en stor grupp ämnen. Alifater består av olika långa kolkedjor. Beroende på hur bindningen mellan kolatomerna ser ut delas alifaterna in i olika grupper. Mättade kolväten har enkelbindningar mellan kolatomerna, medan omättade kolväten har dubbel- eller trippelbindningar mellan kolvätena. Alkaner består av mättade raka kolkedjor, alkener består av omättade raka kolkedjor och alkyner och cykliska alkaner består av mättade ringstrukturer av kolatomer[1]. Aromater består av omättade kolringar med dubbelbindningar som gör molekylstrukturen plan[2]. Bensen är den enklaste aromatiska kolväteföreningen med 6 kol. Polycykliska aromatiska kolväten (PAHer) består av två eller fler sammansatta bensenringar. Bensen, toluen, etylbensen och xylen utgör BTEX-gruppen. Toluen, etylbensen och xylen består av en bensenring med en etylgrupp (etylbensen) en metylgrupp (toluen) och två metylgrupper (xylen)2.
Alifater, aromater och BTEX förekommer ofta vid olika typer av oljeföroreningar där petroleumprodukter har hanterats, förvarats eller använts. Alifater och aromater förekommer också naturligt i organiskt material vilket gör att de finns även i miljön i områden som inte är påverkade av någon förorening.
BTEX förekommer i många olika produkter. De förekommer i olje- och drivmedelsprodukter. Toluen är haltmässigt är den största enskilda komponenten i bensin. Bensen och etylbensen används för att producera andra kemikalier och produkter exempelvis polystyren för vidare tillverkning av plast och gummi, lösningsmedel, smörjmedel, färgämnen, rengöringsmedel, läkemedel, bekämpningsmedel och smakämnen.[3], [4], [5], [6]
Ämnenas kemiska och fysikaliska egenskaper påverkar hur de sprids och ansamlas i miljön, men generellt kan sägas att ju högre antal kolatomer som ämnena består av desto mer fettlösliga är de och ansamlas i sediment när de sprids till vattenmiljön. Etylbensen och xylen är flyktiga, vilket gör att de inte ansamlas i vatten eller sediment5, 6.
Vid oljeförorening i akvatisk miljö beror effekterna i vattenmiljön på oljans kemiska sammansättning och de yttre miljöförhållandena. Raffinerade produkter är mer giftiga än råolja, och produkter med hög andel aromatiska kolväten är mycket giftiga för vattenlevande organismer. När oljeföroreningar når botten och ansamlas i sediment kan de ge långvariga skador för bottenlevande organismer, även bottenlevande fiskar som ål och plattfisk. Oljeförorening kan leda till dödlighet och negativa effekter på tillväxt och reproduktion. Oljeförorenade sediment påverkar artsammansättningen med lägre artrikedom. Bensen är giftigt för vattenlevande organismer.[7]
[1] https://atgardsportalen.se/fororeningar/alifater
[2] https://atgardsportalen.se/fororeningar/aromater
[3]https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Bensen/
[4] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Toluen/
[5] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Etylbensen/
[6] https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/sv/Amnen/Ovriga-organiska-amnen/Xylener/
[7] Evans, S. 1998. Effekter av olja i marin miljö. Naturvårdsverket Rapport. https://www.diva-portal.org/smash/get/diva2:717436/FULLTEXT01.pdf
Utöver de ämnen och ämnesgrupper som vi sedan länge analyserat i sediment har också en del nyare tillkommit. Dessa analyseras inom ramen för underökningar inom RUFS och har valts ut utifrån en påverkansanalys och omfattar typiska ämnen som använts inom olika branscher.
Tabell: Övriga ämnesgrupper som analyseras i sediment inom RUFS fältundersökningar och vid vilka branscher de kommer att analyseras inom olika tilläggspaket utöver grundpaketet.
Avfallshantering och deponi | Avlopps-reningsverk | Hamn och småbåtshamn | Massa- och pappersbruk | Stål-, järn- och manufaktur | Textilindustri | Verkstads-industri | Ytbehandling | |
Alkylfenoler | X | X | X | X | X | X | ||
Bekämpningsmedel | X | |||||||
Bromerade flamskyddsmedel | X | X | X | |||||
Ftalater | X | X | X | |||||
Läkemedel | X | |||||||
Organofosfater | X | X | X | |||||
PFAS | X | X | X | X | X | X | ||
Siloxaner | X | |||||||
TBT-ersättare | X |
Läs mer om respektive ämne/ämnesgrupp nedan:
Alkylfenoler är kolväten bestående av fenol (bensenring med en OH-grupp) med en eller flera kolvätekedjor (alkylgrupper) (se figur för exempel på strukturformel). Nonylfenol och oktylfenol tillhör denna stora ämnesgrupp som ingår i olika industrikemikalier. Alkylfenoler används vid tillverkning av alkylfenoletoxilater, som används som tensider och stabilisatorer i många olika produkter (rengörings-, emulgerings- och avfettningsmedel, färger, lim och fogmassor). Alkylfenoletoxilater bryts ned till alkylfenoler, vilka är mer svårnedbrytbara och kan ansamlas i miljön. Beroende på alkylfenolernas kemiska och fysikaliska egenskaper ansamlas de i olika grad isediment när de sprids till vattenmiljön. Nonylfenol och oktylfenol kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Bekämpningsmedel delas ofta in i två undergrupper; växtskyddsmedel och biocider. Växtskyddsmedel används inom jord-, skogs- och trädgårdsbruk för att skydda växter och växtprodukter. Biocider används mot skadedjur, i form av konserveringsmedel, desinfektionsmedel, träskyddsmedel och båtbottenfärger. Bekämpningsmedel är en stor grupp ämnen bestående av olika typer av kemiska ämnesgrupper (se figur för exempel på strukturformel), vilket gör att förutsättningarna för hur de ansamlas variera stort mellan olika typer av bekämpningsmedelssubstanser. Bekämpningsmedel är en av få ämnesgrupper av miljögifter som sprids avsiktligt i miljön och som är designade för att skada levande organismer av olika slag. Verkningsmekanismerna gör att de är toxiska även för de organismer som de är avsedda att bekämpa. Bekämpningsmedel är ofta även hormonstörande. Moderna bekämpningsmedel är inte lika svårnedbrytbara som tidigare bekämpningsmedel, men både modersubstansen och nedbrytningsprodukterna av moderna bekämpningsmedel kan ansamlas i sediment när de sprids till vattenmiljön beroende på deras kemiska och fysikaliska egenskaper. Bekämpningsmedel kan påträffas i sediment i bland annat vattenmiljöer i närheten av konventionellt jordbruk, växthus, och nedströms dagvattenutsläpp och avloppsreningsverk (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Bromerade flamskyddsmedel är kolväten med varierande molekylstruktur och varierande antal bromatomer i molekylen (se figur för exempel på strukturformel). Ämnesgruppen består bland annat av bromerade difenyletrar, bromerade bisfenoler eller bifenyler, eller hexabromcyklododekan. Brom är precis som fluor och klor en halogen, och bindningen mellan kol och brom är precis som bindningen mellan fluor och kol mycket stark vilket gör dessa molekyler stabila och har därför använt i flamskyddsmedel i olika produkter som elektronisk utrustning, byggnadsmaterial, textilier, möbler, mm. Bromerade flamskyddsmedel är hårt reglerade inom EU, men de sprids diffust från produkterna som de använts i. Bromerade flamskyddsmedel är svårnedbrytbara och de ansamlas i sedimenten när de sprids till vattenmiljön. Bromerade flamskyddsmedel kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Ftalater är kolväten bestående av en ftalsyra (en bensenring med två karboxylsyror) till vilken olika typer av kolvätekedjor är bundna (se figur för exempel på strukturformel). Ftalater används främst som mjukgörare i plaster och gummi, men även i bindemedel till färger och lim. Ftalater är inte kemiskt bundna till de produkter som de används i, vilket gör att de frigörs från produkterna. Beroende på ftalaternas kemiska och fysikaliska egenskaper ansamlas de i olika grad i sediment när de sprids till vattenmiljön. DEHP, som tidigare användes i stor utsträckning i bland annat PVC-plats, kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Läkemedel är en stor grupp ämnen bestående av olika typer av kemiska ämnesgrupper (se figur för exempel på strukturformel), vilket gör att förutsättningarna för hur de ansamlas variera stort mellan olika typer av läkemedelssubstanser. De är biologiskt aktiva ämnen med en stor variation av önskade biologiska effekter för både människor och djur. Både läkemedelssubstanserna och nedbrytningsprodukterna (ofta kallade läkemedelsrester) kan ansamlas i sediment när de sprids till vattenmiljön beroende på deras kemiska och fysikaliska egenskaper. Läkemedel kan påträffas i sediment i bland annat vattenmiljöer nedströms kommunala avloppsreningsverk och enskilda avlopp (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Organofosfater är en stor ämnesgrupp kolväten bestående av fosfatestrar med olika typer av kolkedjor eller andra funktionella grupper bundna till syremolekylerna i fosfatestern (se figur för exempel på strukturformel). Organofosfater används inom många olika produkter, men framförallt som mjukgörare och flamskyddsmedel. Organofosfater har använts i stor grad som ersättningsämnen när andra mjukgörare och flamskyddsmedel fasas ut på grund av olika regleringar. Det finns även klorerade organofosfater, som bland annat har använts eller används som bekämpningsmedel (t.ex. klorpyrifos). Organofosfater är svårnedbrytbara, men de kemiska och fysikaliska egenskaperna hos olika organofosfater gör att de ansamlas i sedimenten i varierande grad när de sprids till vattenmiljön. Organofosfater kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Perfluorerade ämnen är organiska kolväten bestående av raka eller grenade kolkedjor med flera fluor längs med kolkedjan (se figur för exempel på strukturformel). Bindningen mellan fluor och klor är den elektronstarkaste bindningen som finns, vilket gör att dessa ämnen är mycket svårnedbrytbara och de återfinns i miljön under mycket lång tid. De är också mycket mobila i mark vilket gör att de kan sprida sig långt från utsläppskällan. Perflurerade ämnen har fett-, smuts- och vattenavvisande egenskaper vilket gör att de används i många olika produkter och sprids från tillverkningsprocesser och urlakning från produkter och avfall. En av de främsta källorna för bl.a. PFOS är användningen av brandsläckningsskum vid släckningsinsatser eller brandövningsplatser. De kemiska och fysikaliska egenskaperna hos PFAS-ämnen gör att de inte är fettlösliga, vilket gör att de i huvudsak inte ansamlas i sediment om de sprids till vattenmiljön. PFAS är därför bättre att analysera i vatten- eller biotaprover. Men förekommer det en stor belastning av PFAS påträffas de i sediment. PFAS kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Siloxaner är kemiska föreningar som består av en kedja av kisel och syre. Kedjan kan vara rak, grenad eller cyklisk och till kiselatomerna kan väte eller olika typer av kolvätegrupper vara bundna (se figur för exempel på strukturformel). Siloxaner används i många olika produkter på grund av de är stabila för olika typer av nedbrytning eller extrema temperaturer, de används också som mjukgörare och ytaktiva ämnen. De sprids diffust från produkterna som de används i. De är fettlösliga och svårnedbrytbara och ansamlas i sediment när de sprids till vattenmiljön. Siloxaner kan påträffas i sediment vid olika typer av påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
Biociderna diuron och cybutryn, vars varunamn är Irgarol, har använts som ersättningsämne för TBT i båtbottenfärger efter att TBT reglerades. Diuron och cybutryn är biocider som hämmar fotosyntesen och därmed påväxten på båtbottenskrov. Biociderna frigörs från båtbottenfärgen för att förhindra påväxt vilket gör att biociderna sprids till vattenmiljön. Cybutryn har utifrån dess kemiska och fysikaliska egenskaper större förutsättningar att ansamlas i sediment än diuron, men de kan båda påträffas i sediment vid fritidsbåtshamnar, hamnar och fartygsleder. Eftersom båda har använts som biocider i andra produkter kan de påträffas även i vattenmiljön vid andra påverkanskällor (se tabell för information om vid vilka branscher ämnesgruppen kommer analyseras inom RUFS).
