Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for …...Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter | 74/2013 3 3.4.1 Beskrivelse av bransjen 28 3.4.2 Typer

Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter

RAPPORT

74/2013

Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter | 74/2013

1

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 2012. 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


2

Innhold

Forord 1

Innhold 2

1. Innledning 4

1.1 Vanndirektivet og statusvurderinger 4

1.2 Økologisk tilstand 5

1.2.1 Biologiske kvalitetselementer 6

1.2.2 Fysisk-kjemiske kvalitetselementer for beregning av økologisk tilstand 7

1.3 Kjemisk tilstand 8

1.4 Samlet vurdering av økologisk og kjemisk tilstand i vannforekomster 9

1.4.1 Ekspertvurdering 9

1.4.2 Unntak fra direktivets miljøkrav 9

2. Tiltaksorientert overvåking 11

2.1 Kunnskapsinnhenting 11

2.1.1 Grunnlag for å beregne påvirkning 11

2.2 Valg av kvalitetselementer 12

2.2.1 Biologiske kvalitetselementer 12

2.2.2 Fysisk-kjemiske støtteparametere 12

2.2.3 Hydromorfologiske støtteparametere 13

2.3 Valg av stasjoner 13

2.4 Tidsrom/tidspunkt 14

2.5 Innblandingssoner hvor EQS kan overskrides 15

3. Industrieksempler 16

3.1 Treforedlingsindustrien 16

3.1.1 Beskrivelse av bransjen 16

3.1.2 Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåkning 16

3.1.3 Eksempel på overvåkingsprogram – elv/innsjø 18

3.1.4 Eksempel på overvåkingsprogram – kystvann 20

3.2 Aluminiumsindustri 23



3.2.3 Eksempel på overvåkingsprogram 24

3.3 Annen elektrometallurgisk industri 27



3.4 Tekstilindustri 28


3



3.4.3 Eksempel på overvåkingsprogram – elv og innsjø 31

3.4.4 Eksempel på overvåkingsprogram - kystvann 32

3.5 Behandlingsanlegg for farlig avfall 34


3.5.2 Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåking 34

3.5.3 Eksempel på overvåkingsprogram elv/innsjø 36

3.5.4 Eksempel på overvåkingsprogram kystvann 37

4. 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


4

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 2006-12-15 NR 1466 (heretter kalt «vannforskriften», [2]) som gir føringer for hvordan vanndirektivet skal gjennomføres i Norge. Mye informasjon om vanndirektivet kan finnes på Vannportalen (www.vannportalen.no). Det overordnede målet i vannforskriften/vanndirektivet er å oppnå såkalt god vanntilstand for overflatevann1 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 33+12 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 vannforekomstene2 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 vannregion-myndighetene. 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.


5

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)


6

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).

1.2.1 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, 1.2.1. 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 1.1-1.4 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

Klorofyll a (µg/l) (*) Totalt algevolum (mg/l) (*) Artssammensetning (PTI) (*) Cyanobakterier maksvolum (mg/l) (*)

Eutrofiering

Vannplanter

Artssammensetning (TIc)(*) Artssammensetning (WIc)

Eutrofiering Hydromorfologiske endringer: Vannstandsvariasjon

Bunnfauna

Artssammensetning: Multiclear (*), LAMI, Forsuringsindeks 1 Terskelindikatorer: Marflo og Skjoldkreps

Forsuring Alle typer påvirkninger

Fisk

Abundans (WS-FBI) Abundans Artssammensetning (NFI)

Eutrofiering Generell påvirkning Generell påvirkning


7

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 Bakterier («Lammehaler») og sopp (dekningsgrad)

Organisk belastning

Bunnfauna

Artssammensetning (ASPT) (*) Artssammensetning: RAMI, Forsuringsindeks 1, Forsuringsindeks 2 (*), Terskelindikator: Elvemusling

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’, ES100, S og N) Ømfintlighet (NSI, ISI, AMBI) Individtetthet (DI)

Eutrofiering Organisk belastning Sedimentering

1.2.2 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.


8

Tabell 1.4 Fysisk/kjemiske kvalitetselementer som inngår for beregning av økologisk tilstand

Fysisk/kjemisk kvalitetselement

Parameter (indeks)

Næringssalter Tot P, µg/L Siktedyp, m (ikke i elver) Tot N, µg/L Ammonium, µg/L

Organiske stoffer Oksygen, mg O2/L Oksygenmetning, % BOF, KoFMn, mg O2/L (ikke klassegrenser i hht. vannforskriften)

Forsurende stoffer (Mest relevant for elver/innsjøer)

Alkalitet, mmol/L (kke klassegrenser i hht. vannforskriften) pH ANC, syrenøytraliserende kapasitet Uorganisk aluminium (Lal, UM-Al)

Partikler 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 2015. EQS-verdier er satt for alle de prioriterte miljøgiftene i vannmassene, og for noen av stoffene er EQS-verdier 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].


9

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=0,5.

1.4.1 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.

1.4.2 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


10

skal det sikres at forvaltningsplanene og tiltaksprogrammet blir realistiske og gjennomførbare [6]

kap. 2.1.

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.


11

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.

2.1.1 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


12

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.

2.2.1 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).

2.2.2 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.


13

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 6-12-. 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.

2.2.3 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.


14

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


15

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.


16

3. Industrieksempler

3.1 Treforedlingsindustrien 3.1.1 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.

3.1.2 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 3.1.1 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.


17

Tabell 3.1.1 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

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

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

Lett nedbrytbart organisk stoff (STS, KOF, BOF)

Bunnfauna elv Heterotrof begroing elv Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø,

kystvann) (Makroalger kystvann)

BOF evt. KOF STS (suspendert tørrstoff)

Vann

Trefiber og tungt nedbrytbart stoff (STS, KOF)

Bunnfauna elv Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø)

KOF oksygen (innsjø, stilleflytende elv, kystvann) Siktedyp (innsjø, kystvann)

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)

Kjem

isk

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.


18

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.

3.1.3 Eksempel på overvåkingsprogram – elv/innsjø

Et overvåkingsprogram for elv innsjø kan inneholde parametere som vist i Tabell 3.1.2. 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.


19

Tabell 3.1.2 Eksempel på overvåkingsprogram for effekter av utslipp fra trefordelingsindustri til elv/innsjø

Utslippskomponenter Kvalitets-element

Indeks Medium/ matriks

Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Næringssalter (N og P) Begroingsalger elv Planteplankton (innsjø)

PIT Klorofyll a, biovol. PTI

Substrat/ sediment

Ca 7 1 Aug./ Sept.

Lett nedbrytbart organisk stoff

Heterotrof begroing («Lammehaler»)

Dekningsgrad Substrat/ sediment

Ca 7 2 Vår og høst

Lett og tungt nedbrytbart organisk stoff

Bunnfauna (elv) ASPT Substrat/ sediment

2-6 1 Senhøst

Lett og tungt nedbrytbart organisk stoffsuspendert tørrstoff

Fisk Fiskeindeks (FI)

Fisk 2-6 1 Høst evt. tidlig vinter

Lett og tungt nedbrytbart organisk stoffsuspendert tørrstoff

BOF, KOF, STS Vann 2 4 Vår, sommer, vinter, høst

Metaller

Metaller Nasjonale EQS Se kjemisk tilstand for medium/stasjoner/frekvens/tidspkt.

AOX Ekstraktivstoffer

Sediment (Vann)

2 4 Vår, sommer, vinter, høst

Kjem

isk

t.s.

Metaller Cd, Hg, Ni, Pb EU-EQS Biota Sediment (Vann)

2 1 1

4-12

Stasjoner: For valg av stasjoner er det lagt vekt på informasjon gitt av bedriften i forhold til utslippspunkter. Plassering av stasjoner ble gjort for å dekke mulige områder hvor man kunne forventet effekter av utslippene. Bedriften har lang erfaring med et måleprogram både av avløpsstrømmen og med stasjoner i vannforekomsten, samt at NIVA har erfaringer fra annen overvåking i området. Valget av stasjoner er vist i Figur 3.1 Resultater fra stasjoner som tilhører samme vannforekomst skal kombineres til ett resultat for hele vannforekomsten. Stasjoner som ligger i innblandingssonen kan utelates eller tillegges mindre vekt enn de andre stasjonene. Frekvenser: Avhengig av kvalitetselement er det satt opp en årlig frekvens på overvåkingen fra 1-4 målinger. De fysisk-kjemiske kvalitetselementene overvåkes hyppigere enn de biologiske kvalitetselementene, som er satt opp med en frekvens fra en til to ganger årlig. Da de fysisk-kjemiske kvalitetselementene varierer mye avhengig av vannføringen burde disse overvåkes minimum månedlig, og helst ukentlig. Målinger som er tatt under flomperioder må ikke brukes til tilstandsklassifisering, men kun inngå i tilførselsberegninger på nedstrøms vannforekomster.


20

Tidsrom: Begroingsalger må måles på sommeren/høsten. Heterotrof begroing («lammehaler») har en litt lengre vekstsesong, men kan ikke overvåkes i vinterhalvåret. Bunnfauna måles helst på senhøsten og/eller tidlig på våren, men kan ikke måles på sommeren, fordi mange av insektene da har klekket til voksne individer og forlatt elva. For fisk er det viktig å vurdere gyting, slik at denne parameteren bør overvåkes utenfor gytesesong, dvs. høst eller tidlig vinter anbefales. De fysisk-kjemiske kvalitetselementene kan måles uavhengig av sesong.

Figur 3.1 Stasjonsoversikt over tiltaksorientert overvåkning av treforedlingsbedrift med utslipp til elv.

3.1.4 Eksempel på overvåkingsprogram – kystvann

Dersom det er aktuelt å overvåke utslipp av metaller eller organiske miljøgifter (for eksempel AOX/EOCl/ekstraktivstoffer) fra treforedlingsindustrien i en sjøresipient, bør dette utføres i sediment og/eller biota. For sediment og biota vurderes målt konsentrasjon etter grenseverdier, dvs. EQS-verdiene dersom disse foreligger. For valg av antall målestasjoner og plassering av disse vil undersøkelsesareal og hydrokjemiske forhold være bestemmende. I tillegg må det tas hensyn til utformingen av de enkelte lokalitetene. For eksempel vil en lang og smal fjord sannsynligvis kreve færre stasjoner enn et åpent kystområde. Et eksempel på plassering av stasjoner for kystvann er vist i figur 3.2. Basert på målte konsentrasjoner av prioriterte stoffer i sediment og biota klassifiseres vannforekomstens tilstand. For prioriterte stoffer vil målte konsentrasjoner vurderes mot grenseverdier. Aktuelle fysisk-kjemiske støtteparametere er gitt i tabell 3.1.3.


21

Tabell 3.1.3 Eksempel på overvåkingsprogram for effekter av utslipp fra treforedlingsindustri til kystvann

Regulerte utslipps- komp.

Kvalitets-element


Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Næringssalter Planteplankton Klorofyll a Vann 5-10 6-12 Hele året, oftere om sommeren

Næringssalter Makroalger og angiospermer (ålegress)

Se klassifiserings-veilederen

hardbunn (makroalger) bløtbunns (ålegress)

3-5 1 Juli/august

Næringssalter og organisk stoff

Bløtbunnsfauna

NQI1 Sediment, bløtbunn

3-5 1 mai – sep.

Profilmålinger, salinitet, oksygen

Vann 6 Hele året, oftere om sommeren

Næringssalter Organisk stoff

Næringssalter BOF/KOF

Vann 5-10 6 Hele året, oftere om sommeren

Metaller 1)

AOX/EOCl Ekstraktivstoffer

Metaller AOX/EOCl

Nasjonale EQS (for metaller)

Sediment/ biota

3-5 Hvert 6. år for sediment 2), hvert år for biota

Høst-tidlig vinter for biota

TOC, kornstørrelse

Støtteparameter Sediment Som for sediment

Som for sediment

Som for sediment

Kjem

isk

t.s.

Metaller

Cd, Hg, Ni, Pb EU-EQS Sediment/ biota

3-5 Hvert 6. år for sediment 2), hvert år for biota

høst-tidlig vinter for biota

1) Andre metaller enn de som er nevnt under kjemisk tilstand og som antas å ha miljømessig betydning 2) Kan være hvert 12. år dersom sedimenteringshastighet er lav (ca. 1 mm/år eller lavere) Profilmålinger, salinitet og oksygen blir målt for å kartlegge effekten av utslippet i vannsøylen i nærområdet. Profilmålinger kan gi informasjon om innlagringsdypet utslippet. Vannprøver for analyse av næringssalter, planteplankton (klorofyll-a) og KOF gir informasjon om eutrofieringspåvirkningen i området. TOC og kornstørrelse er viktige støtteparametere i sediment for vurdering av bunnfaunaen. Det er også viktig for å kunne si noe om egnetheten av sedimentene for kjemiske målinger.


22

Figur 3.2 Stasjonsoversikt over tiltaksorientert overvåkning av treforedlingsbedrift med utslipp til kystvann.


23

3.2 Aluminiumsindustri 3.2.1 Beskrivelse av bransjen

Aluminiumsindustri er en del av den elektrometallurgiske bransjen, men er her omtalt spesielt på grunn av sitt omfang. I Norge har tilgangen på vannkraft gjort det mulig å etablere kraftkrevende industri. Den påfølgende industriutvikling har ført til bl.a. stor produksjon av aluminium, og Norge er i dag nummer 8 på listen over verdens største aluminiumsprodusenter med over 1 million tonn produsert i 2007. Norge har syv aluminiumsverk som alle finnes langs kysten fra Lista i sør til Mosjøen i nord (Karmøy, Høyanger, Årdal, Sunndalsøra, Lista, Mosjøen og Sørdal) [12]. Mange aluminiumsverk ligger ved elvemunninger innerst i trange fjordområder, og har utslipp til sjøen. Norsk aluminium framstilles ved hjelp av vannkraft, som gjør fremstillingen mer miljøvennlig enn fremstilling ved smelteverk som drives med strøm fra kullkraft.


Aluminiumsindustri har hatt sjøen som hovedresipient, og bekymringer for miljøet har vært i forbindelse med PAH i utslippet. PAH-forbindelser har til dels kommet direkte fra produksjonsprosessen, men særlig fra installasjon av renseinnretninger på smelteovnene for å redusere utslipp til luft. Den særegne topografien til norske fjorder medfører at disse fungerer som sedimentasjonsbassenger og dermed gir lokale og regionale forurensningsproblemer. PAH-tilførsel til kystområder kommer også fra andre kilder, slik som avrenning fra urbane områder, avløpsvann, atmosfærisk avsetting og søl og lekkasjer av olje/tjæreholdige produkter. Disse antas imidlertid å ha relativ liten betydning lokalt i forhold til direkte utslipp fra aluminiumsindustrien. Bekymring for miljøet er spesielt knyttet til biotilgjengelighet av PAH i sediment, transport til næringskjeden og økt konsentrasjon i organismen. Biologiske effekter av PAH inkluderer vevsforandring, kreft, genetiske forandringer, effekter på reproduksjon, effekter på vekst og utvikling, samt effekter på immunsystemet. Aluminiumsindustri kan også ha utslipp av metaller, og disse bør tas med i undersøkelse av tilstand og utvikling. Økologisk tilstand Aluminiumsindustri vil ofte ikke ha utslipp av så mange stoffer som gir en spesifikk økologisk påvirkning. Det er allikevel naturlig at bedriften velger det mest følsomme biologiske kvalitetselementet som er i dette tilfelle ofte vil være bunnfauna. Dette bør støttes med undersøkelse av oksygen og siktedyp i vannsøylen og TOC og kornstørrelse i sediment dersom denne matriksen velges for overvåking av PAH og metaller. Avhengig av hvilke metaller og PAH bedriften slipper ut vil disse enten brukes for å vurdere økologisk eller kjemisk tilstand. EU-prioriterte stoffer (brukes til kjemisk tilstand) finnes i Vedlegg A. Kjemisk tilstandsvurdering Metaller: Metallene kan analyseres i sedimenter og/eller biota. For kystvann vil metallinnhold i biota (blåskjell) ofte være den beste matriksen for analyse, men sediment kan også brukes. Bedriften bør overvåke de metallene som det er sannsynlig at den slipper ut. PAH: Denne gruppen av miljøgifter kan bioakkumulere i organismer. Dersom bedriften tar hånd om slike forbindelser, vil det være naturlig å overvåke disse forbindelsene i biologisk materiale (blåskjell). Det kan også være et alternativ å overvåke disse parameterne ved bruk av passiv prøvetaking eller i sediment dersom det ikke er tilgang på biologisk materiale.


24

Tabell 3.2.1 Kvalitetselementer som er egnet til overvåking av forskjellige typer utslipp fra aluminiumindustri

Utslippskomponenter Biologiske kvalitetselementer



Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Halogenerte organiske forbindelser, tungt nedbrytbart stoff

Bunnfauna

Metaller 1) Aktuelle metaller Biota sediment

PAH 2) Aktuelle PAH Biota sediment

Kornstørrelse, TOC sediment

Kjem

isk

t.s.

Metaller 3) Aktuelle metaller Biota sediment

PAH 4) Aktuelle PAH Biota sediment

1) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 3 og som antas å ha miljømessig betydning, for eksempel arsen, kobber, krom, molybden, mangan, sink, vanadium

2) Andre PAH som ikke er nevnt i pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning 3) Metaller omfattet av EU-prioriterte stoffer: bly, kadmium, kvikksølv og nikkel 4) PAH som er nevnt i EU-prioriterte stoffer er benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten,

benso(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3-cd)pyren

3.2.3 Eksempel på overvåkingsprogram

Undersøkelse av sediment, blåskjell og fisk, samt bunnfauna i sediment (se f. eks. [13]) og passiv prøvetaking i vannfasen, se f.eks. Næs et al. [14], er vel utprøvde metoder for vurdering av konsentrasjonsnivå, trender og effekter av PAH. Det finnes for tida EQS-verdier for PAH i vannfasen og for noen PAH i biota. For andre PAH kan Norge selv etablere kriterier for disse matriksene. Det er grunn til å tro at det norske klassifiseringssystemet oppfyller kravet om like god eller bedre beskyttelse enn det som EQS i sjøvann tilsier. Det er vanlig å bruke tilstandsklasse II eller bedre som akseptkriterium når dette systemet brukes. Antall og plassering av stasjoner avhenger av vannforekomstens utbredelse, form og de hydrokjemiske forholdene. For eksempel vil en lang og smal fjord sannsynligvis kreve færre stasjoner enn en resipient i et åpent kystområde. Antallet kan være noe høyere enn forslått av [15]. Den strategien for tiltaksorientert overvåking som foreslås her er basert på antatte utslipp, og tar ikke høyde for episodiske uhellsutslipp av konsesjonsbelagte stoffer eller andre stoffer. For eksempel, har vedlikeholdsarbeid ført til uheldig utslipp av PCB i en fjord hvor utslipp av dette stoffet var ukjent [16]). En oversikt over anbefalte kvalitetselementer og den matriks de måles i er gitt i Tabell 3.2.2


25

Tabell 3.2.2 Eksempel på overvåkingsprogram for effekter av utslipp fra aluminiumindustri til kystvann

Utslipps- komponenter

Kvalitets-element


Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Bløtbunnsfauna NQI1 Sediment 4-6 Hvert til hvert tredje år

mai – sep.

Oksygen Siktedyp

Støtteparameter

vann 6 Hele året, oftere om sommeren

Metaller 1)

PAH 2)

Nasjonale EQS

Se kjemisk tilstand for medium/stasjoner/frekvens/tidspkt.

TOC, kornstørrelse

Støtte-parameter

Sediment Som for sediment

Som for sediment

Som for sediment

Kjem

isk

tils

tand

Metaller 4)

PAH 5) EU-EQS Sediment 3-5 Hvert 6. år1) Ikke relevant

Metaller 4)

PAH 5) EU-EQS Blåskjell 6-12 Hvert år Om høsten

Metaller 4)

PAH 5)

Passive prøve- takere 6)

2-5 Ett års eksponering

Utsetting/inn-henting om høsten

1) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning, for eksempel arsen, kobber, krom, molybden, mangan, sink, vanadium

2) Andre PAH som ikke er nevnt i pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning 3) Kan være hvert 12. år dersom sedimenteringshastighet er lav (ca. 1mm/år eller lavere) Oftere hvis tiltak er gjort

nylig 4) Metaller omfattet av EU-prioriterte stoffer: bly, kadmium, kvikksølv og nikkel 5) PAH som er nevnt i EU-prioriterte stoffer er benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten,

benso(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 6) Brukes til å beregne konsentrasjoner av den frie fraksjonen i vannsøylen. Økologisk tilstand: For kystvann kan det biologiske kvalitetselementet være overvåkning av bløtbunnsfauna i sediment. Målinger av oksygen bør gjøres i dypvann, helst på senhøsten/vinteren. TOC og kornstørrelse er viktige støtteparametere i sediment for vurdering av faunasituasjonen. Det er også viktig for å kunne si noe om egnetheten av sedimentene for kjemiske målinger. Kjemisk tilstand: For kystvann vil kjemisk tilstandsvurdering være avhengig i stor grad av hvor mye av PAH og metaller bedriften slipper ut og de hydrografiske forholdene i resipienten. Det er satt opp ulike alternativer for matriks som kan benyttes for å overvåke metaller og PAH, men det er ikke nødvendig å bruke mer enn en av disse matrisene. Stasjoner: Det er viktig å velge gode stasjoner for risikoområdet og referanseområdet. Bedriften bør ha minimum en stasjon i et egnet referanseområde, samt litt flere stasjoner i risikoområdet. For økologisk tilstandsvurdering har power-analyser vist at for bløtbunn bør det være minimum to stasjoner i et referanseområde, og like mange i influensområdet. For måling av PAH og metaller, trengs flere stasjoner i risikoområdet for blåskjell enn for sediment og passive prøvetakere.


26

Frekvenser: Siden det er fokus på målinger i sedimenter og biota, trenger ikke frekvensen på målingene å være høy. Årlige målinger i blåskjell og passive prøvetakere kan være passe frekvens, mens måling av bløtbunnsfauna og kjemiske parametere i sediment kan gjøres sjeldnere. Tidsrom: Måleprogrammet for de biologiske kvalitetselementene må tilpasses biologien og vekstvilkårene lokalt. Overvåking av bløtbunnsfauna kan foregå i perioden mai til september. Innhøsting av blåskjell for måling av PAH og metaller gjøres om høsten, og utsetting av passive prøvetakere gjøres på samme tid.


27

3.3 Annen elektrometallurgisk industri 3.3.1 Beskrivelse av bransjen

Elektrokjemisk og elektrometallurgisk industri har fra tidlig på 1900-tallet produsert metaller og legeringer ved hjelp av elektrisk energi fra vannkraft. Bedriftene er avhengige av havner for å ta imot råstoff og for utskiping av produkter, og ligger ofte innerst i trange fjorder ved utløpet av større vassdrag. Nærhet til vannkraftverk var et viktig premiss for lokalisering av denne type industribedrifter. I de elektrotermiske prosessene inngår elektrisk energi sammen med karbon og malm i reduksjonsprosesser. I elektrolytisk prosesser er elektrisk energi også en viktig råvare. Elektrometallurgisk industri er en betydelig eksportnæring i Norge. I Norge framstilles nikkel, sink, silisium og ferrosilisium, ferromangan og silikomangan og stål. I noen grad også kopper, kobolt, råjern og andre metaller som biprodukter. Aluminiumsproduksjon er en del av denne bransjen, men er omtalt spesielt under forrige kapittel.


Bransjen har utslipp av metaller og organiske miljøgifter. Metaller som forekommer som utslipp til vann og som representerer miljørisiko er kadmium, bly, kvikksølv og i mindre grad også krom, nikkel, kopper og sink. Noen metaller akkumuleres i næringskjedene. Mange av dem kan være toksiske. I mennesker kan eksponering av metaller over lang tid føre til skader. Av organiske miljøgifter har flere bedrifter i bransjen utslipp av PAH til vann. Flere bedrifter i bransjen har ikke utslipp til vann av betydning. Det er flere likheter mellom utslipp til vann fra denne typen industri og utslipp fra aluminiumsindustri, og for oversikt over typer av utslipp og eksempel på overvåkingsprogram henvises det derfor til kapittel 3.3.


28

3.4 Tekstilindustri 3.4.1 Beskrivelse av bransjen

Norsk tekstilindustri oppstod i industriell skala ved fossene i øvre løp av Akerselva i Oslo midt på 1800-tallet, og i resten av landet fra 1870-tallet, med basis i norsk ull og vannkraft. Produksjon ble ofte anlagt nær elver siden man først benyttet mekanisk vannkraft, mens senere overtok elektrisiteten. Produksjon er ofte avhengig av rikelig tilgang på rent ferskvann til vasking og skylling. Tekstilindustrien hadde sin storhetstid i Norge på begynnelsen av 1900-tallet, mens i dag er selve produksjonen av tekstiler i stor grad flyttet utenlands i siste del av 1900-tallet. Bransjeforeningen for tekstilindustrien har 110 medlemsbedrifter (pr. august 2013) med om lag 3 300 ansatte. Produksjonsmessig er det åtte bedrifter per november 2013, og disse er lokalisert i Hordaland, Oppland, Rogaland, Sogn og Fjordane, Sør-Trøndelag og Møre og Romsdal. Bedriftene produserer garn basert hovedsaklig på ull som råvare (råull og halvprosesserte ullvare) og innkjøpt bomull. Garnet er for håndstrikkemarkedet, veving av pledd, møbelindustrien, trikotasje og tepper. Produksjonsprosessen for tekstiler gjennomgår en rekke stadier, noen gjentatt mer enn én gang: forbehandling, råullvask, materialfarging/farging av fiber, karding, (kjemming, toving), spinning, tvinning, hesping, topsfarging og garnfarging og eventuelt spoling eller nøsting. Virksomhetene har gjerne enkel rensing i form av partikkel/fiberfiltrering og et sedimenterings/utjevningsbasseng. Ingen av tekstilbedriftene har kjemisk/biologisk rensing. Seks av åtte bedrifter har utslipp til kommunalt avløpsnett (med eller uten kjemisk/biologisk rensing), og to bedrifter har utslipp direkte til sjø, overgangen elv/sjø.


Bedriftene har utslipp til vann blant annet fra forbehandling, råullvask, materialfarging, topsfarging og garnfarging. Fra tekstilbransjen kan det forekomme utslipp av både lett nedbrytbart og tungt nedbrytbart organisk stoff (målt som KOF), metaller som for eksempel krom, sink, bly og kobber, absorberbare halogenerte organiske forbindelser (AOX), olje, sulfat, pesticider (kan inneholde fosfor) og møllmiddel. I noen tilfeller kan pesticider stamme fra materialene som bedriften tar inn, mens møllmiddel sprayes på/tilsettes tekstilene ved behov i bedriftene. I tillegg har tekstilbedriftene utslipp av ulike fargestoffer med ulik grad av miljørisiko. Dette kan være både fargestoffer og hjelpemidler ved fargestoff-formulering (dispergeringsmidler og antiskummidler), kjemikalier i fargings-prosesser (alkalier, salter, reduserende og oksiderende stoffer). Stoffene slippes ofte ut i en blanding av ulike fargestoffer. Det pågår nå en mer systematisk samling av data som gjelder forbruk og utslipp av kjemikalier og miljørisikovurderinger. Økologisk tilstandsvurdering KOF: Dette er en type utslipp som kan overvåkes både med biologiske og kjemiske kvalitetselementer, og det kan også være nyttig å benytte en kombinasjon av disse. Blant de biologiske kvalitetselementene som kan benyttes er bunnfauna (elv), fiskeindeks (elv, innsjø), makroalger (marint) og bløtbunnsfauna (marint). Måling av kjemisk oksygenforbruk (KOF) brukes som en indikator på organisk belastning.


29

Tabell 3.4.1 Kvalitetselementer som er egnet til overvåking av forskjellige typer utslipp fra tekstilindustri

Utslippskomponenter Biologiske kvalitetselementer Fysisk/kjemiske kvalitetselementer


Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Nedbrytbart organisk stoff (KOF)/organisk belastning

Bunnfauna elv (ASPT) Heterotrof begroing («lammehaler») Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø) (Makroalger kystvann)

KOF Vann

Olje/upolare hydrokarboner Måling av hydrokarboner (C10-C40)

Sediment Vann

Absorberbare halogenerte organiske forbindelser (AOX/EOCl)

AOX/EOCl Sediment Biota (Vann)

Diverse kjemikalier merket med R50/53, R51/53 og R 52/53

Vurdere kjemiske egenskaper (log Kow)

Metaller 1)


Kjem

isk

tils

tand

Møllmiddel (permetrin) Aktuelle møllmidler Vann

Pesticider Aktuelle pesticider Vann

Metaller 2


1) Najonalt prioriterte stoffer (vannregionspesifikke stoffer) som ofte slippes ut av tekstilindustrien er krom (total og seksverdig), sink og kobber

2) Metaller omfattet av de EU-pri. stoffene: Bly, kadmium, kvikksølv og nikkel Økologisk tilstand KOF: 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), fiskeindeks (elv, innsjø), makroalger (marint) og bløtbunnsfauna (marint). Måling av kjemisk oksygenforbruk (KOF) brukes som en indikator på organisk belastning, og de fysisk-kjemiske kvalitetselementene bør også inkludere oksygenprofil (innsjø og kystvann), og siktedyp. Olje/upolare hydrokarboner: Måling av olje (= hydrokarboner (C10-C40)) kan gjøres i vann eller sedimenter. Her er målinger i sediment å foretrekke dersom det er mulig, siden olje har høy affinitet for partikler. Det finnes ikke klassifiseringssystem (EQS) for disse stoffene, men det er likevel viktig at de overvåkes i resipienten slik at effekten på sikt kan klassifiseres. AOX/EOCl: For denne utslippsparameteren finnes ikke klassegrenser, og det kjemiske kvalitetselementet består i å måle AOX/EOCl. 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 følsomme enn vann. Dersom det ikke er praktisk mulig å analysere i sediment eller biota, kan eventuelt vann analyseres. Det er viktig å overvåke denne parameteren, men den kan foreløpig ikke klassifiseres. Kjemisk tilstand Metaller: For metaller finnes ikke biologiske indekser med tilhørende klassegrenser, og overvåkning må derfor bestå i kjemiske målinger. Metallene kan analyseres i vann, sedimenter og/eller biota. For


30

kystvann og innsjøer vil biota ofte være den beste matriksen for analyse, men sediment kan også brukes. For elver er det ofte vanskelig å finne egnede sedimenter og biota, og derfor kan vann 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 inngår metallene som henholdsvis kjemisk tilstandsvurdering eller økologisk tilstandsvurdering. Møllmiddel og pesticider: Dersom bedriften benytter pesticider eller møllmiddel i produksjonen, bør overvåkingen inkludere analyser av slike forbindelser. Avhengig av om disse forbindelsene finnes på liste over EU-EQS eller på nasjonalt prioriterte stoffer benyttes disse til å vurdere henholdsvis kjemisk eller økologisk tilstand. Analysene gjøres i vann for de fleste pesticidene, men noen pesticider kan ha egenskaper som gjør at de er partikkelbundet (høy log Kow). Diverse kjemikalier merket med R50/53, R51/53 og R 52/53: Dersom bedriften benytter kjemikalier som er giftige for vannlevende organismer (merket med R50/53, R51/53 og R 52/53), kan det vurderes om det er aktuelt å gjøre en økotoksikologis giftighetstest av avløpsvannet for å teste hvor giftig dette er for vannlevende organismer, og om det kan være aktuelt å gjøre en estimering av fortynningsbehov av avløpet [17].


31

3.4.3 Eksempel på overvåkingsprogram – elv og innsjø

Tabell 3.4.2 Eksempel på overvåkingsprogram for effekter av utslipp fra tekstilindustri til elv/innsjø

Utslipps- komp.

Kvalitets-element


Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Organisk stoff Bunnfauna elv Heterotrof begroing «Lammehaler» Bunnfauna

innsjø

ASPT Dekningsgrad Marflo evt. skjoldkreps (Terskel-indikator)

Vann (bunn-substrat)

3-7 2 Tidlig vår og sen høst

Organisk stoff KOF Vann 3-7 4

Olje/upolare hydrokarboner

Sediment Biota

3-7 1 Hele året

Metaller 1)

AOX/EOCl

Nasjonale EQS (metaller)

Sediment (Vann)

3-7 1 4

Hele året

Kjemikalier merket med R50/53, R51/53 og R 52/53

Biota Sediment

3-7 1 Hele året

Kjem

isk

tils

tand

Metaller Cd, Hg, Ni, Pb EU-EQS Biota Sediment (Vann)

3-7 1 1

4-12

Hele året

Møllmiddel 2)

Pesticider 2)

EU-EQS Vann 3-7 4-12 Hele året

1) Andre metaller enn de som er nevnt under kjemisk tilstand og som antas å ha miljømessig betydning 2) For møllmiddel og pesticider gjelder substitusjonsplikten. Hvorvidt slike midler skal med i overvåkningen avhenger

av i hvor stort omfang de forekommer i virksomheten. Økologisk tilstand Biologiske kvalitetselementer For KOF kan bunnfauna i elv være et godt alternativ. Dersom utslippet går til innsjø, kan det vurderes å bruke bunnfauna (terskelindikatorer som marflo og skjoldkreps) selv om dette ikke er interkalibrerte parametere. Fysiske/kjemiske kvalitetselementer KOF-målinger i vann bør inngå i overvåkningen Kjemisk tilstand Kjemiske kvalitetselementer: De andre kjemiske parameterne som er nevnt bør analyseres i biota eller sediment dersom det er praktisk mulig (utenom pesticider som vanligvis måles i vann). Kommentarer Stasjoner: For valg av stasjoner bør vi legge vekt på at plassering av stasjoner må gjøres for å dekke mulige områder hvor vi kan forvente effekter av utslippene. Det er viktig å velge en god referansestasjon, samt at bedriften bør ha minimum to stasjoner der vi kan forvente en påvirkning.


32

Frekvenser: Avhengig av kvalitetselement er det satt opp en årlig frekvens på overvåkningen fra en til fire målinger. Frekvensen er avhengig av hvilken matriks som velges, samt hvilket stoff som analyseres og hyppigere målinger kan bli aktuelt. De kjemiske målingene skal foretas samtidig med overvåkning av biologiske kvalitetselementer som er satt opp med en frekvens fra en til to ganger årlig. Flere kjemiske målinger per år kan vurderes i det enkelte tilfellet. Analyse av vannprøver krever gjerne hyppigere prøvetaking enn sediment og biota. Dersom bedriften har utslipp av stoffer som er nevnt i EU-EQS-liste (se Vedlegg A) skal de måle disse hyppigere enn 2 ganger årlig og minst fire ganger avhengig av problemets omfang i en oppstartfase av overvåkingen. (Frekvensene som er nevnt i klassifiseringsveilederen er en gang i måneden for EU-EQS, og fire ganger årlig for nasjonalt prioriterte stoffer). Tidsrom: Måleprogrammet for de biologiske kvalitetselementene må tilpasses biologien og vekstvilkårene lokalt. Det kjemiske måleprogrammet er ikke like begrenset av vekstsesong, og er i derfor i større grad uavhengig av sesong.

3.4.4 Eksempel på overvåkingsprogram - kystvann

Økologisk tilstand Biologiske kvalitetselementer For kystvann kan det biologiske kvalitetselementet være overvåkning av bunnfauna i sediment. Dette er en relativt følsom parameter for generell påvirkning. Bedriften kan velge en annen parameter fra tabell 3.4.1 dersom denne parameteren ikke egner seg for deres lokalitet eller forhold. Kjemiske kvalitetselementer Vannprøver for analyse av KOF gir informasjon om belastning i området. Profilmålinger, salinitet og oksygen blir målt for å kartlegge influensen fra prosessavløpet gjennom vannsøylen i nærområdet. Målinger av oksygen bør gjøres i dypvann, helst på senhøsten/vinteren. Bedriftene bør på sikt vurdere å få inn målinger av siktedyp. Profilmålinger kan gi informasjon om innlagrinsdypet til prosessvannet fra avløpet. Behovet for målinger av oksygen og siktedyp vurderes i det enkelte tilfellet. Kjemisk tilstand Kjemiske kvalitetselementer For kystvann vil kjemisk tilstandsvurdering være avhengig av hva bedriften slipper ut. Utslipp av metaller, olje og møllmiddel og pesticider bør overvåkes dersom dette forekommer. Målinger i biota eller sediment er det beste for disse parameterne, uten pesticider/møllmiddel som måles i vann. Bedriften trenger ikke måle i alle matrikser (sediment/blåskjell/passiv prøvetaker), men kan velge en matriks som passer for den aktuelle resipienten. Kommentarer Stasjoner: Det er viktig å velge gode stasjoner for risikoområdet og referanseområdet. Bedriften bør ha minimum en stasjon i et egnet referanseområde, samt litt flere stasjoner i risikoområdet. For økologisk tilstandsvurdering har analyser vist at for bløtbunn bør det være minimum to stasjoner i et referanseområde, og like mange i influensområdet. Generelt trengs flere stasjoner i risiko-området for blåskjell enn for sediment og passive-prøvetakere. Frekvenser: For målinger i sedimenter og biota, trenger ikke frekvensen på målingene å være høy. Årlige målinger i blåskjell og/eller passive prøvetakere kan være passe frekvens, mens måling av bunnfauna og kjemiske parametere i sediment kan gjøres sjeldnere. Dersom pesticider skal overvåkes må dette gjøres oftere, og inntil en gang hver måned dersom pesticidet er på EU-EQS. Tidsrom: Måleprogrammet for de biologiske kvalitetselementene må tilpasses biologien og vekstvilkårene lokalt. Overvåking av bunnfauna kan foregå i perioden mai til september. Innhøsting av blåskjell for måling av metaller gjøres om høsten, og utsetting av passive prøvetakere gjøres på samme tid.


33

TOC og kornstørrelse er viktige støtteparametere i sediment for vurdering av faunasituasjonen. Det er også viktig for å kunne si noe om egnetheten av sedimentene for kjemiske målinger.

Tabell 3.4.3 Eksempel på overvåkingsprogram for effekter av utslipp fra behandlingsanlegg for farlig avfall til kystvann

Utslipps- komponenter

Kvalitets-element


Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Organisk stoff Bunnfauna Sammensatt indeks (NQI1) Artsmangfold: Ømfintlighet Individtetthet (ny)

bløtbunn 2-5 Hvert til hvert tredje år

mai – sep.

Olje/hydrokarboner Sediment 3-5 Hvert 6. år2)

Ikke relevant

Profilmålinger/ Salinitet Siktdyp Oksygen

Støtteparametere Vann 1-4 (11) 1-4 (11) 1-4 (11) 1 (O2)

Hele året, oftere minimum om sommeren

TOC, kornstørrelse Støtteparameter Sediment 3-5 Hvert 6. år2)

Ikke relevant

Metaller 1) Nasjonale EQS Se kjemisk tilstand for medium/stasjoner/frekvens/tidspkt.

Kjem

isk

tils

tand

Metaller Cd, Hg, Ni, Pb

EU-EQS Sediment 3-5 Hvert 6. år2)

Ikke relevant


EU-EQS Blåskjell 5-10 Hvert år Høst


Passive prøvetakere 3)


Utsetting/ innhenting om høsten

Møllmiddel 4)

Pesticider 4)

EU-EQS Vann 2-5 4-12 Hele året

1) Andre metaller enn de som er nevnt under kjemisk tilstand og som antas å ha miljømessig betydning 2) Kan være hvert 12. år dersom sedimenteringshastighet er lav (ca. 1mm/år eller lavere) 3) Brukes til å beregne konsentrasjoner av den frie fraksjonen i vannsøylen 4) For møllmiddel og pesticider gjelder substitusjonsplikten. Hvorvidt slike midler skal med i overvåkningen

avhenger av i hvor stort omfang de forekommer i virksomheten.


34

3.5 Behandlingsanlegg for farlig avfall 3.5.1 Beskrivelse av bransjen

Behandlingsanlegg for farlig avfall er en relativt ny bransje i Norge. Virksomheter som skal behandle farlig avfall må ha tillatelse fra Miljødirektoratet eller i enkelte tilfeller fra Fylkesmannen. I Norge behandles mye uorganisk farlig avfall, som for eksempel tungmetallholdig avfall, syrer og baser, ved nøytralisering og deponering. Behandling av organisk farlig avfall, som for eksempel maling og lakk, skjer ved at avfallet først forbehandles og deretter går til forbrenning. For noen avfallstyper, for eksempel oljeboringsavfall fra offshoreindustri, er det etablert egne behandlingsanlegg for dette avfallet på land. Enkelte andre industrivirksomheter har tillatelse til å behandle eget farlig avfall. Bransjen er variert, og noen behandlingsanlegg tar imot mange typer avfall, mens andre er mer spesialiserte og tar kun imot en bestemt type avfall. En type avfall som det er stort behov for å ta i mot er boreavfall fra offshoreindustrien. Denne typen avfall består av oljeboringsavfall og vann forurenset med hydrokarboner eller andre kjemikalier. En av utfordringene for disse behandlingsanleggene er at de ofte ikke er tilstrekkelig kunnskap om innhold og egenskaper med avfallet. For eksempel har det nylig blitt vist at flere avfallsfraksjoner fra offshoreindustrien kan inneholde andre stoffer en det som er forventet å finne, slik som poly- og perfluorerte forbindelser. Det gjør det spesielt utfordrende å lage et dekkende overvåkingsprogram. Behandlingen av offshoreavfall kan bestå i separering i tre fraksjoner: en vannfraksjon, en fraksjon med partikulært materiale, og en fraksjon med hydrokarboner. Vannfraksjonen renses vanligvis med kjemisk og/eller biologisk renseanlegg eller membranteknologi. Fraksjon med partikulært materiale går til deponi. Fraksjonen med hydrokarboner blir energiutnyttet i egnet anlegg. De fleste anlegg har tankpark, mens noen anlegg har forbrenning av avfall og deponi. Ved forbrenning vil det dannes aske som må deponeres i godkjent deponi. For de anleggene som har eget deponi må overvåkingsprogrammet også omfatte overvåking i resipienten nedstrøms deponiet. Resten av farlig avfallsbransjen består av mange forskjellige typer anlegg. Dette kan være behandling av impregnert trevirke, behandling av klorparafin- og PCB-holdige ruter, energiutnyttelse av spillolje, gjenvinning av metallholdig avfall og deponier for farlig avfall. Et overvåkingsprogram må derfor tilpasses det enkelte anlegg og ta høyde for hvilken type avfall virksomheten behandler. Utslippene fra farlig avfallsbransjen har en kompleks sammensetning, og det er derfor nødvendig med streng regulering av disse utslippene. Tungmetaller og organiske miljøgifter er blant de største utfordringene for denne bransjen. Det er derfor ekstra viktig med overvåking i resipienten for å følge utviklingen.

3.5.2 Typer av utslipp og aktuelle kvalitetselementer for overvåking

Økologisk tilstand Behandlingsanlegg for farlig avfall har utslipp som kan gi spesifikk økologisk påvirkning. Stoffer som bør vurderes er oppløst organisk materiale (regulert som KOF/TOC), olje/hydrokarboner og andre metaller som ikke er omfattet i vannforskriften. For behandlingsanlegg for farlig avfall er det derfor naturlig at bedriften velger det mest følsomme biologiske kvalitetselementet for kartlegging av økologisk tilstand som passer de forholdene som er i omkringliggende miljø. Olje/hydrokarboner: Mange behandlingsanlegg vil kunne ha et utslipp av olje eller hydrokarboner. Disse forbindelsene er fettløselige, og vil derfor lett assosieres til organisk materiale. Det vil derfor være best å overvåke denne parameteren i sediment dersom dette er praktisk mulig. I de tilfellene der det er vanskelig å få tak i sediment (for eksempel elver), kan vannprøver benyttes. Det finnes ikke miljøkvalitetsstandarder (EQS) for disse stoffene, men det er likevel viktig at de overvåkes i resipienten slik at effekten på sikt kan klassifiseres. BTEX: Dette er en gruppe flyktige komponenter med relativt lav fettløselighet og som ikke så lett konsentreres i biologisk materiale. Dersom disse komponentene skal måles, er anbefalt matriks vann.


35

Bedriftene bør derfor å måle denne parameteren i avløpsvannet, mens måling i resipienten vanligvis ikke er nødvendig.

Tabell 3.5.1 Kvalitetselementer som er egnet til overvåking av forskjellige typer utslipp fra behandlingsanlegg for farlig avfall

Regulerte utslippskomponenter

Biologiske kvalitetselementer



Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Organisk stoff (KOF/TOC) Bunnfauna elv Heterotrof begroing elv Bløtbunnsfauna kystvann (Fiskeindeks elv, innsjø,

kystvann) (Makroalger kystvann)

KOF oksygen siktedyp

Vann

BTEX Vann

Olje/hydrokarboner C10-C40 Sediment (Vann)

PAH1)

Metaller 2)

PCB 3)

Aktuelle stoffer Sediment Biota (Vann)

Kjem

isk

tils

tand

PAH 4) Metaller 5)

Aktuelle stoffer

Sediment Biota (Vann)

Klorfenoler Sedimenter EOCl

PFAS Biota

1) Andre PAH som ikke er nevnt i pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning 2) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 5og som antas å ha miljømessig betydning, for eksempel: arsen,

kobber, kobolt, krom, sink, sølv etc. 3) Minimum: kongenerene 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180 4) PAH som er nevnt i EU-prioriterte stoffer er benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten,

benso(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 5) Metaller omfattet av EU-prioriterte stoffer: Bly, kadmium, kvikksølv, og nikkel

Kjemisk/økologisk tilstandsvurdering Metaller: Metallene kan analyseres i sedimenter og/eller biota. For kystvann og innsjøer vil metallinnhold i biota (blåskjell eller tang) ofte være den beste matriksen for analyse, men sediment kan også brukes. For elver er det ofte vanskelig å finne egnede sedimenter og biota, og derfor kan vann brukes i disse tilfellene. Bedriften bør overvåke de metallene som det er sannsynlig at den slipper ut. Dersom utslippet er langt lavere enn det som er teknisk målbart så kan man vurdere å utelate dette fra overvåkingsprogrammet. PAH/PCB/PBDE/PFAS: Disse forbindelsene har generelt høy fettløselighet, og kan bioakkumulere oppover i næringskjeden. PCB og PBDE er forbindelser med høy persistens, og vil derfor ikke forsvinne så lett fra miljøet dersom de slippes ut. Dersom bedriften tar hånd om slike forbindelser, vil det være naturlig å overvåke disse forbindelsene i biologisk materiale (for eksempel blåskjell). Det kan også være et alternativ å overvåke disse parameterne ved bruk av passiv prøvetakning eller i sediment dersom det ikke er tilgang på biologisk materiale. Klorfenoler: Dersom bedriften har utslipp av slike forbindelser, kan disse forbindelsene måles i sediment. Eventuelt kan en samleparameter for halogenerte stoffer i biologisk materiale (EOCl) være en alternativ måte å overvåke denne parameteren.


36

3.5.3 Eksempel på overvåkingsprogram elv/innsjø

Tabell 3.5.2 Eksempel på overvåkingsprogram fro effekter av utslipp fra behandlingsanlegg for farlig avfall til elv/innsjø


Kvalitetselement Indeks Medium/ matriks

Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Organisk stoff Bunnfauna (elv) Heterotrof begroing («lammehaler»)

ASPT dekningsgrad

Substrat/ sediment 3-7

2 Vår og høst

Organisk stoff KOF Vannsøyle

2

4 Vår, sommer, høst, vinter

Olje/hydro-karboner

Sediment (Vann)

3-5 Hvert 3. år 2 (vann)

PAH 1)

metaller 2) PAH Metaller

Nasjonale EQS Se kjemisk tilstand for medim/stasjoner/frekvens/tidspkt.

TOC, kornstørrelse

Støtte-parameter

Sediment 3-5

Som for sediment

Som for sediment

Kjem

isk

tils

tand

PAH 3)


EU-EQS Sediment 3-5

Hvert 3. år

PAH 3)


EU-EQS Biota 3-5

Hvert år Om høsten

PAH 3)


Passive prøvetakere 2-5

Ett års eksponering

Utsetting/ innhenting om høsten

1) Andre PAH som ikke er nevnt i pkt. 3 og som antas å ha miljømessig betydning 2) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning, for eksempel: arsen,

kobber, kobolt, krom, sink, sølv etc. 3) PAH som er nevnt i EU-prioriterte stoffer er benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten,


Økologisk tilstand: For elver kan det biologiske kvalitetselementet være overvåkning av bunnfauna. Dette er en relativt følsom parameter for KOF. Heterotrof begroing kan eventuelt også benyttes. For innsjøer finnes foreløpig ikke egnede biologiske kvalitetselementer med klassifiseringsgrenser, men bunnfauna i innsjøer er følsomt for denne typen påvirkninger. Kjemisk/Økologisk tilstandsvurdering: For elver og kystvann vil kjemisk tilstandsvurdering være avhengig av hva bedriften slipper ut. De fleste behandlingsanlegg for farlig avfall vil kunne ha et utslipp av oljerelaterte komponenter, PAH og metaller. Vårt forslag er basert på dette. Dersom bedriften i tillegg lagrer forbindelser som kan inneholde andre miljøgifter (for eksempel PCB, poly- og perfluorerte forbindelser eller bromerte flammehemmere) kan disse overvåkes i miljøet tilsvarende som PAH og metaller. Det er litt ulik frekvens på overvåking avhengig av om bedriften velger sediment, biota eller passive prøvetakere for å overvåke utslippet sitt. Det er ikke nødvendig å bruke mer enn en av disse matriksene.


37

Stasjoner: Det er viktig å velge gode stasjoner for risikoområdet og referanseområdet. Bedriften bør ha minimum en stasjon i et egnet referanseområde, samt litt flere stasjoner i risikoområdet. Generelt trengs flere stasjoner i risikoområdet. Frekvenser: Hvis det er mulig å gjøre overvåking i sedimenter og/eller biota, trenger ikke frekvensen på målingene å være høy. Dersom vannprøver benyttes, skal frekvensen være hver 3. måned for nasjonale stoffer, og hver måned for komponenter som er på EU-EQS. Tidsrom: Måleprogrammet for de biologiske kvalitetselementene må tilpasses biologien og vekstvilkårene lokalt. Overvåking av bunnfauna i elv må gjøres enten tidlig vår (april) og sen høst (slutten av oktober/november) TOC og kornstørrelse er viktige støtteparametere i sediment for vurdering av faunasituasjonen. Det er også viktig for å kunne si noe om egnetheten av sedimentene for kjemiske målinger.

3.5.4 Eksempel på overvåkingsprogram kystvann

Tabell 3.5.2 Oversikt over hovedelementer i overvåkningsprogram for kystvann


Kvalitetselement Indeks Medium/ matriks

Antall stasjoner

Frekvens (pr. år)

Tidspkt.

Øko

logi

sk t

ilsta

nd

Organisk stoff Bløtbunnsfauna NQI1 Sediment, bløtbunn

2-5 Hvert til hvert tredje år

mai – sep.

Organisk stoff KOF Vann 5-10 6 Hele året, oftere om sommeren

Olje/hydrokarboner Sediment 2-5 Hvert til hvert tredje år

Profilmålinger salinitet, oksygen, siktdyp

Støtte-parametere

Vann 1-2 (O2) 2/mnd sommer

Hele året, oftere om sommeren

PAH 1)


Nasjonale EQS

Se kjemisk tilstand for medim/stasjoner/frekvens/tidspkt.

TOC, kornstørrelse Støtte-parameter

Sediment 3-5

Som for sediment

Som for sediment

Kjem

isk

tils

tand

PAH 2) metaller 3)

Sediment 3-5 1 gang hvert 6. år5)

Ikke relevant

PAH 2) metaller 3)

PAH Metaller

Blåskjell 4-12 Hvert år Om høsten

PAH 2) metaller 3)

PAH Metaller

Passive prøvetakere6)


Utsetting/ inn-henting om høsten

1) Andre PAH som ikke er nevnt i pkt. 3 og som antas å ha miljømessig betydning 2) Andre metaller enn de som er nevnt under pkt. 4 og som antas å ha miljømessig betydning, for eksempel:

arsen, kobber, kobolt, krom, sink, sølv etc. 3) PAH som er nevnt i EU-prioriterte stoffer er benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten,



38

5) Kan være hvert 12. år dersom sedimenteringshastighet er lav (ca. 1mm/år eller lavere) 6) Brukes til å beregne konsentrasjoner av den frie fraksjonen i vannsøylen.

Økologisk tilstand: For kystvann kan det biologiske kvalitetselementet være overvåkning av bløtbunnsfauna i sediment. Dette er en relativt følsom parameter for KOF. Bedriften kan velge en annen parameter fra tabell 3.5.1 dersom denne parameteren ikke egner seg for deres lokalitet eller forhold. Vannprøver for analyse av KOF gir informasjon om belastning i området. Profilmålinger, salinitet og oksygen blir målt for å kartlegge influensen fra prosessavløpet gjennom vannsøylen i nærområdet. Målinger av oksygen bør gjøres i dypvann, helst på senhøsten/vinteren. Siktedyp bør gjøres relativt hyppig i sommermånedene (2 ganger i måneden under våroppblomstringen) og deretter hver måned. Profilmålinger kan gi informasjon om innlagrinsdypet til prosessvannet fra avløpet. Kjemisk tilstandsvurdering: For kystvann vil kjemisk tilstandsvurdering være avhengig av hva bedriften slipper ut, se kommentarer som for elver/innsjøer. Stasjoner: Det er viktig å velge gode stasjoner for risikoområdet og referanseområdet. Bedriften bør ha minimum en stasjon i et egnet referanseområde, samt litt flere stasjoner i risikoområdet. For økologisk tilstandsvurdering har power-analyser vist at for bløtbunn bør det være minimum to stasjoner i et referanseområde, og like mange i influensområdet. Generelt trengs flere stasjoner i risiko-området for blåskjell enn for sediment og passive prøvetakere. Frekvenser: Siden det er fokus på målinger i sedimenter og biota, trenger ikke frekvensen på målingene å være høy. Årlige målinger i blåskjell og passive prøvetakere kan være passe frekvens, mens måling av makroevertebrater og kjemiske parametere i sediment kan gjøres sjeldnere. Tidsrom: Måleprogrammet for de biologiske kvalitetselementene må tilpasses biologien og vekstvilkårene lokalt. Overvåking av bunnfauna kan foregå i perioden mai til september. Innhøsting av blåskjell for måling av PAH og metaller gjøres om høsten, og utsetting av passive prøvetakere gjøres på samme tid. TOC og kornstørrelse er viktige støtteparametere i sediment for vurdering av faunasituasjonen. Det er også viktig for å kunne si noe om egnetheten av sedimentene for kjemiske målinger.


39

4. Referanser 1. EU European Union. Directive 2000/60/EC of the European parliament and of the council of 23 october 2000

establishing a framework for community action in the field of water policy. 2000/60.:82. [cited 31 October 2013]. Available from http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CONSLEG:2000L0060:20090625:EN:PDF.

2. Lovdata. 2006. FOR 2006-12-15 nr 1446: Forskrift om rammer for vannforvaltningen. [cited 31 October 2013]. Available from http://www.lovdata.no/cgi-wift/ldles?doc=/sf/sf/sf-20061215-1446.html.

3. EU European Union. 2013. Directive 2013/39/EU 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.:17. [cited 25 October 2013]. Available from http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2013:226:0001:0017:EN:PDF.

4. Mal for overvåkingsprogram - Vannportalen. [cited 31 October 2013]. Available from http://www.vannportalen.no/hoved.aspx?m=45150&amid=3604917&utskrift=1.

5. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet. 2010. Veileder 02:2009. Overvåking av miljøtilstand i vann. Veileder for vannovervåking iht. kravene i Vannforskriften. Versjon 1.5. Available from http://www.vannportalen.no/enkel.aspx?m=31151&amid=1657299.

6. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet. 2009. Veileder 01:2009. Klassifisering av miljøtilstand i vann. Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, grunnvann, innsjøer og elver.180. [cited 31 October 2013]. Available from http://www.vannportalen.no/Klassifiseringsveilederen_ny_profil_nett_red_FcG5S.pdf.file.

7. Bakke T, Breedveld G, Källqvist T, Oen A, Eek E, Ruus A, Kibsgaard A, Helland A, Hylland K. 2007. Guideline for risk assessment of contaminated sediment. Report TA2230/2007. Norwegian pollution control authority:65. Available from http://www.miljodirektoratet.no/no/Publikasjoner/Publikasjoner/2008/Februar/Veileder_for_risikovurdering_av_forurenset_sediment/.

8. Molvær, J., Knutzen, J., Magnusson, J., Rygg, B., Skei, J., Sørensen, J. 1997. Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Veiledning. TA-1467/1997.:36. Available from http://www.miljodirektoratet.no/no/Publikasjoner/Publikasjoner/2004/Februar/Klassifisering_av_miljokvalitet_i_fjorder_og_kystfarvann/.

9. Andersen, J.R., Bratli, J.L., Fjeld, E., Faafeng, B., Grande, M., Hem, L., Holtan, H., Krogh, T., Lund, V., Rosland, D., Rosseland, B.O., Aanes, K.J. 1997. Veledning klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann - TA1468.:31. [cited 19 November 2013]. Available from http://www.miljodirektoratet.no/old/klif/publikasjoner/vann/1468/ta1468.pdf.

10. Olsen, Marianne. 2012. På vei mot rein fjord i Grenland. Sluttrapport fra Prosjekt BEST. Fylkesmannen i Telemark, Miljøvernavdelingen:77. [cited 31 October 2013]. Available from http://www.fylkesmannen.no/Documents/Dokument%20FMTE/Milj%c3%b8%20og%20klima/Rein%20Fjord/BEST_sluttrapport_web_4Gj-5.pdf.

11. Ranneklev, S., Molvær, J., Tjomsland, T. 2013. Veileder for fastsetting av innblandingssoner.:28. [cited 31 October 2013]. Available from http://miljodirektoratet.no/Global/dokumenter/horinger/horing2013-7887_veileder.pdf.

12. Teknisk Ukeblad. 2008. Norsk aluminiumindustri - tu.no/nettarkiv. [cited 3 December 2013]. Available from http://www.tu.no/nettarkiv/2008/10/06/norsk-aluminiumindustri.

13. Næs. K., Håvardstun, J., Oug, E., Allan, I.J. 2011. Overvåking av det nære sjøområdet til Elkem i Kristiansand i 2010. Undersøkelse av konsentrasjoner av metaller og PAH i vann, blåskjell og sedimenter samt sammensetningen av dyrelivet på bløtbunn.35.

14. Næs. K., Allan, I.J., Håvadstun, J. 2012. Overvåking av det nære sjøområdet til Elkem i Kristiansand i 2011. Metaller og PAH i vann og blåskjell.:27.

15. Green, N., Bæk, K., Kringstad, A., Langford, K., Muusse, M., Ruus, A., Schøyen, M., Villø, M., Øxnevad, S. 2009. Screening of selected priority substances of the Water Framework Directive in marine samples 2004 - 2008. TA-2564/2009.:69.

16. Ruus, A., Green, N. 2006. Overvåking av miljøforholdene i Sørfjorden 2005. TA-2190/2006.:58. 17. SFT. 2000. Økotoksikologisk risikovurdering, Del I, Økotoksikologisk undersøkelse av industiavløp, SFT-rapport

1750/2000. Available from http://www.klif.no/no/Publikasjoner/Publikasjoner/2000/Desember/Okotoksikologisk-undersokelse-av-industriavlop--Okotoksikologisk-risikovurdering-Veiledning-del-I/.

18. European Commission. Common implementation strategy for the water framework directive (2000/60/EC). Guidance document No. 25 on chemical monitoring of sediment and biota under the water framework directive.


40

[cited 15 November 2013]. Available from http://www.aquaref.fr/system/files/u124/_-_Chemical_Monitoring_of_Sediment_and_Biota.pdf.


41

Vedlegg A. EUs prioriterte stoffer (november 2013)

Tabell A EUs prioriterte stoffer pr. november 2013

Nr Forbindelse CAS 1) AA-EQS 2)

Ferskvann 3)

AA-EQS Annet

MAC-EQS Ferskvann

MAC-EQS Annet

EQS Biota

1 Alaklor 15972-60-8 0,3 0,3 0,7 0,7

2 Antracen(A) 120-12-7 0,1 0,1 0,4 0,4

3 Atrazin 1912-24-9 0,6 0,6 2,0 2,0

4 Benzen 71-43-2 10 8 50 50

5 Bromerte difenyletere(A)(5) 32534-81-9 0,14 0,014 0,0085

6

Kadmium og kadmium-

forbindelser A)(6)

(avhengig av vannets hardhet)

7440-43-9

≤ 0,08 (kl.1)

0,08 (kl. 2)

0,09 (kl. 3)

0,15 (kl. 4)

0,25 (kl. 5)

0,2

≤ 0,45 (kl.1)

0,45 (kl.2)

0,6 (kl.3)

0,9 (kl.4)

1,5 (kl. 5)

≤ 0,45 (kl.1)

0,45 (kl.2)

0,6 (kl.3)

0,9 (kl.4)

1,5 (kl. 5)

6a Karbontetraklorid (7) 56-23-5 12 12 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

7 Kortkjedete klorparafiner

(C10-13) (A) 85535-84-8 0,4 0,4 1,4 1,4

8 Klorfenvinfos 470-90-6 0,1 0,1 0,3 0,3

9 Klorpyrifos, klorpyrifos-etyl 2921-88-2 0,03 0,03 0,1 0,1

9a

Cyclodienpesticider

Aldrin

Dieldrin

Endrin

Isodrin

309-00-2

60-57-1

72-20-8

465-73-6

Σ = 0,01 Σ = 0,005 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

9b DDT total Ikke oppgitt 0,025 0,025 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

Para-para-DDT 50-29-3 0,01 0,01 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

10 1,2-Dikloretan 107-06-2 10 10 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

11 Diklorometan 75-09-2 20 20 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

12 Di(2-etylheksyl)ftalat (DEHP) 117-81-7 1,3 1,3 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

13 Diuron 330-54-1 0,2 0,2 1,8 1,8

14 Endosulfan(A) 115-29-7 0,005 0,0005 0,01 0,004

15 Fluoranten 206-44-0 0,0063 0,0063 0,12 0,12 30

16 Heksaklorbenzen(A) 118-74-1 0,05 0,05 10

17 Heksaklorbutadien(A) 87-68-3 0,6 0,6 55

18 Heksaklorsykloheksan(A) 608-73-1 0,02 0,002 0,04 0,02

19 Isoproturon 34123-59-6 0,3 0,3 1,0 1,0

20 Bly og blyforbindelser 7439-92-1 1,2 1,3 14 14


42



Ferskvann 3)

AA-EQS Annet

MAC-EQS Ferskvann

MAC-EQS Annet

EQS Biota

21 Kvikksølv og kvikksølv-

forbindelser(A) 7439-97-6 0,07 0,07

20

22 Naftalen 91-20-3 2 2 130 130

23 Nikkel og nikkelforbindelser 7440-02-0 4 8,6 34 34

24 Nonylfenoler (4-nonylfenol)(A) 104-40-5 0,3 0,3 2,0 2,0

25 Oktylfenol 4-(1,1,3,3-

tetrametylbutyl)fenol 140-66-9 0,1 0,01 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

26 Pentaklorbenzen(A) 608-93-5 0,007 0,0007 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

27 Pentaklorfenol 87-86-5 0,4 0,4 1,0 1,0

28

Polyaromatiske hydrokarboner

(PAH) (A)(7) Ikke relevant Ikke oppgitt Ikke oppgitt Ikke oppgitt Ikke oppgitt

Benzo(a)pyren 50-32-8 1,7×10-4 1,7×10-4 0,27 0,027 5

Benzo(b)fluoranten 205-99-2 0,017 0,017

Benzo(k)fluoranten 207-08-9 0,017 0,017

Benzo(g,h,i)perylen 191-24-2 8,2×10-3 8,2×10-4

Indeno(1,2,3-cd)pyren 193-39-5 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

29 Simazin 122-34-9 1,0 1,0 4,0 4,0

29a Tetrakloretylen 127-18-4 10 10 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

29b Trikloretylen 79-01-6 10 10 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

30 Tributyltinn forbindelser

(tributyltinn kation)(A) 36643-28-4 0,0002 0,0002 0,0015 0,0015

31 Triklorobenzener 12002-48-1 0,4 0,4 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

32 Triklormetan (Kloroform) 67-66-3 2,5 2,5 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

33 Trifluralin 1582-09-8 0,03 0,03 Ikke oppgitt Ikke oppgitt

34 Dicofol 115-32-2 1,3×10-3 3,2×10-5 33

35 Perfluoroktansulfonsyre med

derivater (PFOS) 1763-23-1 6,5×10-4 1,3×10-4 36 7,2 9,1

36 Quinoxyfen 124495-18-7 0,15 0,015 2,7 0,54

37 Dioksiner og dioksinlignende

forbindelser

∑ PCDD +

PCDF + PCB-

DL 0,0065

μg/kg TEQ

38 Aclonifen 74070-46-5 0,12 0,012 0,12 0,012

39 Bifenox 42576-02-3 0,012 0,0012 0,004 0,004

40 Cybutryn 28159-98-0 0,0025 0,0025 0,016 0,016


43



Ferskvann 3)

AA-EQS Annet

MAC-EQS Ferskvann

MAC-EQS Annet

EQS Biota

41 Cypermehtrin 52315-07-8 8×10-5 8×10-6 6×10-4 6×10-5

42 Dichlorvos 62-73-7 6×10-4 6×10-5 7×10-4 7×10-5

43 Heksabromsyklododekan

(HBCDD) 0,0016 0,0008 0,5 0,05 167

44 Heptaklor og heptaklor

epoksid

76-44-8

1024-57-3 2×10-7 1×10-8 3×10-4 3×10-5 6,7×10-3

45 Terbutryn 886-50-0 0,065 0,0065 0,34 0,034

1. CAS- Chemical Abstracs service 2. Den gjennomsnittlige årlige verdien. Hvis ikke annet er oppgitt svarer denne verdien til totalkonsentrasjonen av alle isomere. 3. Ferskvann innebefatter elver, innsjøer og sterkt modifiserte ferskvannsforekomster 4. Den maksimalt tillatte verdien. Der hvor denne verdien ikke er oppgitt er den gjennomsnittlige årlige verdien ansett til også å

beskytte mot kortvarige utslipp av forbindelsen. 5. I gruppen av bromerte flammehemmere kalt polybromerte difenyletere inngår kongener med numrene 28, 47, 99, 100, 153 og 154. 6. For kadmium og kadmiumforbindelser er grenseverdiene avhengig av vannets hardhet. Grenseverdiene er derfor delt inn i fem

klasser (klasse 1: < 40 mg CaCO3/l, klasse 2: 40 to < 50 mg CaCO3/l, klasse 3: 50 to < 100 mg CaCO3/l, klasse 4: 100 to < 200 mg CaCO3/l and klasse 5: ≥ 200 mg CaCO3/l).

7. For Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) skal grenseverdiene for benzo(a)pyren, summen av benzo(b)fluoranten og benzo(k)fluoranten og summen av benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3-cd)pyren overholdes.

A: Prioriterte farlige stoff


44

Vedlegg B. Anbefalt matriks for analyse av noen miljøgifter

Tabell B Anbefalt matriks for analyse av prioriterte substanser og andre miljøgifter P: foretrukket matriks, O: mulig matriks, N: ikke anbefalt matriks, n.a.: ikke oppgitt Forbindelse BCF log Kow Vann Sediment Biota

Alaklor 50 3,0 P O N

Antracen 162-1440 4,5 O O O

Atrazin 7,7-12 2,5 P N N

Benzen 13 2,1 P N N

Bromerte difenyletere 14350-1363000 6,6 N P P

Kadmium og kadmiumforbindelser n.a. n.a. n.a. n.a.

Kortkjedete klorparafiner (C10-13) 1173-40900 4,4-8,7 N P P

Klorfenvinfos 27-460 3,8 O O O

Klorfenvinfos (etyl, metyl) 1374 4,9 O O O

1,2-Dikloretan 2-<10 1,5 P N N

Diklorometan 6,4-40 1,3 P N N

Di(2-etylheksyl)ftalat (DEHP) 737-2700 7,5 N O O

Diuron 2 2,7 P N N

Endosulfan 10-11583 3,8 O O O

Fluoranten 1700-10000 5,2 N P P

Heksaklorbenzen 2040-230000 5,7 N P P

Heksaklorbutadien 1,4-29000 4,9 O O P

Heksaklorsykloheksan 220-1300 3,7-4,1 O O P

Isoproturon 2,6-3,6 2,5 P N N

Bly og blyforbindelser n.a. n.a. n.a. n.a.

Kvikksølv og kvikksølvforbindelser n.a. N O P

Naftalen 2,3-1158 3,3 O O O

Nikkel og nikkelforbindelser n.a. n.a. n.a. n.a.

Nonylfenoler 1280-3000 5,5 P P O

Oktylfenol 471-6000 5,3 P P O

Pentaklorbenzen 1100-260000 5,2 N P O

Pentaklorfenol 34-3820 5,0 O O O

Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) 9-2200 5,8-6,7 N P P

Simazin 1 2,2 P N N

Tributyltinn forbindelser 500-52000 3,1-4,1 O O P

Triklorobenzener 120-3200 4,0-4,5 O O O

Triklormetan (Kloroform) 1,4-13 2,0 P N N

Trifluralin 2360-5674 5,3 N P O

DDT (inkl. DDE. DDD) 6,0-6,9 N P P

Cyclodienpesticider Aldrin Endrin Isodrin

Dieldrin

6,0 5,6 6,7 6,2

N N N N

P P P P

P P P P

Tetrakloretylen 3,4 O O N

Tetraklormetan 2,8 P N N

Trikloretylen 2,4 P N N

Data i tabellen er hentet fra [18] Forbindelser som er merket i fet skrift kan brukes til trend-overvåking


45

Vedlegg C. Forkortelser brukt i rapporten

AOX absorberbare halogenerte organiske stoffer ASPT average score per taxon BOF biologisk oksygenforbruk EOCl ekstraherbart organisk klor EOX ekstraherbart organisk halogen EQR ecological quality ratio EQS environmental quality standard KOF kjemisk oksygenforbruk NQI1 Norwegian quality status, version 1 PAH polyaromatiske hydrokarboner PCB polyklorerte bifenyler PFAS per- og polyfluorerte organiske forbindelser PIT periphyton index of trophic status PTI planteplankton trofisk indeks SS suspendert stoff STS suspendert tørrstoff TOC totalt organisk karbon

BIBLIOTEKSKJEMA

Miljødirektoratet Postadr: postboks 5672, Sluppen, 7485 Trondheim | Tel: 03400/73 58 05 00 | Faks: 73 58 05 01 | Org.nr: 999 601 391 E-post: [email protected] | Internett: www.miljødirektoratet.no

Utførende institusjon ISBN-nummer

NIVA

Oppdragstakers prosjektansvarlig Kontaktperson M-nummer

Merete Grung Merete Grung, Sissel Ranneklev 74/2013

År Sidetall Miljødirektoratets kontraktnummer SPFO-nummer

2013 45 5013065

Utgiver Prosjektet er finansiert av

Miljødirektoratet Miljødirektoratet

Forfattere

Merete Grung, Sissel Ranneklev, Norman Green, Tor Erik Eriksen, Are Pedersen, Anne Lyche Solheim

Tittel – norsk og engelsk

Eksempelsamling: tiltaksorientert overvåking for industribedrifter

Sammendrag – summary

Vanndirektivet, gjennomført i norsk lovverk gjennom vannforskriften, omhandler innsjøer, elver, grunnvann og kystvann. Vannforskriften stiller krav til overvåking og undersøkelser som grunnlag for å vurdere tiltak for å bringe vannforekomstene opp til en god økologisk og kjemisk tilstand. Tiltaksorientert overvåking gjennomføres for å skaffe seg oversikt over forurensningssituasjonen i forbindelse med planlegging og gjennomføring av forurensningsbegrensende tiltak. Tiltaksorienterte undersøkelser må være tilpasset både det spesifikke problemet/tiltaket en ønsker å undersøke effekten av, og karaktertrekk ved den eller de vannforekomstene som påvirkes. Denne eksempelsamlingen inneholder eksempler på hva tiltaksorientert overvåking kan inneholde for fem ulike industribransjer; treforedling, aluminiumsindustri og annen elektrometallurgisk industri, teko-industri og behandlingsanlegg for farlig avfall. Denne eksempelsamlingen kan brukes av industribedrifter når de skal utarbeide forslag til overvåkingsprogram. Den kan også benyttes av forvaltningen for vurdering av foreslåtte overvåkingsprogram og ved pålegg om undersøkelser.

4 emneord 4 subject words

Tiltaksorientert overvåkning, Industri, Vanndirektivet, Eksempelsamling

Industry, Water Framework Directive, Environmental monitoring,

Miljødirektoratet ble opprettet 1. juli 2013 og er en sammenslåing av Direktoratet for naturforvaltning og Klima- og forurensningsdirektoratet (Klif). Vi er et direktorat under Miljøverndepartementet med 700 ansatte i Trondheim og Oslo. Statens naturoppsyn er en del av direktoratet med over 60 lokalkontor. Miljødirektoratet har sentrale oppgaver og ansvar i arbeidet med å redusere klimagassutslipp, forvalte norsk natur og hindre forurensning. Våre viktigste funksjoner er å overvåke miljøtilstanden og formidle informasjon, være myndighetsutøver, styre og veilede regionalt og kommunalt nivå, samarbeide med berørte sektormyndigheter, være faglig rådgiver og bidra i internasjonalt miljøarbeid.

Miljødirektoratet Telefon: 03400/73 58 05 00 | Faks: 73 58 05 01 E-post: [email protected] Nett: www.miljødirektoratet.no Post: Postboks 5672 Sluppen, 7485 Trondheim Besøksadresse Trondheim: Brattørkaia 15, 7010 Trondheim Besøksadresse Oslo: Strømsveien 96, 0602 Oslo