EU:s vattendirektiv har tagits fram för att skapa en enhetlig förvaltning av alla medlemsländernas vatten, och även Norge har valt att följa denna strategi. Syftet är att ta hand om vattenresurserna så att även kommande generationer ska få tillgång till vatten av bra kvalitet i tillräcklig mängd. Vatten är en gemensam resurs som inte följer de gränser som människan har skapat. Floder rinner genom flera länder på sin väg ut till havet, och sjöar ingår i omfattande vattensystem. Även grundvattnet följer naturens gränser. Av denna anledning har EU delats in i 110 vattendistrikt, vilka avgränsas av hur vattendragen rinner utan hänsyn till administrativa gränser. För de ämnen som är klassade som prioriterade ämnen i Vattendirektivet finns det gränsvärden satta på EU-nivå, s.k. EQS-värden. Även om det finns vedertagna/föreslagna värden på EU-nivå, får länderna själva bevaka och sätta egna gränsvärden för ”särskilda förorenande ämnen”. Zink är ett sådant ämne i Sverige.

I den här studien [1] har ett antal forskare (Daniel Ragnvaldsson, Envix, Gunilla Herting, KTH, Anders Jönsson, AFRY och Inger Odnevall, KTH) undersökt hur de olika bedömningsgrunderna för zink är utformade och vilka riktvärden som finns för svenska kust- och flodmynningsvatten, samt hur väl dessa representerar möjliga ekologiska risker. De bedömningsmodeller som finns för zink är framtagna för sötvatten, och det har ifrågasatts om dessa modeller kan tillämpas även på bräckt- och saltvatten (marint vatten). För att studera detta närmare har beräkningar av biotillgänglighet och ekotoxicitet utförts för den bräckta vattenförekomsten Strömmen-Saltsjön i Stockholms innerstad.

EU:s vattendirektiv
Ramdirektivet föreskriver att alla EU:s vatten ska uppnå god kemisk och ekologisk status till år 2027, och omfattar metoder för bedömning och klassificering av vattenförekomster baserade på 7-åriga förvaltningsplaner. Både bedömningsmetoder och miljökvalitetsstandarder finns tillgängliga och det finns även en metod för att bedöma vattenkemins inverkan på vattenlevande organismers förmåga att ta upp metaller, den så kallade BLM-modellen.

För att övervaka och skydda vattenlevande organismer i enlighet med EU:s vattenpolicy ska medlemsländerna mäta den kemiska och ekologiska statusen för alla vattenförekomster, inklusive bräckt- och saltvatten. Förutsägelser om toxicitet för olika vatten av olika kemisk sammansättning kan göras med hjälp av BLM-modellen.

BLM-metoden – en bedömningsmodell
Med hjälp BLM-metoden (Biotic Ligand Model) går det att bedöma hur metaller som zink påverkar vattenorganismer som exempelvis fiskar, vattenloppor och alger. Effekter på till exempel fisk orsakas av att metalljoner tas upp i fiskens organ eller vävnader, vilket sker genom att de binder till en viss plats (biotisk ligand), vanligen till gälarna. Genom att ta hänsyn till vattnets hårdhet, pH, mängden partiklar, komplexbildare med mera, kan den koncentration av en specifik metall som kan bindas upp av vattenlevande organismer, dvs den biotillgängliga halten, beräknas beroende på vattentyp och metallens påverkan förutsägas.

Zink och biotillgänglighet
Zink är ett grundämne som naturligt förekommer i både jord, vatten och luft. Mängden zink på jordklotet är konstant vilket innebär att det varken kan bildas mer zink, eller att dess förekomst kan förstöras eller försvinna.
För att kunna bedöma ett ämnes förmåga att påverka miljön krävs att hänsyn tas till dess biotillgänglighet, vilket är ett mått på hur tillgängligt ett ämne, t.ex. zink, är för levande organismer. För livsnödvändiga (essentiella) metaller, som till exempel zink, måste vara i en biotillgänglig kemisk form för att växter, djur eller människa ska kunna ta upp dem. Zink i naturen har vanligtvis en låg biotillgänglighet då den har lätt att komplexbindas till svårlösliga föreningar och därmed inte är tillgängligt för levande organismer.

Den biotillgängliga halten kan uppskattas med hjälp av BLM-modellen. Numera finns en förenklad, användarvänlig variant, Bio-Met-verktyget, som är gratis att ladda ned från www.bio-met.net. Verktyget är baserat på BLM-modellen och rekommenderas av EU att användas till biotillgänglighetsbaserade bedömningar av metaller i sötvattensmiljöer. Verktyget betraktar rumsliga och tidsmässiga variationer i omgivande vattenkvalitet genom att använda lösta metallkoncentrationer och hårdhet (koncentration av upplöst Ca), pH och DOC (löst organiskt material) som ingångsparametrar, alla med relevans för att kunna förutsäga både akuta och kroniska effekter på vattenlevande organismer. Bio-Met är ett konservativt verktyg som baseras på evidensbaserad data och fallstudier. Metoden kan förutsäga effekter även på de mest känsliga vattenlevande arterna.

Syftet med studien
Syftet med studien var att utvärdera om generiska vattenkvalitetskriterier kan tillämpas på zink i dynamiska vattenmiljöer. Detta är relevant eftersom vattenkemin i flera svenska kustvattenförekomster ligger delvis (spatialt och/eller tidsmässigt) utanför validerade intervall för riskbedömningar utförda med hjälp av antingen BLM eller Bio-Met-modellerna. Det finns för närvarande ingen specifik modell som är anpassad till varierande salthaltsförhållanden i kustvattenförekomster. Detta är problematiskt eftersom ytvatten hos sådana blandningszoner under vissa perioder kan bestå av sötvatten, medan de djupare vatten har en allt högre salthalt.

Vattenförekomsten Strömmen-Saltsjön i centrala Stockholm har använts som fallstudie i detta arbete. Denna kustvattenförekomst valdes eftersom den enligt svenska myndigheter är klassad som marint vatten, trots att dess miljökemi visar på mycket låg salthalt (blandat färskt och salt vatten) och därigenom snarare motsvarar ett sötvatten.

Platsspecifika data
Kustvattenförekomsten Strömmen-Saltsjön i centrala Stockholm är en del av Östersjön, som har bräckt vatten. Den har en ytarea på 4 km2, ett djup varierande mellan 20 och 35 m och en volym på ca. 0,05 km3 [2]. Dess kustlinje består till stor del av kajer och stränder med konstgjorda skydd mot erosion. Det förekommer intensiv fartygstrafik i området med passagerarfärjor av varierande storlekar. Vattenförekomsten kännetecknas av inflödet av sötvatten från sjön Mälaren (1140 km2, medeldjup: 13 m) genom en mycket kort älv (Norrström) och två slussar (Hammarby och Söderström). Två utloppskanaler finns bredvid dessa slussar för att reglera sjönivån. Mälaren avskildes från Östersjön runt 1000 e.Kr. Dess inflöde är mycket säsongsbetonat med uttalade toppar under vinter och vår, och låga flöden under sommar och höst. Vattennivån är generellt sett högre än Östersjöns vatten (medelvärde på 0,68 m under 1990–2015), även om små motsatta flöden kan förekomma i sällsynta fall.

På grund av inflödet av sötvatten från Mälaren har vattenförekomsten Strömmen-Saltsjön tydliga säsongsvariationer i salthalt. Detta observeras med PSU (Practical Salinity Unit, ppt) nivåer på ytan mellan 0 under sommaren och 4 under hösten, medan den praktiska salthalten är stabil i bottenvattnet (4–5 PSU) [3]. Detta resulterar i en stabil skiktning av vattenpelaren under perioden mellan januari och juli, med en skillnad i salthalt på cirka 2 PSU mellan yt- o bottenvattnet. Under hösten blir vattenpelaren blandad och skiktningen försvinner.
Under 2017 släpptes 3124 kg zink ut från reningsverken Henriksdal och Bromma till Strömmen-Saltsjön [3]. Dessa siffror är små jämfört med den årliga naturliga (via mineralerosion) tillförseln av zink (7 500 000 till 77 000 000 kg) från Mälaren till Strömmen-Saltsjön [4,5]. Det finns även utlopp av vatten direkt till Strömmen-Saltsjön utan passage via reningsverken. Dessa obehandlade vattenflöden härrör från dagvatten från naturliga ytor som gator och tak, och beräknas årligen bidra med cirka 500 kg Zn [5].

Klassificering av kustvatten
De svenska myndigheterna rekommenderar att statusklassificeringar av sötvatten bör utföras med hjälp av Bio-Met-verktyget [6]. Verktyget tillämpar en bedömningsfaktor på 1 (AF1) i vattenkvalitetskriterierna för att beräkna lokala miljökvalitetsnormer (EQS). Sverige har angett att EQS-värdet ska baseras på biotillgängliga koncentrationer, men med en säkerhetsfaktor på 2 (AF2) för zink [7].

Kvalitetskriteriet för zink på Europanivå är baserat på det marina PNEC-värdet (Predicted No Effect Concentration) och det lägsta NOEC-värdet (No Effect Concentration) 10 µg/L, i EU:s riskbedömningsrapport för zink [8,9]. Dessa PNEC- och NOEC-värden har härletts från stora datamängder av högsta validitet och kvalitet, i förhållande till tillgängliga ekotoxikologiska referensdatabaser. Marina mesokosmstudier utförda för zink [10] där den naturliga miljön studeras under kontrollerade laboratorieförhållanden visar på en stark korrelation med verkliga förhållanden och verifierar och stödjer uppsatta PNEC- och NOEC-värden.

Det finns dock inget marint PNEC-värde i riskbedömningsrapporten, dvs ett PNEC-värde för saltvatten [9]. Däremot finns det ett generiskt PNEC-värde på 7,8 µg/L (med en säkerhetsfaktor AF2) för sötvatten med en vattenhårdhet som överstiger 24 mg CaCO3/L, som skulle kunna användas i vissa lokala marina bedömningar. Ett annat förslag på marint PNEC för zink är 6,1 µg/L. Detta värde har tagits fram med hjälp av statistiska extrapolation från artkänslighetsfördelningar 11 av relevans för svenska betingelser.

Omgivande bakgrundskoncentrationer bör beaktas för zink i både sötvatten och marint vatten innan en överensstämmelsekontroll och statusklassificering utförs. Vattenmyndigheterna i Sverige har satt det marina EQS-värdet för zink på västkusten till 3,4 µg/L, medan Östersjön har fått ett mycket lågt värde, 1,1 µg/L. Myndigheten motiverar detta med att vattenlivet i det bräckta Östersjövattnet är extra känsligt. Jämfört med den föreslagna PNECadd på 6,1 µg/L [11], motsvarar detta säkerhetsfaktorer på AF1.8 respektive AF5.5. Jämfört med den marina NOEC-värdet på zink som accepteras på EU-nivå, 10 µg/L [9], motsvarar det AF3 för västkusten och AF9 för östkusten/Östersjön.

De stora skillnaderna mellan olika föreslagna EQS-värden, och problematiken som det innebär att vara överkonservativ, innebär att det är av intresse att utvärdera om det skulle vara möjligt att tillämpa Bio-Met-verktyget, som är utvecklat för sötvatten, även på bräckt vatten.

Slutsatser
Enligt EU:s vattendirektiv ska alla vatten inom EU ha god kemisk och ekologisk status till 2027. Svenska vattenmyndigheter tar hänsyn till biotillgänglighet och bakgrundshalter då olika sötvatten i Sverige ska bedömas, och det gränsvärde (EQS-värde) man valt att använda sig av innebär att det sällan överskrids, trots att Sverige har en säkerhetsfaktor av AF2, jämfört med de värden som EU rekommenderar. Däremot finns ingen hittills utvärderad beräkningsmodell (BLM) för salt eller bräckt vatten. Av denna anledning tillämpas ett mycket lågt EQS-värde för Östersjön, med en säkerhetsfaktor AF6 respektive AF9, beroende på vad man jämför med. Detta försvårar möjligheterna att uppnå god status.

Denna studie har visat följande:

• Det är möjligt att förbättra den ekologiska statusklassificeringen genom att göra mer lokalt anpassa- de bedömningar av effekten av zink i bräckt vatten med låg salthalt, genom att använda Bio-Met- verktyget framtaget för sötvatten även på bräckta vatten.

• Lämpliga bedömningsgrunder för sötvatten kontra marina vatten ska väljas beroende på vattnets egenskaper, snarare än geografiskt läge.

• Där metallvariationerna är stora, särskilt i sediment, är det mer meningsfullt att övervaka organismer- nas vitalitet och reproduktion.

• Bakgrundskoncentrationer och acklimatisering är viktiga aspekter att ta hänsyn till för en metall som zink, som är naturligt förekommande och ett väsentligt näringsämne för organismer.

• Alltför konservativa kriterier och brister i bedömningen av hur metaller tas upp av organismer kom- mer att göra riskbedömningar mindre tillförlitliga. Detta resulterar i högre administrativa kostnader och svårigheter för samhället att möta kraven på vattenkvaliteten, samtidigt som förbättringen av mil- jöns verkliga status uteblir.

Utvalda referenser:
[1] Ragnvaldsson, D., Herting, G., Jönsson, A., Odnevall, I. Applying generic water quality criteria to Cu and Zn in a dynamic aquatic environment – the case of the brackish water formation Strömmen-Saltsjön, Water, Special Issue “Ecosystems of Inland Saline Waters”, 2022, 14(6), 847, https://doi.org/10.3390/w14060847
[2] Jönsson, A.; Lindström, M.; Carman, R.; Mörth, C.-M.; Meili, M.; Gustafsson, Ö. Evaluation of the Stockholm archipelago sediments, northwestern Baltic Sea proper, as a trap for freshwater runoff organic carbon. J. Mar. Syst. 2005, 56, 167–178
[3] Lücke, J. Undersökningar i Stockholms skärgård 2018. Vattenkemi, Plankton och Bottenfauna; Stockholm Vatten och Avfall:Stockholm, Sweden, 2019
[4] Lindström, M.; Jonsson, A.; Brolin, A.A.; Håkanson, L. Heavy metal sediment load from the city of Stockholm. Water Air Soil Pollut. Focus 2001, 1, 103–118
[5] Jönsson, A. Ni, Cu, Zn, Cd and Pb in Sediments in the City centre of Stockholm, Sweden Origins, Deposition Rates and Bioavailability; IVL Report B2013; IVL Swedish Environmental Research Institute: Stockholm, Sweden, 2011.
[6] Havs- och Vattenmyndigheten. Miljögifter i Vatten—Klassificering av Ytvattenstatus; Vägledning för Tillämpning av HVMFS; Swedish Agency for Marine and Water Management: Gothenburg, Sweden, 2013.
[7] Havs- och Vattenmyndigheten. Havs- och Vattenmyndighetens Föreskrifter om Klassificering och Miljökvalitetsnormer Avseende Ytvatten; HVMFS; Swedish Agency for Marine and Water Management: Gothenburg, Sweden, 2019.
[8] European Copper Institute Voluntary Risk Assessment Report (VRAR) for Copper and Copper Compound Submitted to ECHA Based on Industry Initiative to Follow the Risk Assessment Procedures of Existing Substance Regulation (EEC) No 793/93.
Available online: https://echa.europa.eu/copper-voluntary-risk-assessment-reports
[9] European Union Risk Assessment Report – Zinc Metal. Available online: http://echa.europa.eu/documents/10162/d7248de0-eb5b-4a9b-83b9-042c4fd66998
[10] Foekema, E.M.; Kramer, K.J.M.; Kaag, N.H.B.M.; Sneekes, A.C.; Bierman, S.; Hoornsman, G.; Koelemij, E. Determination of the Biological Effects and Fate of Dissolved Zinc in Outdoor Marine Mesocosms; C108/12; Institute for Marine Resources & Ecosystem
Studies: Yerseke, The Netherlands, 2012
[11] Bodar, C.W.M. Environmental Risk Limits for Zinc; National Institute for Public Health and the Environment: Bilthoven, The Netherlands, 2007; Available online: https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/601782004.pdf