busch.jpg

Tekst, illustrasjon og foto: biolog Solveig Ravnum, Økokrim

Et utslipp som overskrider grenseverdiene, anses som skadelig for organismene i miljøet. Prøver kan tas av både luft, vann, sediment, jord, støv og organismer, og deretter måles og analyseres nivåene av de forurensende stoff­ene i de ulike prøvene. Det finnes standardiserte og akkrediterte metoder for både prøvetaking og analyser som bør følges (Standard Norge og Norsk Akkreditering).1–2

Man begynner enklest mulig med prøvene som haster mest; det vil si at man tar vannprøver eller luftprøver dersom man er heldig og ankommer i en tidlig fase av utslippet. Ved tidlig prøvetaking kan man få en rask og god oppfatning av innholdet i utslippet. Lokale vannlaboratorier i de fleste kommunene kan raskt utføre mange av de viktigste analysene, for eksempel av metaller og oljer, men også av næringssalter og patogene mikroorganismer fra landbruk eller kloakk. Laboratoriene låner ut to-liters vannflasker slik at man raskt får tatt de nødvendige prøvene. Mistenker man andre kjemikalier som ikke kan analyseres av det lokale vannlaboratoriet, for eksempel nyere kjemikalier som bromerte flammehemmere eller fluorerte stoffer, må man kontakte spesiallaboratorier som for eksempel Norsk institutt for luftforskning (NILU) på Kjeller i Akershus.

Når man har fått en oversikt over hvilken type forurensende stoffer utslippet dreier seg om, kan man gå videre og analysere langvarige miljøeffekter i andre komponenter i miljøet. Man kan ta sedimentprøver i en bekk eller i en innsjø dersom giftig utslipp har blitt målt i de første vannanalysene, for å se om man finner igjen de samme stoffene, og om de overskrider grenseverdiene (vannforskriften 2006)3. Man kan ta jordprøver der utslippet mistenkes å ha forurenset grunnen (SFT 2009)4. Man kan ta støvprøver der man tror at giftig nedfall har funnet sted etter en kraftig brann og forurenset matprodukter som dyrkes utendørs. Man kan ta prøver av organismer i vann og på land og måle nivåer eller effekter av forurensningen i disse (vannforskriften 2006 og Vannportalen 2013).3/5 Nivået av giftene i organismen kan måles ved analyser av vev eller blod. Effekter kan måles ved telling av individer ved akutt toksisitet og høy dødelighet som ofte årsakes av høye doser tungmetaller. Man kan også måle ikke-dødelige effekter, såkalte langtidseffekter, for eksempel endret adferd eller endret reproduksjon som ofte oppstår ved lavere doser av gifter eller av såkalte persistente, bioakkumulerende og toksiske kjemikalier (PBT). PBT-kjemikaliene består av tungmetaller som kadmium, bly og kvikksølv, samt organiske miljøgifter som PCB, PAH, flammehemmere, dioksiner og furaner.

Fastsettelse av hvor mye miljøet tåler

Grenseverdier

For å fastsette grenseverdier for ulike miljøgifter må man teste hvilken mengde organismene i ulike miljøer tåler av en gitt kjemikalie. Resultatene samles i ulike databaser, for eksempel ECOTOX er en oversikt over toksiske effekter av kjemikalier målt hos dyr både på land og i vann.6 Disse dataene brukes til å utlede grenseverdier for både forurenset vannmiljø og forurenset grunn (vannforskriften 2006 og SFT 2009).3–4 Grenseverdier for mennesker utarbeides av både Folkehelseinstituttet og Arbeidstilsynet, for eksempel for luft,7–8 og baseres på data fra databaser som RTECS eller TOXNET.9–10

Vannforskriften

Forurenset vannmiljø er spesielt viktig i forurensningssaker, siden spredningsfaren er så stor. Hver liten bekk er alltid i kontakt med et større vassdrag for til slutt å renne ut i kystvann. EUs vanndirektiv har bestemt at vannforekomster skal forvaltes etter de samme prinsippene i hele Europa (EC 2013).11

I det norske lovverket omfattes dette av vannforskriften og gjelder både kystvann, ferskvann og grunnvann (vannforskriften 2006).3 Det finnes to veiledere for vurdering av vannforekomster som omhandler både prøvetaking og grenseverdier (Vannportalen 2013 og Miljødirektoratet 2014).5/12 De laveste nivåene av en kjemikalie hvor ingen toksisk effekt er målt på vannlevende organismer (NOEC = no observed effect concentration), blir brukt for å sette grenseverdiene i ulike miljøer i vann (EQS = Environmental Quality Standards). Dette finnes beskrevet i to veiledere utarbeidet av EU i 2003 og 2013.11/13 Tilstanden i en vannforekomst defineres av både den kjemiske og den økologiske tilstanden (Vannportalen 2013)5. Den kjemiske tilstanden kontrolleres ved direkte måling av kjemikalier i vann, sedimenter, blåskjell og fisk. Den økologiske tilstanden kontrolleres ved måling av ulike biologiske kvalitetselementer (BQE = Biological Quality Element), dvs. måling av ulike effekter på organismer, for eksempel antallet av en art eller antallet ulike arter. I elver brukes hovedsakelig bunndyr, fisk og påvekstalger, mens i en innsjø ser man på sammensetningen av ulike plankton.

Biologisk prøvetaking

Når akuttfaseprøver som vannprøver og luftprøver er ferdig analysert, kan det vise seg at utslippet er såpass omfattende at eventuelle langtidseffekter bør undersøkes ved biologisk prøvetaking av organismer, sedimentprøver, jordprøver eller støvprøver. Her følger en oversikt over noen metoder innen biologisk prøvetaking som kan benyttes i forurensningssaker i elver, i innsjøer, i kystvann og på land.

Bunndyr i ferskvann lever på eller i bunnen av innsjøer, bekker og elver. Dette er ryggradsløse dyr (evertebrater) av typen insekter, mark, snegl, igler, krepsdyr og muslinger, og de utgjør en viktig næringskilde for fugler, fisker og voksne insekter. Artssammensetningen og mengden av bunndyr avspeiler både det biologiske mangfoldet og den økologiske tilstanden i et ferskvannssystem over tid, og benyttes derfor ofte til å karakterisere hvor sterkt økosystemet er påvirket av forurensning, som et biologisk kvalitetselement (Vannportalen 2013 og Ravnum 2012).5 og 14 En fattig artssammensetning er et veldig sårbart økosystem.

Prøvetakingen av bunndyr gjøres i henhold til Norsk Stand

Bunndyrprøver i elver

Bunndyr i ferskvann lever på eller i bunnen av innsjøer, bekker og elver. Dette er ryggradsløse dyr (evertebrater) av typen insekter, mark, snegl, igler, krepsdyr og muslinger, og de utgjør en viktig næringskilde for fugler, fisker og voksne insekter. Artssammensetningen og mengden av bunndyr avspeiler både det biologiske mangfoldet og den økologiske tilstanden i et ferskvannssystem over tid, og benyttes derfor ofte til å karakterisere hvor sterkt økosystemet er påvirket av forurensning, som et biologisk kvalitetselement (Vannportalen 2013 og Ravnum 2012).5 og 14 En fattig artssammensetning er et veldig sårbart økosystem.

Prøvetakingen av bunndyr gjøres i henhold til Norsk Standard NS-EN ISO 10870:2012: «Veiledning i valg av prøvetakingsmetoder i ferskvann» (Standard Norge og Vannportalen 2013).1 og 5 Denne «sparkemetoden» går ut på å sparke i elvebunnsubstratet og fange opp bunndyr med en finmasket håv. Antall ulike arter og antall av hver art telles deretter opp med lupe (se bilde 1). Noen bunndyrarter, for eksempel børstemark, er mer forurensningstolerante enn andre, mens steinfluelarver er mer følsomme. En «ASPT-indeks» regnes ut og illustrerer graden av forurensing og den øko­logiske tilstanden. ASPT-indeksen ligger mellom 1 og 10, der 6 er «god», og dette representerer et minimum tilstandsmål for alle vassdrag, se Tabell 1. Den målte ASPT-indeksen deles med en ASPT referanseverdi (som er satt til 6,9 for alle norske vanntyper), man får da en «EQR»-verdi som normaliseres til en «N-EQR»-verdi. «N-EQR»-verdier fordeles i fem ulike tilstandsklasser som graderes mellom 0 og 1, og det kreves minimum tilstandsklassen «god», det vil si 0,6, for at vannforekomsten skal godkjennes, se Tabell 2 (Vannportalen 2013).5 Trond Bremnes fra Åge Brabrands forskningsgruppe ved Laboratorium for ferskvannsøkologi og innlandsfiske (LFI) ved Universitetet i Oslo kan anbefales til utføring av prøvetaking og analyse av bunndyr.

Fiskeprøver i elver

Fisk er et biologisk kvalitetselement som er mye brukt til å klassifisere økologisk tilstand i vannforekomster (Vannportalen 2013)5. I Norge brukes en referansetilstand fra før 1900, altså tilnærmet upåvirket av mennesker. Det finnes lokalspesifikke referansetilstander pga. store naturlige variasjoner mellom fiskebestandene i Norge. Måleindeksen artsdiversitet kan ofte ikke brukes, siden Norge har en artsfattig fauna i ferskvann. Måleindeksen mengden fisk per målestasjon brukes derfor i stedet. En annen måleindeks er bestandsstruktur per målestasjon og består av parametere som lengde- og aldersfordeling samt økologiske former. Ørretbestander er ofte jevnt rekruttert og egner seg godt til å klassifisere den økologiske tilstanden. Antall fisk per aldersgruppe avtar vanligvis med økende alder grunnet naturlig dødelighet. Dermed vil manglende fisk i noen aldersgrupper i en ørretbestand være en god grunn til flere undersøkelser for å kartlegge mulige menneskeskapte årsaker (Vannportalen 2013).5

Prøvetaking av fisk gjøres med elektrofiskemetoden i henhold til Norsk Standard NS_EN 14011 (Standard Norge og Vannportalen 2013).1/5 Fisken bedøves en stund, fanges inn, telles, måles og artsbestemmes (Bilde 2). Man tar minimum én prøve oppstrøms, en rett ved utslippet og gjerne flere prøver nedstrøms. Ofte ses effekter av sterkt forurenset rennende vann flere kilometer fra utslippet. Henning Pavels fra Åge Brabrands forskningsgruppe ved Laboratorium for ferskvannsøkologi og innlandsfiske (LFI) ved Universitetet i Oslo kan anbefales også til utføring av prøvetaking med elektrofiskemetoden.

Planktonprøver i innsjø

Plankton er en god og lettmålt indikator på økologisk tilstand i en innsjø. Økt næringstilførsel i en innsjø, med økt tilførsel særlig av fosfor fra jordbruk eller kloakk, gir mer planteplankton. Nivået planteplankton korrelerer med nivået av fosfor. Derfor brukes mengden av proteinet klorofyll, som finnes i store mengder i planteplankton, som en måleindeks for å definere graden av næringstilførsel/eutrofiering i en innsjø (Vannportalen 2013 og Hessen 2006).5/15 En annen måleindeks er artssammensetningen av ulike planteplankton (PTI = Planteplankton Trofisk Indeks), ved veldig høye nivåer av fosfor overtar blågrønnalgene helt (Vannportalen 2013).5 Sammensetningen av dyreplankton kan også studeres: Større dyreplankton som vannlopper dominerer ved lave nivåer av fosfor, mens mindre dyreplankton som hjuldyr og hoppekreps tar over ved litt høyere fosformengder. Sammensetningen av fisk sier også mye om tilstanden i en innsjø: Planktonspisende fisk dominerer ved høye fosfornivåer og rovfisk er fraværende.

Blåskjellprøver i kystvann

Den kjemiske tilstanden til kystvann kan fastsettes ved å måle den totale mengden kjemikalier i blåskjell, fisk eller snegler og sammenlikne med grenseverdiene (Vannportalen 2013 og Miljødirektoratet 2014).5/12 Blåskjell brukes spesielt ofte, siden de raskt tar opp eventuelle forurensninger, både for måling ved akuttutslipp, men også ved kontinuerlig overvåkning av tilstanden langs kysten. Bløtdelene analyseres for mengden kjemikalier (Molvær 1997).16

Blodprøver av mennesker

Noen miljøgifter kan lagres i fettvev og blod i mennesker og gi langtidseffekter, derfor kan blodprøver tas av eksponerte individer og sammenliknes med prøver fra ikke-eksponerte individer. Dette gjelder særlig PBT-kjemikalier som er persistente, bioakkumulerende og toksiske, oftest ulike tungmetaller og organiske miljøgifter. Det kan være spesielt aktuelt med blodprøvetaking ved akutt eksponering via luft, for eksempel ved utslipp av giftig gass eller røyk. Prøvene kan analyseres med akkrediterte metoder på Miljøtokslabben ved Norges miljø- og biovitenskapelige universitet, NMBU, av Vidar Berg og Jan Lyche.

Biomonitorering av marine økosystemer

Marine organismer på toppen av næringskjeden kan få en opphopning av PBT-kjemikalier i fettvev og blod. Overvåkning ved såkalt biomonitorering gjøres ved måling av den totale konsentrasjonen kjemikalier i fettvev og blod hos både sel og sjøfugl (Kannan 2004 og Hario 2004).17/18 Biomarkører kan også måles, dette er utvalgte enzymer og proteiner som reagerer på fremmedstoffer. For eksempel monooksygenasen CYP1A som er følsom for organiske miljøgifter, metallotionein som binder tungmetaller og acetylkolinesterase som reagerer på pesticider (Addison 1996).19

Biomonitorering av økosystemer på land

Organismer på land blir brukt til overvåkning av tilstand og spredning av miljøgifter fra kjente forurensende kilder. Den totale mengden miljøgifter i meitemark, spissmus og muldvarp måles og sammenliknes med upåvirkede referanser (Callahan 1991 og Walton 1986).20/21

Referanser
  1. Standard Norge, www.standard.no
  2. Norsk Akkreditering, www.akkreditert.no
  3. Vannforskriften (2006) – Forskrift om rammer for vannforvaltningen: http://www.vannportalen.no/nyheter/2016/jan---mar/revisjon-av-klassifiseringsveilederen-fra-2013/
  4. SFT (2009) Helsebaserte tilstandsklasser forurenset grunn (TA- /2009).
  5. Vannportalen (2013), Klassifisering av miljøtilstand i vann, Veileder 02:2013
  6. ECOTOX database: http://cfpub.epa.gov/ecotox/
  7. Folkehelseinsituttet (2015) http://www.fhi.no/tema/luftforurensning/luftkvalitetskriterier
  8. Arbeidstilsynet (2011-2015) Forskrift om Tiltaks- og grenseverdier, Forskrift, best.nr. 704,
    http://www.arbeidstilsynet.no/binfil/download2.php?tid=237714
  9. RTECS database: http://ccinfoweb.ccohs.ca/rtecs/search.html
  10. TOXNET database: http://toxnet.nlm.nih.gov
  11. EC (2013) Directive2013/39/EC of the European Parliament and of the Council of 12 August 2013 amending Directives 2000/60/EC and 2008/105/EC as regards priority substances in the field of water policy, http://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?uri=celex:32013L0039
  12. Miljødirektoratet (2014) Kvalitetssikring av miljøkvalitetsstandarder, M241/2014,
  13. EC (2003) Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of commission directive 93/67 on risk assessment for new notified substances, commission regulation (EC) no 1488/94 on risk assessment for existing substances and Directive 98/8/EC of the Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on the market, ISBN 92-827-8011-2,https://echa.europa.eu/documents/10162/16960216/tgdpart2_2ed_en.pdf
  14. Ravnum, S. (2012) Bunndyr – en sunnhetsindikator for våre vassdrag,
  15. Hessen, D. O. (2006) Nutrient Enrichment and Planctonic Biomass Ratios in Lakes, Ecosystems, 9, 1-13, 2006.
  16. Molvær, J. et al., (1997). Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Veiledning. SFT-rapport TA-1467/1997. 36 s.
  17. Kannan, K. (2004). Organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in Californian sea lions. Environmental Pollution 131, 425-434.
  18. Hario, M. et al., (2004). Organochlorine concentrations in diseased vs. healthy gull chicks from the northern Baltic. Environmental Pollution 127, 411-423.
  19. Addison, R. F. (1996). The use of biological effects monitoring in studies of marine pollution. Environmental Reviews 4, 225-237.
  20. Callahan, C. A. et al., (1991). On-site methods for assessing chemical impact on the soil environment using earthworms: a case study at he Baird and McGuire superfund site. Environmental Toxicology and Chemistry 10, 817-826.
  21. Walton, K. C. (1986). Fluoride in moles, shrews and earthworms near an aluminum reduction plant. Environmental Pollution 42A, 361-371.

Les også artikkelen om bevissikring og prøvetaking i forurensningssaker av Vivian M. Fredenborg i dette nummeret.