RAPPORT Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter

Transkript

1 74/2013 RAPPORT Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter

2 Forord Miljødirektoratet ønsket å lage en eksempelsamling for tiltaksorientert overvåking for industribedrifter som er tilpasset kravene i vannforskriften. Denne eksempelsamlingen er en revisjon og utvidelse av en rapport fra Eksempelsamlingen tar for seg hvordan ulike industribedrifter kan legge opp en tiltaksorientert overvåking for sin bedrift. Fra NIVAs side har følgende personer bidratt til eksempelsamlingen: Sissel Ranneklev, Norman Green, Tor Erik Eriksen, Are Pedersen, Anne Lyche Solheim og Merete Grung. Sistnevnte har vært prosjektleder. Kontaktperson fra Miljødirektoratet har vært Anne Christine Meaas. Eli Mathisen og Bente Sleire har også bidratt til rapporten. Vi takker for godt samarbeid. Oslo, desember 2013 Merete Grung Forsker, NIVA 1

3 Innhold Forord 1 Innhold 2 1. Innledning Vanndirektivet og statusvurderinger Økologisk tilstand Biologiske kvalitetselementer Fysisk-kjemiske kvalitetselementer for beregning av økologisk tilstand Kjemisk tilstand Samlet vurdering av økologisk og kjemisk tilstand i vannforekomster Ekspertvurdering Unntak fra direktivets miljøkrav 9 2. Tiltaksorientert overvåking Kunnskapsinnhenting Grunnlag for å beregne påvirkning Valg av kvalitetselementer Biologiske kvalitetselementer Fysisk-kjemiske støtteparametere Hydromorfologiske støtteparametere Valg av stasjoner Tidsrom/tidspunkt Innblandingssoner hvor EQS kan overskrides Industrieksempler Treforedlingsindustrien Beskrivelse av bransjen Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning Eksempel på overvåkingsprogram elv/innsjø Eksempel på overvåkingsprogram kystvann Aluminiumsindustri Beskrivelse av bransjen Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning Eksempel på overvåkingsprogram Annen elektrometallurgisk industri Beskrivelse av bransjen Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning Tekstilindustri 28 2

4 3.4.1 Beskrivelse av bransjen Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning Eksempel på overvåkingsprogram elv og innsjø Eksempel på overvåkingsprogram - kystvann Behandlingsanlegg for farlig avfall Beskrivelse av bransjen Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåking Eksempel på overvåkingsprogram elv/innsjø Eksempel på overvåkingsprogram kystvann Referanser 39 Vedlegg: Vedlegg A. EUs prioriterte stoffer (november 2013) 41 Vedlegg B. Anbefalt matriks for analyse av noen miljøgifter 44 Vedlegg C. Forkortelser brukt i rapporten 45 3

5 1. Innledning 1.1 Vanndirektivet og statusvurderinger Som EØS-medlem er Norge forpliktet til å legge EUs rammedirektiv for vann, heretter kalt vanndirektivet [1], til grunn for vannforvaltningen. Direktivet ble vedtatt av EU i 2000 og i 2007 av Norge. Det er utarbeidet en forskrift: FOR NR 1466 (heretter kalt «vannforskriften», [2]) som gir føringer for hvordan vanndirektivet skal gjennomføres i Norge. Mye informasjon om vanndirektivet kan finnes på Vannportalen ( Det overordnede målet i vannforskriften/vanndirektivet er å oppnå såkalt god vanntilstand for overflatevann 1 og grunnvann. For overflatevann er god vanntilstand definert som «god økologisk tilstand» (Good Ecological Status - GES) og «god kjemisk tilstand». For grunnvann er god vanntilstand definert som «god kjemisk tilstand» og «god kvantitativ tilstand». GES er definert som en tilstand med små avvik fra naturtilstand. Økologisk tilstand skal fastsettes ut fra data som omfatter ett eller flere biologiske kvalitetselementer (dvs. organismegrupper som planteplankton, vannplanter, begroingsalger, makroalger, bunnfauna og fisk), og relevante fysisk-kjemiske og hydromorfologiske kvalitetselementer (også kalt støtteparametere). De fysisk-kjemiske støtteparameterne omfatter både generelle vannkvalitetsparametere, som f.eks. fosfor, nitrogen, BOF, oksygen, ph etc. og vannregionspesifikke stoffer (miljøgifter, tidligere kalt nasjonalt prioriterte stoffer). Kjemisk tilstand skal fastsettes kun ut fra data om utvalgte prioriterte miljøgifter, der grenseverdien for god tilstand er satt for hver av disse miljøgiftene, og er felles for hele EU og for alle EØS-land. For stoffer har EU gitt grenseverdier for vannfasen, og for noen stoffer også i biota. Medlemslandene kan selv sette grenseverdier for disse stoffene i sediment og i biota for de som mangler (etter en teknisk veileder som EU har gitt ut) [3]. Norge er delt i 16 vannregioner fordelt på 11 ansvarlige vannregionmyndigheter som etter vannforskriften er ansvarlig for implementeringen innen regionen. Hver vannregion består av en rekke vannområder (nedbørfelt med tilhørende kystområde), som gir faglige innspill til karakterisering av påvirkninger, tilstand og risiko i alle vannforekomstene 2 innen sitt vannområde. Vannregionmyndigheten har ansvar for at tiltaksorientertovervåking blir utarbeidet i samsvar med de krav som stilles i vannforskriften [4] for de vannforekomster som ikke er i god eller særdeles god tilstand. De er også ansvarlige for problemkartlegging som skal iverksettes ved uforutsette hendelser eller der det er ukjent årsak til at man ikke har god tilstand [5]. Industriens myndighetspålagte overvåking vil utgjøre en stor del av den tiltaksorienterte overvåkingen. Miljødirektoratet har gitt embetsoppdrag til Fylkesmennene om at de skal være utførende for det faglige arbeidet med å sette sammen overvåkingsprogrammet for "sine" vannområder, og rapporterer slik sett til vannregionmyndighetene. Sammen med basisovervåkingen, som sentrale myndigheter er ansvarlige for, utgjør den tiltaksorienterte overvåkingen og problemkartleggingen et regionalt overvåkingsprogram for hver av de 11 vannregionene. For alle vannforekomster som ikke er i god eller bedre tilstand må det utarbeides tiltak for å redusere påvirkningene slik at miljømålet om god tilstand kan nås innen 2021 (Figur 1.1). Alt arbeidet skal inngå i en forvaltningsplan som rulleres hvert sjette år. 1 «Overflatevann» er definert som «Kystvann, brakkvann og ferskvann (elver og innsjøer), unntatt grunnvann» ([2], 3). ([2], Vedlegg V). 2 En avgrenset og betydelig mengde av overflatevann, som for eksempel innsjø, magasin, elv, bekk, kanal, fjord eller kyststrekning, eller deler av disse, eller en avgrenset mengde grunnvann innenfor en eller flere akviferer ([2], 3). En vannforekomst skal være homogen mht. vanntype, påvirkninger og tilstand. 4

6 Figur 1.1 Vanndirektivets klassifisering og karakterisering (basert på [5], figur 3-3). 1.2 Økologisk tilstand Fremgangsmåten i klassifisering av vannforekomst er beskrevet i klassifiseringsveilederen [6] 3. (Klassifiseringsveilederen det er referert til er fra 2009, men en revidert utgave vil utgis med det første, og inneholder oppdatert informasjon. Noe av informasjonen i denne rapporten er hentet fra den nye veilederen (klassifiseringsveileder 02:2013) Økologisk tilstand i en vannforekomst klassifiseres ut fra tre sett med kvalitetselementer (se tabell 3.2 i veileder 01, [6]: Biologiske kvalitetselementer (f.eks. planteplankton, vannplanter, begroingsalger, makroalger, bunnfauna, fisk ) Fysisk-kjemiske kvalitetselementer (som omfatter bl.a. konsentrasjoner av næringssalter, organisk stoff, forsuringsparametere og vannregionspesifikke miljøgifter) Hydromorfologiske kvalitetselementer (vandringsbarrierer for fisk, vannstandsvariasjoner, struktur av kantsonen). Disse kvalitetselementene er ikke nærmere beskrevet i denne eksempelsamlingen. Tilstand for de fleste kvalitetselementene klassifiseres i 5 klasser: svært god, god, moderat, dårlig og svært dårlig. Tilstanden måles som avvik fra referansetilstand (dvs. tilnærmet naturtilstand) og oppgis som EQR-verdi (Ecological quality ratio), som er forholdet mellom referanseverdien for et kvalitetselement og dagens verdi. Referanseverdien for et kvalitetselement er som regel basert på en medianverdi av data fra upåvirkede vannforekomster, og er forskjellig for forskjellige vanntyper. De forskjellige tilstandsklassene representerer forskjellig grad av avvik fra referansetilstanden, der svært god tilstand har svært små avvik, god tilstand har små avvik, moderat tilstand har betydelige avvik, dårlig tilstand har store avvik og svært dårlig tilstand har svært store avvik. EQR verdiene som tilsvarer klassegrensene vil variere fra kvalitetselement til kvalitetselement, men kan normaliseres inn på en felles skala fra 0-1 med faste grenseverdier, der 0,8, 0,6, 0,4 og 0,2 er grenseverdiene for hhv svært god/god, god/moderat, moderat/dårlig og dårlig/svært dårlig. Dette innebærer en mer presis angivelse av hvor stor avstand det er fra vannforekomstens nåværende tilstand til vannforskriftens miljømål (god økologisk tilstand), og denne normaliserte EQR verdien(eqrn) vil være et utgangspunkt for arbeidet med forvaltningsplaner og tiltaksprogrammer [5]. Klassifiseringsveilederen det er referert til er fra 2009 (Klassifiseringveileder 01:2009), men en revidert utgave vil utgis med det første. Denne inneholder oppdatert kunnskap, og noe av informasjonen i denne rapporten er hentet fra den nye veilederen (klassifiseringsveileder 02:2013) 5

7 Unntaket fra dette systemet er miljøgifter hvor det er kun to klasser: god eller ikke god, dvs. over eller under en grenseverdi definert som miljøkvalitetsstandard (Environmental Quality Standard-EQS). Dette gjelder både for de vannregionspesifikke stoffene (tidligere kalt nasjonalt prioriterte stoffer) som brukes ved klassifisering av økologisk tilstand og for de utvalgte prioriterte miljøgiftene som brukes ved klassifisering av kjemisk tilstand (disse er vist i Vedlegg A. side 41). EQS-verdiene er satt ut fra økotoksikologiske effekter på flora og fauna fastsatt i kontrollerte tester i laboratorier og kan være multiplisert med en sikkerhetsfaktor (føre-vâr prinsippet). EQS-verdiene kan gjelde enten for vann, for sediment eller for biota (ofte fisk eller skalldyr) Biologiske kvalitetselementer Biologisk tilstandsvurdering er en vurdering av miljøtilstand basert på egenskaper hos organismegrupper i det undersøkte økosystemet. Man benytter organismer som er sentrale for økologisk funksjonalitet og hvor endringer langs belastningsgradienter medfører tilsvarende endringer i samfunnene. Slike organismegrupper kalles biologiske kvalitetselementer (BKE) og er eksempelvis fisk, bunnfauna, påvekstalger, makrofytter og plankton. Fordelen med å benytte BKE i miljøovervåkning er at samfunnene i stor grad er stedbundne og dermed kan fungere som levende prøvetakere innenfor avgrensede områder. Type, grad og hyppighet av en påvirkning gjenspeiles i form av endringer i samfunnene, og dette gir et bilde av miljøkvaliteten over tid. Biologisk tilstandsvurdering omgår med det en utfordring med vannkjemisk overvåkning, hvor man er avhengig av hyppig prøvetaking for å få et godt bilde av miljøtilstanden. Biologisk og kjemisk overvåkning gjøres gjerne sammen fordi elementene gir hverandre utfyllende informasjon. Historisk sett har biologiske tilstandsvurderinger vært gjort av fageksperter som har gjort subjektive vurderinger av sine kvalitetselementer. I dag stilles det større krav til objektivitet og man benytter nå i hovedsak biologiske indekser som nevnt over. Vanndirektivet krever at de nasjonale klassifiseringssystemene for økologisk tilstand for hvert biologiske kvalitetselement skal interkalibreres. Målet er å sikre at klassegrensene for god økologisk tilstand er sammenlignbare mellom land og i tråd med de kvalititative beskrivelsene av god økologisk tilstand som er gitt i vannforskriftens vedlegg V, Gjennom interkalibreringen skal de typespesifikke nasjonale klassegrensene for hvert biologiske kvalitetselement justeres slik at de representerer samme avvik fra naturtilstand for hvert land som har like vanntyper. Norge har interkalibrert sitt klassifiseringssystem med andre nordiske land. Tabell 1.1, 1.2 og 1.3 viser hvilke BKE som benyttes i miljøovervåking i hhv. innsjøer, elver og i marint miljø i dag. Interkalibrerte indekser er indikert med (*). Forklaring på forkortelser for parameterne i tabell finnes i klassifiseringsveilederen (02:2013). Tabell 1.1 Innsjøer: Kvalitetselementer og indekser/parametere som det finnes klassegrenser for og relevante påvirkninger, som oppgitt i klassifiseringsveileder 02:2013. Interkalibrerte BKE er indikert med (*) Biologiske Kvalitetselementer Parameter (indeks) 1) Påvirkning Planteplankton Vannplanter Bunnfauna Fisk Klorofyll a (µg/l) (*) Totalt algevolum (mg/l) (*) Artssammensetning (PTI) (*) Cyanobakterier maksvolum (mg/l) (*) Artssammensetning (TIc)(*) Artssammensetning (WIc) Artssammensetning: Multiclear (*), LAMI, Forsuringsindeks 1 Terskelindikatorer: Marflo og Skjoldkreps Abundans (WS-FBI) Abundans Artssammensetning (NFI) Eutrofiering Eutrofiering Hydromorfologiske endringer: Vannstandsvariasjon Forsuring Alle typer påvirkninger Eutrofiering Generell påvirkning Generell påvirkning 6

8 Tabell 1.2 Elver: Kvalitetselementer og indekser/parametere som det finnes klassegrenser for og relevante påvirkninger, som oppgitt i klassifiseringsveileder 02:2013. Biologiske Kvalitetselementer Parameter (indeks) Påvirkning Påvekstalger Artssammensetning (PIT) (*) Artssammensetning (AIP) Eutrofiering Forsuring Heterotrof begroing Bunnfauna Bakterier («Lammehaler») og sopp (dekningsgrad) Artssammensetning (ASPT) (*) Artssammensetning: RAMI, Forsuringsindeks 1, Forsuringsindeks 2 (*), Terskelindikator: Elvemusling Organisk belastning Organisk belastning Forsuring Forsuring Forsuring Alle typer påvirkninger Fisk Abundans Generell påvirkning Tabell 1.3 Kystvann: Kvalitetselementer og indekser/parametere som det finnes klassegrenser for og relevante påvirkninger, som oppgitt i klassifiseringsveileder 02:2013 Biologiske Kvalitetselementer Parameter (indeks) Påvirkning Planteplankton Biomasse (klorofyll a) Cellekarbon (under utvikling) Funksjonelle grupper (under utvikling) Algeoppblomstring (under utvikling) Eutrofiering Makroalger Taksonomisk sammensetning og forekomst (RSLA/RSL) Forekomst av sensitive arter (MSMI) Eutrofiering Angiospermer (sjøgress) Nedre voksegrense og tetthet Eutrofiering Bløtbunnsfauna Taksonomisk-sammensatt indeks (NQI1) Artsmangfold (H, ES 100, S og N) Ømfintlighet (NSI, ISI, AMBI) Individtetthet (DI) Eutrofiering Organisk belastning Sedimentering Fysisk-kjemiske kvalitetselementer for beregning av økologisk tilstand Noen fysisk-kjemiske kvalitetselementer benyttes for beregning av økologisk tilstand. Grenseverdiene for hvilke klassegrenser som gjelder er gitt i klassifiseringsveilederen [6]. De viktigste av disse kvalitetselementene er gitt i Tabell 1.4, men for å se klassegrensene henvises det til [6],kapittel 6.8 for innsjøer og elver, og Miljødirektoratets veileder 97:03 for kystvann, for komponentene total nitrogen, nitral, total fosfor, fosfat, oksygen og siktedyp. Landene kan velge ut miljøgifter som er problematiske nasjonalt, det vil si alle nasjonalt prioriterte stoffer som er påvist tilført en vannforekomst og andre stoffer som er påvist tilført vannforekomsten i betydelige mengder [2], Vedlegg V, avsnitt 1.1. Disse stoffene er i tidligere veiledere kalt nasjonalt prioriterte miljøgifter, men vil i fremtiden kalles vannregionspesifikke stoffer. I Norge er det fastsatt grenseverdier (nasjonale EQS) for to medier/matrikser. Det ene systemet er basert på klassifisering av forurensede sedimenter [8], mens det andre er basert på forurensing i biota [9]. For ferskvann gjelder en veileder fra 1997 [10]. Inntil videre skal disse veilederne brukes, men slike veiledere vil alltid videreutvikles ettersom kunnskap om miljøgifter øker. Miljødirektoratet vil ha oversikt over hvilke veiledere som til enhver tid gjelder. 7

9 Tabell 1.4 Fysisk/kjemiske kvalitetselementer som inngår for beregning av økologisk tilstand Fysisk/kjemisk kvalitetselement Næringssalter Parameter (indeks) Tot P, µg/l Siktedyp, m (ikke i elver) Tot N, µg/l Ammonium, µg/l Organiske stoffer Oksygen, mg O 2/L Oksygenmetning, % BOF, KoF Mn, mg O 2/L (ikke klassegrenser i hht. vannforskriften) Forsurende stoffer (Mest relevant for elver/innsjøer) Partikler Alkalitet, mmol/l (kke klassegrenser i hht. vannforskriften) ph ANC, syrenøytraliserende kapasitet Uorganisk aluminium (Lal, UM-Al) Turbiditet, FTU (ikke klassegrenser i hht. vannforskriften) STS, mg/l (ikke klassegrenser i hht. vannforskriften) Vannregionspesifikke stoffer (miljøgifter) 1.3 Kjemisk tilstand Kjemisk tilstand er basert på undersøkelse av konsentrasjoner av EUs prioriterte miljøgifter i vann, sediment og/eller biologisk materiale (biota). Det må gjøres en vurdering av hvilken matriks som er best egnet til overvåking av de spesifikke komponentene, ut fra stoffenes egenskaper og resipienten (se mer om dette i kapittel 2.2.2). Disse vurderes i hht. EUs-EQS verdier i [6]. EU har utviklet en rekke underdirektiver til vanndirektivet, også kalt datterdirektiver. Et slikt datterdirektiv som omhandler prioriterte miljøgifter på EU-nivå er det såkalte EQS-direktivet [3]. Direktivet omfatter i dag 45 prioriterte miljøgifter (eller miljøgiftgrupper) bestående av både metaller og organiske forbindelser. Listen over EUs prioriterte miljøgifter pr. november 2013 med tilhørende EQS-verdier er gjengitt i Vedlegg A. Listen revurderes av EU hvert 4. år ([1], Art. 16 4). Det overordnede mål er at konsentrasjoner av disse stoffene i vannmiljøet skal ligge nær bakgrunnsnivå for naturlig forekommende stoffer og nær null for menneskeskapte stoffer. Som delmål er det opprettet grenseverdier (EQS) for god kjemisk tilstand. Dersom disse EQS-verdiene overskrides for ett eller flere stoffer må tiltak iverksettes for å redusere konsentrasjonen av disse stoffene. Av de 45 miljøgiftene i EQS-direktivet er 21 karakterisert som prioriterte farlige stoffer fordi de er spesielt giftige, lite nedbrytbare og akkumulerer oppover i næringskjeden ([3] Annex I). Utslipp og annen tilførsel av disse skal fases ut. De resterende er karakterisert som prioriterte stoffer, og for disse skal utslippene reduseres kontinuerlig slik at EQS-verdiene ikke overskrides innen EQS-verdier er satt for alle de prioriterte miljøgiftene i vannmassene, og for noen av stoffene er EQSverdier også satt for konsentrasjoner i biota. For stoffer der EQS-verdier mangler for sediment og/eller biota i EQS-direktivet skal medlemslandene og EØS-landene bruke nasjonale grenseverdier (jfr. [2]). Disse er til dels nedfelt i den første norske klassifiseringsveilederen, [6] (side 37-39). (se også kapittel 1.2.2) Vurdering av kjemisk tilstand i kystvann gjelder ut til ytre grensen for territorialfarvann, det vil si 12 nautiske mil utenfor grunnlinjen (vurdering av økologisk tilstand gjelder kun ut en nautisk mil utenfor grunnlinjen) [2]. 8

10 Overvåking av andre miljøgifter som mangler EQS verdier Det foreligger et overordnet krav om å vurdere «forurensninger fra andre stoffer som er tilført vannforekomsten i betydelig mengder» (vannforskriftens vedlegg V 1.3.2). For miljøgifter der EQS verdien ikke er kjent bør man følge samme overvåkingsstrategi som beskrevet over. Økotoksikologisk karakterisering av utslippet er aktuelt. 1.4 Samlet vurdering av økologisk og kjemisk tilstand i vannforekomster Etter at biologisk og fysisk-kjemisk tilstandsvurdering (inkl. vannregionspesifikke stoffer) er gjort for alle de aktuelle kvalitetselementene, kan den økologiske tilstanden i vannforekomsten klassifiseres. Tilstandsklassen til de biologiske kvalitetselementene er styrende, og hvis flere biologiske elementer er vurdert vil «det verste styre», dvs. det biologiske kvalitetselementet som har den dårligste tilstanden bestemmer tilstanden. Dette prinsippet er innført for å beskytte det mest følsomme kvalitetselementet for forskjellige belastninger (påvirkninger). Dersom tilstandsklassen for det verste biologiske kvalitetselementet er moderat eller dårligere brukes ikke de hydromorfologiske og fysisk-kjemiske kvalitetselementene til klassifiseringen. Men dersom tilstandsklassen for det verste biologiske kvalitetselementet er svært god eller god, kan de andre kvalitetselementene påvirke den endelige klassifiseringen av vannforekomsten (Figur 1.2, se [6], s.31-32). Hvis det biologiske er svært god kan de hydromorfologiske kvalitetselementene kun brukes til å nedgradere vannforekomsten fra svært god til god tilstand. Hvis det biologiske er svært god og de fysisk-kjemiske kvalitetselementene er i god tilstand, så skal den økologiske tilstanden for vannforekomsten nedgraderes fra svært god til god tilstand. Og - hvis det biologiske gir god tilstand og de fysisk-kjemiske kvalitetselementene (inkl. de nasjonale spesifikke miljøgiftene) er i moderat klasse eller dårligere, så skal den økologiske tilstanden i vannforekomsten nedgraderes fra god til moderat tilstand (Figur 1.2). Ved eventuell nedgradering av økologisk tilstand settes EQR-verdien til middelverdien i tilstandsklassen dvs. 0,7 (god) eller 0,5 (moderat). I den nye veilederen (02:2013) vil de nasjonale spesifikke miljøgiftene også kunne redusere tilstanden fra svært god (basert på de biologiske kvalitetselementene) ned til moderat i tilfeller der ett eller flere av de nasjonal spesifikke stoffene er i moderat eller dårlige tilstandsklasse. EQR-verdien settes da til 0,5. En vannforekomst med god eller svært god tilstand for bunnfauna, men med konsentrasjon av en miljøgift (f.eks. et nasjonalt PCB) i sedimentene tilsvarende dårlig eller svært dårlig (dvs. EQS overskredet), vil få moderat tilstand med EQRn = 0,5. Kjemisk tilstand vurderes etter EQS-verdier for prioriterte miljøgifter på EUs liste. Dersom EQS verdien overskrides for ett eller flere av disse miljøgiftene vil vannforekomsten ikke oppnå god kjemisk tilstand og får moderat tilstand med EQRn=0, Ekspertvurdering Vanndirektivet gir rom for å «utøve skjønn» (expert judgement), s ([2], Vedlegg V avsnitt 1.3.4) ved fastsettelse av tilstand. Et eksempel kan være en situasjon hvor middelverdien er nær en klassegrense slik at det er tilnærmet like stor sannsynlighet for at vannforekomsten er god som at den er moderat klasse ([6], s.28). I veilederen [6] er det foreslått at utsagnskraften i et resultat bør være minst 80 % for å kunne brukes som basis for beslutninger. Sannsynligheten for feilklassifisering bør være maks. 20 %. Dersom sannsynligheten for feilklassifisering blir for høy med det aktuelle datasettet, må man ta flere prøver for å redusere usikkerheten (f. eks. standardavviket) rundt middelverdien. I tilfeller der man fortsatt får en normalisert EQR verdi som er akkurat på en klassegrense (f.eks. 0,6), så settes tilstandsklassen til den laveste klassen ut fra føre-vâr prinsippet Unntak fra direktivets miljøkrav Vannregionmyndigheten med vannregionutvalget skal alltid foreta en skjønnsmessig vurdering av om tiltakene vil være fornuftig samfunnsøkonomisk ([11], kap. 1.3). Det vil si at ved fastsetting av miljømål 9

11 skal det sikres at forvaltningsplanene og tiltaksprogrammet blir realistiske og gjennomførbare [6] kap I følge vannforskriften kan fristen for å nå målsettingene utsettes eller man kan sette mindre strenge miljømål «hvis vesentlige kostnader eller andre tungtveiende hensyn vanskeliggjør oppfyllelse av miljømålene innen fristen.» ([2] 8). Med andre ord, der det viser seg å være teknisk umulig å oppfylle målet om «god tilstand», eller der dette vil medføre uforholdsmessig store kostnader, gir forskriftene anledning til å utsette måloppnåelsen eller fastsette mindre ambisiøse miljømål. «Uforholdsmessig store kostnader» tolkes som at de samfunnsmessige kostnader ved gjennomføring av tiltakene vesentlig overstiger nytten for samfunnet ([11], kap. 4). Det åpnes også for ytterlige fristforlengelser dersom det foreligger slike naturforhold at miljømålene ikke kan oppfylles ([2] 9). Når en vannforekomst er så påvirket av menneskelig virksomhet at det er umulig eller uforholdsmessig kostnadskrevende å nå målene, kan det fastsettes mindre strenge miljømål dersom følgende vilkår er oppfylt ([2] 10): 1. de miljømessige og samfunnsøkonomiske behov som denne menneskelige virksomheten tjener ikke uten uforholdsmessige kostnader kan oppfylles på andre måter som er miljømessig vesentlig gunstigere, 2. det sikres en høyest mulig tilstand for overflatevann og grunnvann gitt de store påvirkningene som er til stede, og 3. det forekommer ikke ytterligere forringelse av tilstanden i den berørte vannforekomsten. Det kreves god dokumentasjon for å få aksept for slike unntak, særlig mht. å sette mindre strenge miljømål. Figur 1.2. Den relative rollen mellom de biologiske, hydromorfologiske og fysisk-kjemiske kvalitetselementene ved klassifisering av økologisk tilstand for en vannforekomst. (fra [6]). I den nye veilederen (2013) vil det settes inn en egen boks for nasjonalt prioriterte miljøgifter (regionspesifikke miljøgifter) som kan nedgradere tilstandsklassen fra svært god eller god tilstand direkte til moderat tilstand. Modifisert etter WFD (2000/60/EC) CIS Guidance Document no 5. 10

12 2. Tiltaksorientert overvåking 2.1 Kunnskapsinnhenting Tiltaksorientert overvåking skal etableres for å fastslå tilstanden i vannforekomster som anses å stå i fare for ikke å nå miljømålene, og for å vurdere endringer i tilstanden som følge av miljøforbedrende tiltak. Tiltaksovervåking skal utføres i alle vannforekomster som har utslipp av prioriterte stoffer. Ved tiltaksovervåking av økologisk tilstand skal det mest følsomme biologiske kvalitetselementet for den dominerende belastningen overvåkes som et minimum (overflatevann), samt relevante fysisk-kjemiske kvalitetselementer, inkludert vannregionspesifikke miljøgifter som slippes ut i vannforekomsten i betydelige mengder. Representativ overvåking kan benyttes der det finnes sammenlignbare vannforekomster med hensyn på vanntype og belastning. Ved tiltaksovervåking av kjemisk tilstand skal alle relevante prioriterte stoffer fra EUs liste som slippes ut i vannforekomsten inkluderes. Et tiltaksorientert overvåkingsprogram er som regel basert på kunnskap om hva som slippes ut og hvor det slippes ut, og at effekter allerede er kjent eller vurdert på annen måte. Nødvendig informasjon om stoffene og deres virkning må være vurdert. Vannforskriften inneholder som nevnt tidligere en liste over stoffer som inngår i EUs EQS-direktiv og de vannregionspesifikke miljøgiftene med tilhørende EQS verdier. Bedriften må vite om den har utslipp av noen av disse stoffene. PCB og eventuelt andre stoffer som er nevnt i bedriftens utslippstillatelse, men som ikke er blant de 45 prioriterte stoffene, skal også med i overvåkingen, dersom de inngår i de vanlige fysisk-kjemiske kvalitetselementene for fastsetting av økologisk tilstand (f.eks. fosfor, nitrogen, ammonium, organisk stoff (BOF)) eller finnes på listen over nasjonale spesifikke miljøgifter. Eksisterende/gjennomførte undersøkelser i vannforekomster som antas å kunne være påvirket av bedriftens utslipp må være gjennomgått. Det må også foreligge en vurdering av om disse undersøkelsene er gjennomført i det beste medium/den beste matriksen (vann, biota eller sediment), og om de tilfredsstiller kravene i vannforskriften. Denne eksempelsamlingen kan brukes som grunnlag for å gjøre slike vurderinger for de bransjer som er omtalt her. Det vil i mange tilfeller være en glidende overgang mellom denne kunnskapsinnhentingen og en tiltaksorientert overvåking. En tiltaksorientert overvåking bygger i stor grad på kunnskapsinnhenting, og vil ofte skaffe data som gir grunnlag for å intensivere eller redusere overvåkingen, med tanke på planlegging eller justering av tiltak som kan begrense utslippene og/eller effekter av disse Grunnlag for å beregne påvirkning Overvåkingsprogrammet må være slik innrettet at effekten av bedriftens utslipp kan vurderes, og at effekten av endringer i utslipp kan dokumenteres. Det ideelle ville være om effekten også kunne isoleres fra effekten av utslipp fra andre kilder av det eller de stoffer som det skal måles på. Men vannforekomsten integrerer effekter av alle påvirkninger, og det kan derfor utarbeides et forurensningsregnskap der belastningene fordeles på de ulike kilder. For å utarbeide en tiltaksorientert overvåking må en ta stilling til følgende: hvilke biologiske kvalitetselementer som skal inkluderes hvilke hydromorfologiske støtteparameter som skal inkluderes hvilke fysisk-kjemiske støtteparametere som skal inkluderes hvilke miljøgifter det skal måles på og hvilket medium/matriks det skal måles i (vann, biota, sediment) hvor målestasjonene skal plasseres når og med hvilken frekvens og omdrev det skal måles 11

13 2.2 Valg av kvalitetselementer Formålstjenlige kvalitetselementer som gjenspeiler utslipp og belastning skal overvåkes. Det er viktig at de valg som gjøres begrunnes. Ved tiltaksovervåking i overflatevann skal det mest følsomme biologiske kvalitetselementet for belastningen overvåkes som et minimum. I henhold til Klassifiseringsveilederen 01:2009, s. 31 [6] trenger man ikke benytte de abiotiske (dvs. fysisk-kjemiske eller hydromorfologiske) kvalitetselementene i klassifiseringen dersom de biologiske kvalitetselementene gir moderat, dårlig eller svært dårlig tilstand. Dersom de biologiske kvalitetselementene er i god eller bedre tilstand må også de abiotiske kvalitetselementene måles og klassifiseres, inkludert nasjonale spesifikke miljøgifter. Dersom disse overskrider grenseverdien god/moderat skal vannforekomsten nedgraderes 1 tilstandsklasse (se klassifiseringsveilederen), f.eks. fra god til moderat. For bedømmelse av kjemisk tilstand må alle relevante prioriterte miljøgifter overvåkes og klassifiseres i henhold de enkelte stoffenes EQS-verdier (se klassifiseringsveilederen). Prøvetaking og analyse av alle kvalitetselementer bør følge ISO/CEN-standarder der slike finnes Biologiske kvalitetselementer For tiltaksorientert overvåking (overvåkingsveilederen 02:2009) har vannforskriften fokus på de mest følsomme kvalitetselementene. Dersom det biologiske er klassifisert som moderat eller dårligere, trenger ikke de fysisk/kjemiske og andre støtteparametere brukes til klassifisering av økologisk tilstand. Det er derfor avgjørende å ha kjennskap til hvilke biologiske kvalitetselementer som best representerer den biologiske/økologiske responsen på aktuelle utslipp fra bedriften. Dette omtales nærmere i eksemplene for de ulike bransjene. Prøvetaking og analyse av de biologiske kvalitetselementene er nærmere beskrevet i overvåkingsveilederen (02:2009) Fysisk-kjemiske støtteparametere Spesielt for ferskvann er det en rekke støtteparametere som har grenseverdier i vannforskriften. Men både for ferskvann og marine vannforekomster finnes aktuelle parametere som ikke har fastsatte grenser. Flere av disse kan likevel være aktuelle for å beskrive påvirkning og samtidig være grunnlag for tolkningen av måleresultater og indeksverdier. Aktuelle parametere er gitt for de ulike bransjene i eksemplene. Hvilken matriks er best for analyse Vannforskriften inneholder krav om undersøkelser i vann, biota og sediment. Men det er ikke likegyldig hvilken matriks som velges. Stoffenes egenskaper må vurderes for å avgjøre dette. I Vedlegg B. (side 44) er det foreslått best egnet matriks for måling av ulike stoffgrupper. EU-EQS er ikke definert for mange av miljøgiftene, men det finnes nasjonale EQS-verdier for sediment og biota for mange av de vannregionspesifikke stoffene [8], [9], [10]. Vannprøver Fordelen med vannprøver er at disse kan tas i alle vannforekomster, inklusive elver og grunnvann. Både planteplankton og vanlige fysisk-kjemiske kvalitetselementer måles i vannsøylen. Konsentrasjonen av miljøgifter som slippes ut i en vannforekomst kan ofte være lavere i vann enn deteksjonsgrensen, og dermed kan det være praktiske og analysemetodiske utfordringer å måle stoffene i vannsøylen. Stoffene kan likevel forekomme i høyere konsentrasjoner i sediment og biota. Dette gjelder både de nasjonale spesifikke miljøgiftene og de prioriterte miljøgiftene i EU-EQS direktivet. For overvåking av kjemisk tilstand (prioriterte stoffer) og andre miljøgifter kan bruk av alternative prøvetakingsmetoder være aktuelt. Passive prøvetakere kan være en slik metode, f.eks. om verdiene i vanlige vannprøver ligger nær deteksjonsgrensen (LOD) om det ikke kan måles i biota eller sediment. Passive prøvetakere plasseres i vannsøylen for en periode på fra noen uker til inntil et år, og vil akkumulere kjemiske komponenter mens de er utplassert. Det finnes ulike passive prøvetakere som er tilpasset forskjellige parametere, som for eksempel metaller og ulike miljøgifter. 12

14 Sedimentprøver Mange miljøgifter er knyttet til partikler i vannsøylen som sedimenterer ned til bunnen av innsjøer og kystvannsforekomster. Undersøkelse av miljøgifter i bunnsediment vil dermed være godt egnet til vurdering av økologisk tilstand mht. nasjonalt prioriterte miljøgifter (vannregionspesifikke stoffer) og kjemisk tilstand mht. prioriterte stoffer på EU-listen. En utfordring er å vite hvilken tidsperiode en sedimentprøve representerer. Det er ofte best å samle i såkalte sedimenteringsbassenger gjerne et dypområde hvor det er mindre risiko for at sediment blir transportert vekk. Sedimenteringshastighet varierer, men en tommelregel er 1-2 mm tilvekst pr. år. Det er derfor tilstrekkelig med prøver av det øverste sedimentsjiktet hvert år. Dersom det akkurat er gjennomfør tiltak, må prøver tas oftere. Biota Organismer kan ofte akkumulere miljøgifter gjennom diett, respirasjonsveier og gjennom organismens overflate. Dette kalles bioakkumulering. Dessuten kan konsentrasjonen i organismer være større enn konsentrasjonen i dietten på grunn av opphoping gjennom næringskjeden (biomagnifisering). Dermed kan effekt av punktkilder registreres på lang avstand. Undersøkelse av organismer kan også relateres til en eventuell risiko for mennesker forbundet med konsum av sjømat. Valg av organisme er viktig, og det bør tas hensyn til organismenes evne til å akkumulere miljøgifter, samvariasjon mellom vann/sediment og vev, om organismen er stedbundet, representativ for vannforekomsten og stor nok til at man kan ta ut vev til alle kjemiske analyser. Det er fordel dersom det er mulig å benytte samme type biota for alle vannforekomster. I kystvann er blåskjell og torsk et vanlig valg. I innsjøer og særlig i elver kan det være vanskelig å finne organismer som tilfredsstiller alle kravene til egnethet mht. de ønskede karaktertrekkene nevnt ovenfor. I praksis benyttes ofte stor ørret eller abbor til undersøkelse av miljøgifter i innsjøer. I elver er fisk lite egnet fordi de ikke er stedbundne, men vandrer over store avstander langs vassdraget Hydromorfologiske støtteparametere Det må vurderes om noen hydromorfologiske støtteparametere skal inkluderes. Valg av hydromorfologiske støtteparametere er avhengig av hvilke inngrep som kan være med å påvirke effekten av utslipp. For industribedrifter ved elver kan ofte redusert resipientkapasitet pga. reguleringer og lite restvann i enkelte vassdragsavsnitt være et problem. For industribedrifter ved kysten kan vannforekomsten være sterkt påvirket av fysiske inngrep som kaianlegg og forbygninger som endrer sirkulasjonsmønster og fortynningsmuligheter. 2.3 Valg av stasjoner Tiltaksrettet overvåkning er fleksibel med hensyn til antall stasjoner, valg av kvalitetselementer og prøvetakingsfrekvens. «Det skal være tilstrekkelig mange overvåkingspunkter innen hver vannforekomst til at omfang og konsekvenser av punktkildebelastningene kan vurderes» (vannforskriften, anneks V 1.3.2). Valg av nettverk for målestasjoner skal gjøres hensiktsmessig for den aktuelle vannforekomst, og erfaringer fra tidligere undersøkelser er svært viktige. Bakgrunnskonsentrasjoner for kjemiske forbindelser bør om mulig finnes fra referansestasjoner som har samme vanntype som de stasjonene som er med i den tiltaksorienterte overvåkingen. For flere organiske miljøgifter antar en imidlertid at bakgrunnskonsentrasjonen er lik null. Det kan være at referansestasjonene i en tidlig fase av overvåkingen er forholdsvis langt unna utslippet, og at målingene tilsier at det er tilstrekkelig med færre stasjoner eller at de trekkes nærmere utslippsstedet. Målestasjoner for økologisk og kjemisk tilstand bør angis på kart. Utslippspunkter bør angis på samme kart. I og med at mange faktorer kan påvirke stasjonsplasseringen, har vi i denne eksempelsamlingen valgt ikke å inkludere generelle illustrasjoner av ideell plassering. Det er imidlertid gjort noen eksempler på illustrasjoner i kapittel 3.1. Det vil også være relevant å overvåke i resipienten for bedrifter som har avløp til kommunalt nett. I de tilfellene må plassering av stasjoner vurderes i forhold til hvor det kommunale renseanlegget har sitt utslippspunkt. I disse tilfellene er det aktuelt at flere samarbeider om et felles overvåkingsprogram for utslipp fra det kommunale renseanlegget. 13

15 Plassering av stasjoner Målestasjoner må plasseres der det forventes en effekt av utslippet. Det er viktig at den totale utbredelsen av utslippet og påvirkningen i resipienten fanges opp. I tillegg er det viktig å ha en eller flere referansestasjoner der man ikke forventer en effekt av utslippet. Det er også viktig at referansestasjonene ikke er utsatt for andre påvirkninger fra for eksempel andre bedrifter eller kommunale utslipp. Ved plassering av stasjoner kan også hydrokjemiske forhold være bestemmende. Strømningsforhold må også vurderes. I tillegg må det tas hensyn til utformingen av de enkelte lokalitetene. Andre forhold kan også være bestemmende for plassering av stasjoner. For eksempel vil en lang og smal fjord sannsynligvis kreve færre stasjoner enn et åpent kystområde. Antall stasjoner Antall stasjoner beror på arealet (innsjøer og kystvann) eller lengden (elver) som skal overvåkes som igjen er avhengig hydrofysiske forhold og antatt utslipp. Et stillestående vann med kjent og jevnt utslipp som f.eks. i en innsjø, trenger færre stasjoner enn f.eks. et utslipp til en elv eller et kystområde hvor det kan være mye vannbevegelse. Utsagnskraften til en undersøkelse blir bedre med flere stasjoner, men dette er også et økonomisk spørsmål, slik at hver lokalitet bør vurderes ut fra hva som er hensiktsmessig etter forholdene. Minimalisere usikkerhet om tilstand Usikkerhet med hensyn til om grensen mellom god og moderat økologisk tilstand (G/M-grensen) eller EQS-verdier for nasjonale spesifikke eller for prioriterte miljøgifter er overskredet eller ikke, kan være grunnlag for tvister. Det er derfor avgjørende at datagrunnlaget er tilstrekkelig for å unngå at slike tvister oppstår. På samme måte som over, kan det være at programmet (prøvetakingsdesignet) må endres for å fastslå overskridelse eller ikke. Dette gjelder spesielt om påvirkningene gir en tilstand som er nær G/M-grensen eller EQS-verdien. 2.4 Tidsrom/tidspunkt Prøvetakingsfrekvens vil variere og avhenge av kvalitetselementet som overvåkes. I en planperiode (6 år) kan lavere prøvetakningsfrekvenser være aktuelt, f.eks. dersom god eller bedre tilstand oppnås, belastningen er eliminert, eller at det ikke forventes endringer i tilstand selv om tiltak utføres. Frekvenser for forskjellige kvalitetselementer er beskrevet i Overvåkingsveilederen [5] og i Klassifiseringsveilederen [6]. Frekvens på målinger/observasjoner av miljøgifter Prioriterte miljøgifter i EUs EQS direktiv (Vedlegg A) skal overvåkes i vannsøylen en gang i måneden. Dette gjelder fire metaller bly, kadmium, nikkel og kvikksølv, samt en rekke organiske miljøgifter. Andre miljøgifter som er på listen over vannregionspesifikke stoffer skal overvåkes i vannsøylen hver 3. måned. Dersom sediment eller biota velges som matriks, trenger man ikke å overvåke så ofte. Vannforskriften krever overvåking i sediment hvert 6. år. For biota er kravet hvert år. Tidspunkt for måling/observasjon For miljøgifter i biota bør prøvetaking skje om høsten eller tidlig på vinteren da organismens fysiologi er mer stabil enn i andre perioder i året. De biologiske kvalitetselementene må overvåkes på spesifikke tidspunkter av året. Måling av planteplankton (inkl. klorofyll a) og næringssalter gjøres månedlig i vekstsesongen. Vannplanter, makroalger, begroingsalger og fisk tas på sensommer/tidlig høst, mens bunnfauna tas tidlig vår (april) eller sen høst (november). Endringer over tid effekter av tiltak Å dokumentere endringer over tid er som regel viktig i forbindelse med tiltaksorientert overvåking, både for bedriften som påkoster tiltak og for forurensningsmyndigheten som vurderer effekten. Dessuten er det påkrevd at «alle praktisk gjennomførbare tiltak skal treffes for å forhindre ytterligere forringelse av tilstanden» (vannforskriften [2] 11). Dette betyr at en tidstrendanalyse skal gjøres. Prøvetakingsprogrammet bør derfor være designet optimalet mht. stasjonsvalg, kvalitetselementer, matrikser for miljøgifter og frekvens) slik at trender kan kvantifiseres. Her er konsentrasjonsnivå og 14

16 variasjon for den enkelte parameter sentralt, og det kan være at prøvetakingsprogrammet må justeres når denne variasjonen blir kjent. 2.5 Innblandingssoner hvor EQS kan overskrides En vannforekomst med tilhørende referansetilstand er som regel av et visst geografisk omfang, og det kan i visse tilfeller være grunn til å fravike definerte grenseverdier for målestasjoner som ligger nær utslippsstedet. Det er fordi bedriftens utslipp kan ha en sterk lokal påvirkning, enten direkte før utslippet er fullstendig innblandet i vannforekomsten eller ved at forholdene i en slik innblandingssone ("mixing" zone) er mer toksiske pga kjemiske prosesser. I en innblandingssone kan EQS-verdier overskrides innenfor et begrenset område uten at vannforekomsten dermed klassifiseres til en moderat eller dårligere tilstand. Problemkartleggingen eller den tiltaksorienterte overvåkingen må klarlegge slike situasjoner. Miljødirektoratet er i ferd med å gi ut en veileder for slike innblandingssoner (desember 2013) [12]. Forvaltningsmyndighetene i Norge har åpnet opp for at innblandingssoner kan etableres i vannforekomster. Med innblandingssone menes her den delen av en vannforekomst begrenset til umiddelbar nærhet av et punktutslipp hvor forvaltningsmyndighetene tillater at EQS-verdier overskrides, forutsatt at EQS-verdier i resterende deler av vannforekomsten overholdes. På tross av at EQS-verdier overskrides i innblandingssonen, behøver da ikke vannforekomsten bli klassifisert til en lavere klasse. I forvaltningsplanene skal det dokumenteres om det er etablert innblandingssoner, og eventuell tiltak som er gjort for å redusere utstrekningen av den. Tiltaksovervåking, eventuelle tiltaksplaner og vurdering av innblandingssonens størrelse bør ses i en sammenheng. 15

17 3. Industrieksempler 3.1 Treforedlingsindustrien Beskrivelse av bransjen Treforedling har vært en svært utbredt industri i Norge de siste hundre år, men i de siste årene har flere bedrifter blitt nedlagt. Treforedlingsbedriftene produserer tremasse, cellulose, trekjemiprodukter, papp og papir i tillegg til trefiberplater. Bedriftene er hovedsakelig lokalisert på Østlandet, i Trøndelag og på Sørlandet. Treforedling er energiintensivt. Bedriftene bruker mye vann i prosessen og har store utslipp av vann som inneholder blant annet organisk materiale. De har tradisjonelt vært plassert ved vassdrag der det har vært tilgang på kraft og tilstrekkelig med vann til prosessen. Der produksjonen har pågått i mange år, vil vannforekomsten også være påvirket av tidligere utslipp. Effekter av utslippene fra eksisterende produksjon i samme vassdrag må derfor skilles fra disse effektene. Dette gjøres som regel som del av en problemkartleggingen. Tiltaksorientert overvåking settes inn hvis det er sannsynlig at bedriften har utslipp som reduserer den kjemiske og/eller økologiske tilstanden. Det er i hovedsak følgende typer treforedlingsbedrifter/produksjonsprosesser i dag: Mekanisk masseproduksjon (tresliperier, termomekanisk TMP og kjemomekanisk - CTMP) Sulfittproduksjon Papir- og pappproduksjon fra ferdig kjøpt masse eller returfiber Trefiberplater og sponplater. Utslippene påvirkes av råvarer, produksjonsprosess, hvilke kjemikalier som benyttes i prosessen og grad av rensing av avløpsvannet Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning Et av de største miljøproblemene med treforedlingsindustrien er utslippet av organisk stoff. Dette foreligger både som oppløst organisk materiale (BOF, KOF, TOC) og som fiber (SS, STS). Ved nedbrytning av organisk materiale forbrukes oksygen. Oppløst organisk materiale kan være både lettomsettelig og tungt nedbrytbart. Fiber vil sedimentere og forbruke oksygen i sedimentene, eventuelt kan det også hindre tilførsel og utveksling av oksygen. Som et resultat vil konsentrasjon av oksygen i vannmasser og eller sedimenter avta og anaerobe forhold vil kunne oppstå. Mangel på oksygen vil fortrenge den opprinnelige biota som blir utkonkurrert av arter som er tilpasset det lavere oksygennivået. Ved kraftig påvirkning vil de fleste artene forsvinne. Individantallet øker gjerne ved moderat påvirkning av organisk stoff, men kan reduseres ved kraftig påvirkning. Det vil også være utslipp av nitrogen- og fosforforbindelser som vil være eutrofierende. Andre problematiske stoffer er ekstraktivstoffer og metaller fra trevirke og kjemikalier benyttet i produksjonen som for eksempel blekekjemikalier (som absorberbare halogenerte organiske stoffer AOX og ekstraherbart organisk halogen EOX/EOCl). Flere av disse komponentene er toksiske. I Tabell er det gitt en oversikt over hvilke typer utslipp som forekommer fra denne typen industri, samt en oversikt over hvilke kvalitetselementer som kan benyttes for det aktuelle utslippet. 16

18 Tabell Kvalitetselementer som er egnet til overvåking av forskjellige typer utslipp fra treforedlingsindustri Utslippskomponenter Biologiske kvalitetselementer (se klassfiseringsveilederen for mer informasjon om indekser) Fysisk/kjemiske kvalitetselementer Aktuell matriks kjemisk analyse Fosfor og nitrogen Begroingsalger elv Planteplankton innsjø Planteplankton kystvann Makroalger kystvann Bunnfauna elv, kystvann tot-n (+ nitrat, nitritt, evt. ammonium) tot-p (+ fosfat) Siktedyp (innsjø og kystvann) Oksygen-profil (innsjø og kystvann) Vann Økologisk tilstand Lett nedbrytbart organisk stoff (STS, KOF, BOF) Trefiber og tungt nedbrytbart stoff (STS, KOF) Bunnfauna elv Heterotrof begroing elv Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø, kystvann) (Makroalger kystvann) Bunnfauna elv Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø) BOF evt. KOF STS (suspendert tørrstoff) KOF oksygen (innsjø, stilleflytende elv, kystvann) Siktedyp (innsjø, kystvann) Vann Vann Absorberbare halogenerte organiske forbindelser (AOX), EOCl AOX, evt. EOCl Sediment Biota (Vann) Ekstraktivstoffer fra trevirke (harpiks, steroler, fettsyrer) Aktuelle stoffer Sediment (Vann) Metaller 1) Aktuelle metaller Sediment Biota (Vann) Kjemisk t.s. Metaller 2) Aktuelle metaller Sediment Biota (Vann) 1) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning 2) Metaller omfattet av EU-prioriterte stoffer: bly, kadmium, kvikksølv og nikkel Økologisk tilstand Fosfor og nitrogen: Disse utslippene gir eutrofieringseffekter i vannforekomstene, og effektene kan overvåkes med både biologiske og fysisk-kjemiske kvalitetselementer. Det kan derfor være nyttig å bruke en kombinasjon av disse kvalitetselementene. Blant de biologiske kvalitetselementene kan begroingsalger (elv), planteplankton (innsjø og kystvann), makroalger (kystvann) og bunnfauna (elv og kystvann) benyttes. De biologiske kvalitetselementene vil som hovedregel gi mer informasjon enn de fysisk-kjemiske kvalitetselementene, og tillegges derfor større vekt. De mest aktuelle fysisk-kjemiske kvalitetselementene er total-nitrogen og total-fosfor, samt eventuelt nitrat, nitritt, ammonium og fosfat. Dersom utslippet går til innsjø eller kystvann vil måling av siktedyp og oksygenprofil også være relevante fysisk-kjemiske kvalitetselementer. 17

19 Lett nedbrytbart organisk stoff: Dette er også en type utslipp som kan overvåkes både med biologiske og fysisk-kjemiske kvalitetselementer, og det kan også være nyttig å benytte en kombinasjon av disse. Blant de biologiske kvalitetselementene som kan benyttes er bunnfauna (elv), heterotrof begroing (elv), planteplankton (innsjøer), makroalger (kystvann) og bløtbunnfauna (kystvann). De fysisk-kjemiske kvalitetselementene består i måling av biologisk oksygenforbruk (BOF), kjemisk oksygenforbruk (KOF), oksygen-profil (innsjø og kystvann), samt måling av siktedyp og suspendert tørrstoff (STS). Tungt nedbrytbart stoff: For denne utslippsparameteren kan bunnfauna (elv og kystvann), brukes som biologiske kvalitetselementer, og de fysisk-kjemiske kvalitetselementene bør være KOF, oksygen-profil (innsjø og kystvann), og siktedyp. AOX/EOCl: Overvåking av denne typen utslipp består i å måle de aktuelle stoffene. Det er viktig å overvåke denne parameteren, men den kan ikke brukes til å klassifisere på det nåværende tidspunkt. Målingene kan gjøres i vann, sedimenter og/eller biota. Sediment og biota vil være foretrukne matrikser siden slike forbindelser ofte bindes til partikler eller akkumulerer i næringskjeden, derfor vil disse matriksene være mer relevante matrikser enn vann. Dersom det ikke er praktisk mulig å analysere i sediment eller biota, kan eventuelt vann analyseres (f.eks. i elver). Ekstraktivstoffer: Dersom slike stoffer finnes i avløpsvannet, i mengder av betydning for miljøet, bør disse overvåkes for eksempel i sediment eller i vann. Kjemisk tilstand Metaller: De aktuelle metallene måles i sedimenter og/eller biota og vurderes i forhold til EQS verdiene. For kystvann og innsjøer vil biota ofte være den beste matriksen for analyse (blåskjell eller tang kan brukes i kystvann, og fisk i innsjøer), men sediment kan også brukes. For elver er det ofte vanskelig å finne egnede sedimenter og biota, og derfor kan vann eller passive prøvetakere brukes i disse tilfellene. Avhengig av om metallene som slippes ut er på EU-EQS (bly, kadmium, kvikksølv, og nikkel) eller på nasjonalt prioriterte stoffer (vannregionspesifikke stoffer) inngår metallene som henholdsvis kjemisk tilstandsvurdering eller økologisk tilstandsvurdering Eksempel på overvåkingsprogram elv/innsjø Et overvåkingsprogram for elv innsjø kan inneholde parametere som vist i Tabell Dataene i tabellen er delvis basert på et reelt overvåkingsprogram med utslipp til elv, men det er også foreslått parametere som kan benyttes i innsjø. Økologisk tilstand Kvalitetselementer: Følgende kvalitetselementer er inkludert i overvåkingen: begroingsalger, heterotrof begroing («lammehaler»), bunnfauna, fisk og kjemiske målinger av organisk stoff (BOF, KOF), STS, AOX og metaller (Cu). Disse kvalitetselementene gir en god oversikt over hvilken eventuell påvirkning utslipp fra treforedlingsindustri har på økologisk (og kjemisk) tilstand i vannforekomsten. Bedriften har valgt å overvåke fire biologiske kvalitetselementer, mens kravet er minst ett der man velger det mest følsomme for hver belastning. I dette tilfelle kunne bedriften ha nøyd seg med å overvåke heterotrof begroing og bunnfauna, der sistnevnte i mange tilfeller vil være det mest følsomme kvalitetselementet. De fysisk-kjemiske kvalitetselementene BOF, KOF og STS overvåkes i vann, mens de resterende bør overvåkes i sediment dersom det er mulig. 18