Kohdetutkimukset ja tarkennettu laskennallinen RA: kemikaalitarkastelu

Malline:Encyclopedia ⇤--#(number):: . Ehdotan, että tämä sivu nimetään uudelleen: Kohdetutkimukset ja tarkennetun riskinarvioinnin kemikaalitarkastelu. --Jtuomist 07:31, 11 May 2011 (UTC) (type: truth; paradigms: science: attack)

ERA-vaiheen 1: Kohdetutkimukset ja tarkennetun riskinarvioinnin kemikaalitarkastelu

Kohdekohtaisessa tutkimuksessa selvitetään ovatko pilaantuminen ja haitta-aineiden pitoisuus riittävän suuria aiheuttamaan alueen eliöille tai muille ekologisille reseptoreille riskiä (ERA1, 2008). Tarkennettu arviointivaihe aloitetaan yleensä kohdealueen maastokäynnillä, jos kohteeseen ei ole tutustuttu aikaisemmin (YM 2007). Alussa olemassa olevaa tietoa hyödynnetään mahdollisimman paljon päätöksen teon tukena (EA 2003). Arvioinnista jätetään pois ne haitta-aineet, joista ei ole vaaraa arviointikohteille ja keskitytään niihin haitta-aineisiin tai tutkimuksen kohteena oleviin alueen osiin, jotka edellyttävät riskin tarkennettua tarkastelua.

ERA-vaiheen 1 eteneminen: Kohdekohtainen tutkimus ja kemikaaliriskien arviointi

5. Kohdetutkimuksen suunnittelu

Haitta-aineen pitoisuus on oltava mitattavissa tai arvioitavissa ja kemialliset ominaisuudet kuvailtavissa, jotta sen aiheuttama riski kohteelle voidaan arvioida. Myös kohteen mahdolliset suojelutavoitteet tarkastetaan.

Haitta-ainepitoisuuksien mittauksissa tulisi huomioida seuraavat tekijät (ERA 2b):

• Mahdolliset kulkeutumisreitit ja reseptorit
• Riittävät näytemäärät
• Kemikaalien määritysrajat
• Näytteenottopaikat, -syvyydet ja – menetelmät sekä näytteiden säilytys on oltava yleisesti vakiintuneiden käytäntöjen mukaisia tai kohteeseen soveltuvia
• Muut kohdekohtaista pitoisuustietoa (esim. biosaatavuutta) tarkentavat mittaukset (esim. pH, orgaaninen hiili, kationinvaihtokapasiteetti ja savipitoisuus)
• Tausta-alueeksi sopiva vertailualue. Vertailualueelta otetaan riittävä määrä maanäytteitä, joista tehdään samanlaiset analyysit kuin kohdealueen näytteille. Mahdollisten testieliöiden testaamisessa suositellaan käytettäväksi standardimenetelmiä. (EA 2003)

Kohdetutkimuksen toteutuksessa voi käyttää apuna mm. seuraavia julkaisuja tai linkkejä:

• Saastuneiden alueiden riskinarviointi – mitä, miksi, miten (Sorvari ja Assmuth, 1998)
• Pilaantuneen maaperän ekologinen riskinarviointi (J. Pellinen et al. 2007)
• Opas näytteenoton teknisten vaatimusten täyttämiseksi akkreditointia varten (FINAS S51/2000)
• Pintamaan näytteenotto maaperän ympäristötilan alueellista kartoitusta varten (FINAS).
• Näytteenotto polttoaineella pilaantuneesta maaperästä. (Björklöf et al., 2009)
• Guidance on the use of soil screening values in Ecological Risk Assessment (ERA 2b)
• Secondary model procedures for development of appropriate soil sampling strategies for land contamination, technical report P5-066/TR (EA 2000)
• Valtakunnallinen taustapitoisuusrekisteri (TAPIR).

Joissakin tapauksissa biotestit (esim. Microtox ®) saattavat tulla aiheellisiksi jo tässä vaiheessa haitta-ainevaikutusten arviointia. Tällöin apuna voi käyttää seuraavia julkaisuja:

• Guidance on the use of Bioassays in Ecological Risk Assessment (ERA 2c)
• Liukoisuus ja biotestit jätteiden kaatopaikkakelpoisuuden määrittämisessä: loppuraportti, SY202 (Vaajasaari et al. 1998)

6. Käsitteellisen kohdekohtaisen mallin tarkastelu

Käsitteellistä kohdekohtaista mallia parannetaan kohteesta saatujen havaintojen ja mittaustulosten pohjalta. Esimerkiksi alussa oletetun kulkeutumisreitin voidaan havaita muuttuneen merkityksettömäksi johtuen kohteessa esiintyvistä fyysisistä esteistä. Toisaalta havainnot ja mittaukset voivat tukea oletusta mahdollisten kulkeutumisreittien olemassaolosta, mikä on voitu havaita jo ennen (maa)näytteiden analysointia. Uusi tieto voi tuoda esille tai poissulkea käsitemallissa oletettuja haitta-aineen ja reseptorin välisiä yhteyksiä. Myös tiedon puutteellisuutta ja lisätiedontarvetta voi tulla esiin.

7. Selvitys haitta-aineiden (metallien) pitoisuustasoista

Maaperän haitta-aineen pitoisuutta verrataan aluksi annettuun kynnysarvoon ja lähialueen taustapitoisuuteen. Maaperän pilaantuneisuus arvioidaan, jos yhden tai useamman haitallisen aineen pitoisuus maaperässä ylittää PIMA-asetuksessa esitetyn kynnysarvon. Jos kohteen taustapitoisuus on kynnysarvoa korkeampi, arvioinnissa käytetään taustapitoisuutta. Mikäli kynnys- ja taustapitoisuudet ylittyvät, pitoisuuksia verrataan asetuksessa säädettyihin ohjearvoihin. (YM 2007) Pistemäiset päästölähteet, haitta-aineen epätasainen jakaantuminen ja mittauksiin liittyvät virheet voivat aiheuttaa epävarmuutta arvioon,kun haitta-ainepitoisuuksia verrataan kynnysarvoihin tai taustapitoisuuteen. Etenkin mittaustulosten ollessa lähellä kynnysarvoa, tulee epävarmuus ottaa huomioon. (Reinikainen, 2007)

Haitta-aineet, jotka ylittävät kynnysarvot, tulisi huomioida kriittisinä aineina, jotka vaativat tarkennettua arviointia(EA 2003, YM 2007). Todelliset, pilaantumisesta aiheutuvat riskit tulisi aina pyrkiä määrittämään tapauskohtaisesti, sillä kynnys- ja ohjearvot kuvaavat maaperän pilaantuneisuuden astetta ja pilaantumisesta mahdollisesti aiheutuvaa riskiä. Näiden avulla voidaan arvioida kohdekohtaisesti jatkotutkimusten tarvetta ja riskinhallintatoimien kiireellisyyttä. Kohdekohtaisen riskinarvioinnin perusteella määritetään kunnostuksen tavoitepitoisuudet. (A-M Pajukallio,2004 )

Maaperän kynnys- ja ohjearvot perustuvat haitta-aineiden maaperäpitoisuuksille määritettyihin viitearvoihin, jotka kuvaavat arvioituja suurimpia vaikutuksettomia pitoisuuksia (SVP) sekä hyväksyttäviä pitoisuuksia (SHP). (YM 2007) SVP vastaa pitoisuutta, joka on turvallinen 95%:lle ja haitallinen 5%:lle maaperäeliöistä tai prosesseista, kun taas SHP on pitoisuus, joka on turvallinen/haitallinen 50%:lle maaperäeliöistä tai prosesseista. Ympäristönsuojelun näkökulmasta pitoisuutta, joka aiheuttaa haittaa puolelle kohdealueen eliöistä tai prosesseista, ei voida pitää hyväksyttävänä (YM, 2007). Ekologisen viitearvon laskenta on perustunut tilastollisiin (pitkäaikaisten toksisuustestien NOEC-tulokset), arviointikertoimeen (NOEC-arvoja epävarmuuskertoimella) ja jakaantumiskertoimeen perustuvilla laskentatavoilla. Viitearvojen määrityksessä metalleille on huomioitu mineraaliaineksen luontaiset pitoisuudet ns. lisätyn riskin lähestymistavalla. Tällöin on oletettu, että eliöt sopeutuvat luontaisiin, kohonneisiin pitoisuuksiin, jotka eivät ole eliöille helposti saatavassa muodossa. Metallien osalta useimmat ekologiset viitearvot perustuvat maaperäeliötestien tuloksiin (RIVM-raportteihin) joko tilastollisesti tai arviointikertoimilla, poikkeuksena sinkki ja vanadiini, joiden viitearvot on määritetty vesieliötestien perusteella. Ekologisiin viitearvoihin liittyy epävarmuuksia. Metallien osalta ekotoksikologisen aineiston luotettavuus on hyvä tai kohtalainen lähes kaikilla, lukuun ottamatta nikkeliä, seleeniä ja vanadiinia. (Reinikainen, 2007)

Käytettäessä muita kuin maaperän kynnysarvoja, on tärkeää ymmärtää miten muut arvot on laskettu. Näiden arvojen laskemiseen käytettyjä lähtötietoja tulisi tarkastella kynnysarvojen lähtötietojen kanssa. Tietojen epäkohdat (mittaustiedon laatu) ja puutteet tulisi ymmärtää ja kirjata ylös. (ERA 2b)

Mikäli kemikaalin ekologiset vaikutukset eivät ole suoraan arvioitavissa, tehdään alustava altistumisen arviointi haitta-aineen vaarasuhteen (HQ) laskemista varten. Altistumisen arvioinnissa käytetään suurimpia todettuja haitta-ainepitoisuuksia ja tunnistettuja altistumisreittejä. Vaarasuhde lasketaan altistumisen eli ympäristön kokonaispitoisuuden ja toksisuustietojen perusteella HQ=EC(tot)/NOAEL tai altistumislähteen haitta-ainepitoisuuden ja vaikutuksettoman pitoisuuden perusteella, jolloin HQ=PEC/NOEC. Jälkimmäistä laskentakaavaa käytetään tyypillisesti vesiympäristöissä ja maaperäeliöiden tapauksessa. (Pellinen et. al 2007).

Jos vaarasuhde HQ>1, haitta-aineesta voi olla vaaraa ympäristön eliöille (Suter 2007). Käytännössä eliöiden sopeutuminen ja kyky välttää saastunutta ympäristöä ja ravintoa ovat kuitenkin haitta-aineen vaaraa lieventäviä tekijöitä. Pitoisuustietojen tai altistuslaskelmien perusteella määritetyt vaaraluvut (HQ- ja HI- arvojen) ovat vain suuntaa antavia ja yleensä yliarvioivat ekologisia vaikutuksia. Tämän vuoksi usein vasta tason HQ > 10 voidaan katsoa indikoivan merkittäviä ekologisia riskejä. Lisäksi on syytä huomioida todellisen populaatiotason riskin suuruus. (SYKE 2006)

Riskiluku (RCR, Risk Characterization Ratio), lasketaan PEC/PNEC-suhteen avulla (ECHA 2008), jossa PEC (Predicted Environment Concentration) on kemikaalin mitattu tai arvioitu ympäristöpitoisuus ja PNEC (Predicted No-Effect Concentration) puolestaan kemikaalin arvioitu vaikutukseton pitoisuus. PNEC on eliöiden toksisuustiedoista turvakertoimella tai lajien herkkyysjakaumalla (SSD) johdettu oletettu turvallinen pitoisuus kaikille eliöille ja eliöryhmille (ECHA,2008). Riskilukua voidaan käyttää potentiaalin riskin kuvaamiseen, kun taas kynnysarvovertailu pyrkii rajaamaan arvioinnista matalan ekologisen riskin kohteet. (SYKE 2006) PEC:PNEC-suhde määritetään kaikille aineille ja/tai haitta-aineseoksille. Jos RCR <1, eikä epäillä määrittämättömien haitta-aineiden myrkyllisyyttä, ERA-prosessi voidaan päättää tähän. Jos RCR ≥1 eli ekotoksikologiset riskit ovat mahdollisia tai haitta-aineseoksien esiintyminen kohteessa vaatii tarkempaa selvittelyä, siirrytään tarkennettuun arvioon vaiheeseen 2. (EA 2003)

Suomessa maaperän ekologisille vaikutuksille ei ole asetettu hyväksyttävää riskitasoa. Maaperän pilaantuneisuuden ja kunnostustarpeen määrittelyä koskevassa valtioneuvoston asetuksessa on kuitenkin ohjearvoja johdettaessa otettu huomioon suojelun taso. Asetuksen ekologisiin riskeihin perustuvat ohjearvot pohjautuvat pitoisuustasoihin, joissa joko 95 % tai 50 % maaperäeliöstöstä on arvioitu olevan turvassa. Suurempaa eli 50 %:n pitoisuustasoa sovellettaan lähinnä ekologisesti epäherkillä alueilla kuten teollisuusalueilla. (SYKE 2006) Riskiä voidaan kuvata kohteen mitattujen ja vertailukokeesta saatujen tuloksien vertailulla. Biotestien kriittiseksi rajaksi on ehdotettu yleisellä tasolla sovellettavaksi 20% muutosta mitattujen ja vertailunäytteiden välillä (Suter,2007 teoksessa Pellinen et al., 2007)

8. Kemikaalien saatavuus- ja biosaatavuustiedot ja niiden vertailu kynnysarvoihin

Mitattuja tai arvioituja metallien (bio)saatavassa muodossa olevia pitoisuuksia voidaan verrata kynnysarvoihin. Mikäli kohteesta on saatavilla maaperän metallien kokonaispitoisuustietoja, niistä voidaan arvioida laskennallisesti metallien (bio)saatavapitoisuus (ICMM, 2007). Metallien ja orgaanisten yhdisteiden kokonaispitoisuudet eivät yksistään vaikuta eliöihin ja kemikaalien muuntumiseen tai käyttäytymiseen ympäristössä. Maaperätekijät kuten pH, savipitoisuus, orgaanisen hiilen määrä, hapetus-pelkistysaste ja sähkönjohtokyky säätelevät haitta-aineen käyttäytymistä. Lisäksi on huomioitava, että eliöt voivat altistua saman aikaisesti eri stressitekijöille ja useille haitta-aineille eri altistumisreittejä pitkin. (ERA 2b)

Lisätietoa on saatavilla:

• Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet (Reinikainen, 2007)
• Guidance on the use of soil screening values in Ecological Risk Assessment (ERA 2b)
• MERAG Fact Sheet 6: Bioavailability (Soils), (ICMM, 2007)
• SOIL PNEC Calculator

Kemikaalin saatavapitoisuus (availability) määritellään maaperän tietyn haitta-aineen kokonaispitoisuudeksi, joka on tasapainossa huokosvedestä mitatun haitta-ainepitoisuuden kanssa. Maan tai sedimentin huokosveden kemikaalipitoisuuden oletetaan olevan paremmin reseptoreiden saatavissa kuin kokonaispitoisuuksien.(ERA 2b)

Haitta-aineen biosaatavapitoisuus on se osuus kokonaispitoisuudesta, jonka eliö voi ottaa elimistöönsä tai hyödyntää elintoiminnoissaan. Biosaatavapitoisuus on eliökohtainen eli jonkin haitta-aineen biosaatavapitoisuus vehnälle ei välttämättä ole biosaatavaa lierolle. Yhdisteiden biosaatavuuteen vaikuttaa sekä maan, veden tai sedimentin että itse kemikaalin ominaisuudet. Biosaatavan pitoisuus katsotaan olevan sen fraktion kokonaispitoisuudesta, joka ei ole sitoutuneena sedimenttien, veden tai maaperän orgaaniseen ainekseen tai savipartikkeleihin.(ERA 2b)

Suomessa metallien kynnys- ja ohjearvoissa on käytetty viitearvoja, joiden määrityksissä on otettu huomioon mineraaliaineksessa luontaisesti esiintyvät pitoisuudet. Useimpien metallien ekologiset viitearvot on määritetty maaperäeliötestien tuloksista. Maaperäaineiston suhteellisen suuresta määrästä johtuen lukuarvoja voidaan pitää suhteellisen luotettavina. Viitearvoja laskettaessa metallien jakaantumiskertoimet perustuvat pääosin maaperän ja huokosveden metallipitoisuuksien mittauksiin todellisissa kohteissa. Maaperän ominaisuuksia, kuten pH:n sekä orgaanisen ja hienoaineksen vaikutuksia ei ole huomioitu jakaantumiskertoimien arvoissa. (Reinikainen 2007)

9-10. ERA-prosessin eteneminen: Vaihe 2 tai lopetus ja riskin hallinta toimenpiteet

Jos on perusteltua epäillä, että haitta-aineella on vaikutusta ekologisiin reseptoreihin, edetään ERA-prosessin vaiheeseen 2 eli tarkennettuun määrälliseen riskinarvioon. Huonosti suunnitellut kunnostustoimenpiteet voivat aiheuttaa enemmän haittaa kuin hyötyä ekosysteemille. Kunnostusta suunniteltaessa on ymmärrettävä toimien vaikutukset ja pyrittävä lieventämään haitallisia vaikutuksia. Lisätietoa: “Guidance on the use of ecological surveys in Ecological Risk Assessment (ERA 2d)”.

Tässä vaiheessa on huomioitava, että haitta-aineen ja reseptorin välinen suhde voi olla moniselitteinen ja jossain tapauksissa pilaantuminen voi hyödyttää tiettyjä ekologisia yhteisöjä tai erityisen kiinnostuksen kohteena olevia lajeja.

Aiheeseen liittyviä julkaisuja tai sivuja

<mffilelist />

Takaisin ERA-prosessin sivulle.

• ERA-Vaihe 0: Alustavat tutkimukset ja käsitteellisen mallin luonti
• Vaihe 2: Tarkennettu mittaustietoihin perustuva RA: ekologinen ja biologinen
• Vaihe 3: Riskin luonnehdinta