| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Udledning af miljøfarlige stoffer med spildevand

5 Regulering baseret på spildevandets samlede egenskaber

5.1 Indledning

Det er i Danmark praksis, at reguleringen af udledninger, der indeholder forurenende stoffer, baseres på en kombination af kontrol af enkeltstoffer og økotoksikologisk test af det samlede spildevand. Der er imidlertid ikke givet retningslinier for hvilke stoffer, der skal reguleres enkeltvist, og hvilke der kan kontrolleres ved test af det samlede spildevand.

I dette kapitel diskuteres samspillet mellem de ovennævnte principper, og der gives nogle anbefalinger vedrørende deres anvendelse.

5.2 Begrænsninger ved fokusering på enkeltstoffer

5.2.1 Identifikation af farlige stoffer

I kemiske produkter og i varer, der markedsføres i Danmark, indgår der ca. 20.000 forskellige kemiske stoffer (Miljø- og Energiministeriet 1999). Da en del af produkterne og varerne produceres i Danmark, og andre anvendes i industrien, vil en stor del af disse potentielt kunne findes i industrielt spildevand. Herudover kan der dannes en lang række andre kemiske stoffer under produktionsprocesser (f.eks. som mellemprodukter, biprodukter, urenheder, mv.) og i forbindelse med rensning af spildevand (nedbrydningsprodukter). Mange af disse stoffer vil være ukendte.

Det vil derfor kræve et meget omfattende kemisk analyseprogram, hvis alle potentielt farlige stoffer i et komplekst spildevand skal identificeres. Gennemførelse af et sådant analyseprogram vil desuden nødvendiggøre udvikling af analysemetoder, men da man ikke på forhånd ved, hvilke stoffer der skal kunne analyseres for, vil det være en næsten umulig opgave, hvis bare størstedelen af disse stoffer skal identificeres. Det må derfor konkluderes, at det ikke er muligt at identificere alle de potentielt farlige stoffer i komplekst spildevand.

5.2.2 Indsamling af oplysninger om stoffers miljøegenskaber

For de stoffer, der identificeres i spildevand, kan der foretages en miljørisikovurdering, såfremt der er adgang til data vedrørende deres miljømæssige egenskaber. Dette er imidlertid langt fra altid tilfældet. Miljøstyrelsen (2001) vurderer, at der kun findes testdata vedrørende effekter på vandlevende organismer for mindre end 5% af de ca. 100.000 kemiske stoffer, der står på EU’s liste over eksisterende stoffer (EINECS-listen). Formodentlig vil der findes testdata vedrørende bionedbrydelighed for endnu færre stoffer.

Herudover kan spildevandet indeholde stoffer, der dannes under produktionsprocesser eller renseprocesser. Selv hvis disse stoffer identificeres, vil det kun i de færreste tilfælde være muligt at finde oplysninger om deres miljømæssige egenskaber.

For nogle typer af kemiske stoffer er det dog muligt at beregne en række miljømæssige egenskaber ud fra oplysninger om stoffets kemiske struktur. Miljøstyrelsen har offentliggjort et udkast til vejledende liste til selvklassificering af farlige stoffer (Miljøstyrelsen 2001), hvori en række metoder til sådanne beregninger er beskrevet og vurderet. Naturligvis vil der være en større usikkerhed forbundet med at beregne et kemisk stofs egenskaber end ved at måle eller teste egenskaben, men i mangel af bedre er det alligevel en værdifuld information.

Det må derfor konkluderes, at vores muligheder for at gennemføre en miljørisikovurdering af de stoffer, der kan identificeres i komplekst spildevand, i praksis vil være begrænset af en betydelig mangel på data vedrørende stoffernes miljømæssige egenskaber, selv om udvikling af metoder til beregning af sådanne egenskaber til en vis grad vil kunne kompensere for datamangel.

5.2.3 Samvirkende effekter af stoffer

Toksiske stoffer forekommer sjældent alene i spildevand eller i det miljø hvortil spildevandet udledes. Det er derfor et nærliggende spørgsmål hvilke samvirkende effekter der forekommer, når mere end et stof påvirker organismerne i miljøet samtidigt. Nogle af de grundlæggende principper for interaktion mellem stoffers toksiske virkning er sammenfattet i bilag B.

Sammenfattes oplysningerne, der er fremlagt og diskuteret i bilag B, er det generelle billede, at de fleste kemikalier virker additivt eller tilnærmelsesvis additivt med hensyn til toksicitet over for vandlevende organismer, når de er til stede i blandinger, hvor mange stoffer forekommer i relativt små koncentrationer (Deneer 2000).

Nogle stoffer vil dog kunne indvirke på hinandens toksicitet, især når der er tale om specifikt virkende stoffer i koncentrationer, der er tilstrækkeligt høje til at overskride en toksikologisk tærskelværdi. I sådanne tilfælde kan der forekomme antagonistiske eller synergistiske effekter, hvor den samlede effekt er henholdsvis mindre og større, end hvad der kan forventes ud fra additivitet. Ofte er der i sådanne tilfælde tale om, at stofferne gennem deres indvirken på hinanden påvirker (hæmmer eller forøger) den biologiske tilgængelighed.

Det generelle billede er imidlertid som nævnt, at stoffernes toksicitet i komplekse blandinger oftest virker additivt. Under forudsætning af at kvalitetskravet for de enkelte stoffer er kendt, kan der ved udledning af flere stoffer til samme vandområde foretages en vurdering af stoffernes kombinerede effekt ved at beregne summen af de enkelte stoffers toksicitetsbidrag (se diskussionen i afsnit 4.2 samt bilag B).

5.3 Vurdering af komplekst spildevand

5.3.1 Kemiske samleparametre

Derimod kan resultater af måling af kemiske samleparametre ikke bruges direkte til at vurdere potentielle miljøeffekter af komplekst spildevand, idet man normalt ikke kan bestemme for eksempel toksiciteten af AOX, med mindre man isolerer og tester det. Kun i de tilfælde, hvor der er dokumenteret en korrelation mellem en kemisk samleparameter og specifikke, kemiske stoffer eller en biologisk egenskab (f.eks. toksicitet), vil resultater af kemiske samleparametre kunne bruges som udgangspunkt for miljøvurderinger.

En kemisk samleparameter vil desuden kunne anvendes som indikator for en udvikling over tid for den enkelte virksomhed.

Anvendelse af biologiske test til karakterisering af komplekst spildevand samt anvendelse af resultaterne til vurdering af miljørisici er gennemgået detaljeret i Miljøstyrelsens publikationer "Økotoksikologisk vurdering af industrispildevand" (Kristensen et al. 1992) og "Industrispildevands miljøfarlighed" (Pedersen et al. 1994). Disse forhold vil derfor ikke blive behandlet i detaljer i nærværende rapport, men kun i oversigtlig form. Der henvises derfor til de nævnte rapporter for yderligere oplysninger.

I tilladelser til udledning af spildevand vil der ofte blive stillet krav om, at spildevandet ikke må forårsage akut toksicitet uden for blandingszonen (hidtil benævnt initialfortyndingszonen). Oplysning om spildevands akutte toksicitet kan fås fra økotoksikologiske test med arter, der er relevante for det vandområde, hvortil spildevandet udledes. Da der naturligvis kun anvendes et meget begrænset antal arter til test af spildevandet i forhold til det antal arter, der i praksis vil blive eksponeret i vandområdet efter udledning, er det nødvendigt at ekstrapolere fra de effektkoncentrationer, der er bestemt i økotoksikologiske test, til koncentrationer, der så vidt muligt beskytter alle arter i det berørte vandområde. Sådanne ekstrapoleringsmetoder er beskrevet i Miljøprojekt nr. 260.

Der vil desuden være krav om, at spildevandet ikke må forårsage kronisk toksicitet uden for spildevandsnærområdet, hvis et sådant er fastlagt. Fortynding og transport af spildevand fra udledningen til afgrænsningen af nærområdet vil ofte foregå i løbet af kort tid. I løbet af denne tidsperiode vil kun hurtige processer have indflydelse på stoffernes skæbne, f.eks. fordampning, sorption og bundfældning, mens f.eks. omdannelsesprocesser ikke vil have væsentlig betydning. Der kan således ikke regnes med, at der vil ske en større grad af nedbrydning af de organiske stoffer i spildevandet. En vurdering af risici for kronisk toksicitet uden for spildevandsnærområdet kan derfor baseres på økotoksikologiske test af spildevandet. Sådanne test kan enten være test for akut toksicitet eller test for (sub-)kronisk toksicitet. Igen skal der ekstrapoleres fra laboratorietest med enkeltarter til en koncentration, der i princippet beskytter alle arter i det berørte økosystem, jf. Miljøprojekt nr. 260.

Endelig bør der også tages højde for et eventuelt indhold af svært nedbrydelige, bioakkumulerbare og/eller toksiske stoffer. Sådanne stoffer vil kunne påvirke vandområder langt fra udledningsstedet, og Danmark har forpligtet sig til at reducere udledning af sådanne stoffer (Esbjerg Deklarationen 1995, Europa-Parlamentet og Rådet 2000). Indholdet af sådanne stoffer kan for eksempel bestemmes i undersøgelser for persistent toksicitet. Dette gøres i princippet ved at teste toksicitet og eventuelt andre parametre (f.eks. indhold af bioakkumulerbare stoffer) på en frisk spildevandsprøve. Herefter foretages en undersøgelse af bionedbrydning af spildevandsprøven. Bionedbrydningstesten kan udføres som en simuleringstest, hvor miljøforholdene i det aktuelle vandområde forsøges genskabt i laboratoriet, eller som en test, hvor forholdene for nedbrydning optimeres (svarende til en test for potentiel bionedbrydning). I løbet af nedbrydningstesten, som kan vare 1-2 måneder, udtages der delprøver, som kan testes for toksicitet og andre egenskaber. Herved kan det bestemmes, hvor hurtigt problematiske miljøegenskaber, som er målt i den friske spildevandsprøve, bliver fjernet fra spildevandet gennem bionedbrydningsprocesser.

5.4 Specifikke stoffer eller komplekst spildevand?

Det fremgår af ovenstående diskussioner, at vurdering af miljørisici af komplekst spildevand baseres på både dets indhold af specifikke, farlige stoffer og de miljømæssige egenskaber af det samlede, komplekse spildevand. Der er tale om to forskellige principper, som supplerer hinanden, og som begge har relevans i forhold til vurderingen af den miljømæssige risiko ved udledning af farlige stoffer. Det diskuteres i det følgende, hvordan de to principper kan kombineres.

5.4.1 Vurdering af specifikke stoffer i komplekst spildevand

Et af de væsentlige problemer i forbindelse med regulering af enkeltstoffer er, at det ikke er praktisk muligt for myndighederne at fremlægge en fuldstændig liste over stoffer, der skal reguleres ved udledning til vandmiljøet. Set i lyset af de ca. 20.000 stoffer der anvendes i Danmark, vil en liste på f.eks. 100-200 stoffer ikke være dækkende, og der vil med stor sandsynlighed forekomme andre stoffer i spildevand, der kan udgøre en væsentlig risiko for vandmiljøet. Omvendt er det i komplekst, sammensat spildevand ikke praktisk muligt at måle og kontrollere alle stoffer enkeltvis i henhold til Vandrammedirektivets krav om overholdelse af kvalitetskrav.

De stoffer, det er relevant at regulere enkeltvis, kan principielt opdeles i to grupper:

1. Stoffer der fokuseres på internationalt, og som Danmark har forpligtiget sig til at reducere eller udfase.
2. Stoffer, som ikke figurerer på ovennævnte lister, men som kan udgøre en væsentlig risiko for vandmiljøet.

Til den første kategori hører stoffer, der er prioriterede i henhold til Vandrammedirektivets artikel 16, eller som er optaget på OSPAR’s liste over udvalgte farlige stoffer (bilag C og D).

Stoffer, som Danmark er forpligtiget til at reducere eller udfase

I Nordsøkonferencen har Danmark tilsluttet sig Esbjerg Deklarationen (1995) og herigennem forpligtet sig til en kontinuerlig begrænsning af udledningen af farlige stoffer til Nordsøen med det mål, at udledningen skal være ophørt inden for én generation, dvs. år 2020. Tilsvarende målsætning er vedtaget for hele Nordøstatlanten i OSPAR-regi ved Sintra Erklæringen fra 1998, og for Østersøen i HELCOM-regi. I Esbjerg Deklarationen er farlige stoffer defineret som "stoffer, eller grupper af stoffer, som er toksiske, persistente og bioakkumulerbare". Begrebet toksicitet omfatter også "kroniske effekter såsom carcinogenicitet, mutagenicitet og teratogenicitet og skadelige effekter på funktionen af hormonsystemet" (Annex 2 i Esbjerg Deklarationen 1995).

Under OSPAR-konventionen er der vedtaget en strategi, hvorunder der er foretaget en prioritering af den nødvendige indsats, så kun de udvalgte, farlige stoffer, der giver størst anledning til bekymring, er i fokus fra starten. Udvælgelsen af stoffer sker efter den såkaldte DYNAMEC-mekanisme, som med sine udvælgelseskriterier lægger vægt på, hvor stor en risiko der er, for at de enkelte stoffer påvirker havmiljøet. På den baggrund bliver OSPAR’s liste over prioriterede stoffer tilvejebragt, og stofferne herpå bliver genstand for aktiv indsats. OSPAR’s liste over prioriterede stoffer vil løbende blive justeret, det vil sige at flere stoffer medtages. Det politiske såkaldte generationsmål fra Nordsøkonferencen bliver på den måde konkret gennemført af OSPAR. I HELCOM støtter man sig til stofudvælgelsen under OSPAR. OSPAR’s liste over farlige stoffer til prioriteret indsats er gengivet i bilag C.

Tilsvarende er der i det nye Vandrammedirektiv (Europa-Parlamentet og Rådet 2000) fastsat krav om progressiv reduktion af udledning af prioriterede stoffer, som ifølge direktivet bliver udvalgt blandt de forurenende stoffer, som udgør en væsentlig risiko for vandmiljøet, og for disse prioriterede, farlige stoffer skal udledningen bringes til ophør. Europa-Parlamentet og Rådet har i 2001 vedtaget en første liste over prioriterede stoffer og har herudfra fastlagt de prioriterede, farlige stoffer (bilag D). Listens tilblivelse er blandt andet baseret på vurderinger af stoffernes forekomst og risici for effekter i miljøet. Den første liste over prioriterede stoffer er udarbejdet ved hjælp af den såkaldte COMMPS-procedure (EU-kommissionen 1999), idet der dog ikke heri foreligger specifikke udvælgelseskriterier. EU-kommissionen skal mindst hvert fjerde år fremsætte forslag til revision af stoflisten. For de prioriterede stoffer skal EU-kommissionen desuden foreslå kvalitetskrav for vand, sediment eller biota.

Vandrammedirektivet har en definition af begrebet farlige stoffer, som til forveksling ligner definitionen af samme i Esbjerg Deklarationen.

Der foreligger således forpligtelser til at begrænse og i sidste ende eliminere udledningen af specifikke, farlige stoffer samt stoffer, der opfylder fastsatte farlighedskriterier. Det vil derfor være nærliggende at tage udgangspunkt i disse forpligtelser, når der skal foreslås kriterier for udvælgelse af de stoffer, som skal vurderes særskilt i forbindelse med udledninger af komplekst sammensat spildevand.

Andre stoffer som kan udgøre en væsentlig risiko

Ud over de stoffer, som figurerer på OSPAR’s liste og Vandrammedirektivets liste over prioriterede stoffer og prioriterede, farlige stoffer, er det nødvendigt at vurdere, om andre stoffer i udledningen kan udgøre en væsentlig risiko for vandmiljøet, idet der fokuseres på stoffer, der er toksiske, persistente og akkumulerbare i biota eller sediment. Desuden er det relevant at vurdere om der er stoffer i udledningen, som kan medføre effekter hos mennesker såsom carcinogenicitet, mutagenicitet og teratogenicitet samt stoffer med skadelige effekter på funktionen af hormonsystemet.

I Vandrammedirektivets bilag VIII findes en vejledende liste over de vigtigste forurenende grupper af stoffer, herunder stoffer med de ovennævnte egenskaber (bilag E).

For andre end de ovennævnte stoffer og stofgrupper kan risikoen for effekt på vandmiljøet vurderes ud fra en testning af toksiciteten af det samlede spildevand over for vandlevende organismer.

Indledende vurdering af enkeltstoffer

Som udgangspunkt skal der foretages regulering af udledning af stoffer, der figurerer på de internationale lister over prioriterede stoffer, som Danmark har forpligtiget sig til at reducere eller eliminere udledningen af.

Om reguleringen skal omfatte andre stoffer, som udgør en væsentlig risiko i en konkret udledning, må baseres på en vurdering af stoffets egenskaber, den udledte mængde samt den forventede koncentration i vandmiljøet.

Hvis der er fastlagt et kvalitetskrav for det pågældende stof, kan risikoen for vandmiljøet vurderes ved at sammenholde kvalitetskravet med den forventede (beregnede) koncentration i udløbet, idet der indregnes en passende fortyndingsfaktor for udledningen. Desuden tages der hensyn til den i forvejen forekommende tilstedeværelse af stoffet i vandmiljøet, f.eks. som følge af andre kilder.

Hvis der ikke foreligger et kvalitetskrav, må vurderingen baseres på tilgængelige data for stoffets egenskaber.

Hvis det skal kunne afvises, at der er en væsentlig risiko for effekter, skal det sandsynliggøres, at stofkoncentrationen uden for blandingszonen ud fra en "worst case" betragtning er væsentlig lavere (f.eks. en faktor 10 eller mere) end den forventede nul-effekt koncentration for stoffet (PNEC). Desuden skal det vurderes, om den udledte mængde kan give anledning til miljømæssige effekter, jf. diskussionen i kapitel 4.

PNEC beregnes i henhold til TGD (EU-kommisssionen 1996) ud fra den laveste fundne akutte toksicitet (LC/EC50 mg/L) over for fisk, krebsdyr eller alger. Overslagsmæssigt er PNEC en faktor 1.000 lavere end den laveste, fundne LC/EC₅₀-værdi. For stoffer, der er bioakkumulerbare, anvendes en større faktor. I tilfælde af datamangel kan der anvendes LC/EC₅₀-værdier beregnet ved hjælp af såkaldte QSAR-metoder. En række metoder er beskrevet og vurderet i en publikation fra Miljøstyrelsen (Miljøstyrelsen 2001), heriblandt EPIWIN suiten (US-EPA 2000), der er frit tilgængelig via internettet. Det skal dog understreges, at der er en vis usikkerhed forbundet med anvendelse af beregnede LC/EC₅₀-værdier.

Stoffer, der har kroniske effekter som carcinogenicitet, mutagenicitet, teratogenicitet eller skadelige effekter på funktionen af hormonsystemet, skal under alle omstændigheder underlægges en detaljeret vurdering.

Detaljeret vurdering af enkeltstoffer

For stoffer, der skønnes at udgøre en væsentlig risiko for vandmiljøet, fastsættes et kvalitetskrav for vandmiljøet (se diskussionen i kapitel 2), og der foretages en evaluering i overensstemmelse med retningslinierne i kapitel 3 og 4.

Hvis der er identificeret mere end ét stof, som skal vurderes, bør det samlede toksicitetsbidrag fra stofferne beregnes under en antagelse af additivitet, idet det samlede toksicitetsbidrag bør være mindre end 1, jf. afsnit 5.2.3. Dette vil på den ene side være konservativt, idet den samlede toksicitet af stoffer i blanding som regel er mindre end summen af de enkelte stoffers bidrag. På den anden side vil andre ikke-identificerede stoffer jo også bidrage til toksiciteten, således at toksiciteten må antages at være større end vurderet ud fra de identificerede stoffer alene.

5.4.2 Vurdering af komplekst spildevand ved anvendelse af økotoksikologiske test

For industrivirksomheder baseres vurderingen af spildevandets sammensætning på foreliggende analyser af spildevandet samt massebalancebetragtninger ud fra en gennemgang af produktionsprocesser, anvendte råvarer, proceskemikalier, hjælpestoffer (inkl. opløsnings- og rengøringsmidler) og producerede produkter.

For andre typer udledninger må vurderingen af spildevandets sammensætning baseres på generelle informationer om aktiviteterne, herunder hvilke stoffer der kan forventes at findes "opstrøms" udledningen, samt eventuelle kemiske analyser.

Hvis det ikke kan udelukkes, at der er andre toksiske stoffer i spildevandet end dem, der skal vurderes særskilt (jf. 5.4.1), kan spildevandets toksicitet screenes for toksicitet med et testbatteri bestående af det såkaldte "basissæt" af korttidstest med alger, krebsdyr og fisk. Hvis screeningen viser, at spildevandet har en lav toksicitet, er det sandsynligt, at spildevandet ikke vil resultere i en væsentlig økotoksikologisk påvirkning af vandområdet.

En lav toksicitet er i denne forbindelse en toksicitet svarende til, at 50% effektkoncentrationen i en korttidstest er over 500 mL/L (LC/EC₅₀ > 500 mL/L) (Pedersen et al. 1994), eller at der ikke ses signifikant effekt ved 300 mL/L (LC/EC10 > 300 mL/L). Erfaringsmæssigt svarer dette til kommunalt eller industrielt udløbsspildevand, der har gennemgået en effektiv, biologisk rensning og har en lav toksicitet. Erfaringsgrundlaget for toksiciteten af især kommunalt spildevand forventes at blive forbedret i løbet af det kommende år eller to, og der kan eventuelt foretages en revurdering af den foreslåede bagatelgrænse på denne baggrund.

For eksempel har der ved økotoksikologiske test med ferskvandsalgen Pseudokirchneriella subcapitata af 4 prøver af udløbsspildevand fra Spildevandscenter Avedøre ikke kunne påvises effekter ved den højeste, testede koncentration på 300 mL/L (Winther-Nielsen 2000).

Et tilsvarende resultat er opnået i test af udløbsspildevand fra Randers Central Renseanlæg, hvor der ikke sås hæmning af væksten ved de testede koncentrationer op til 320 mL spildevand/L. Der sås endvidere ingen signifikant dødelighed ved denne koncentration i en screeningstest med krebsdyret Acartia tonsa (Bjørnestad 2001).

Endvidere anbefales i Miljøprojekt nr. 260 (Pedersen et al. 1994) at anvende en bagatelgrænse på LC/EC50 > 500 mL/L for undersøgelse og regulering af spildevand på basis af toksicitet.

Der foreslås derfor følgende bagatelgrænse, idet det anbefales at screene spildevandets toksicitet med et testbatteri bestående af f.eks. alger, krebsdyr og fisk:

EC50 > 500 mL/L
eller
EC10 > 300 mL/L

Hvis spildevandets ikke kan overholde bagatelgrænsen, henvises til den procedure som er beskrevet i Miljøprojekt nr. 260 (Pedersen et al. 1994).

5.5 Anbefalinger

For stoffer i udledningen, der skal reguleres enkeltvis, foretages en risikovurdering som beskrevet i kapitel 2, 3 og 4.

For spildevand, hvis toksicitet overskrider bagatelgrænsen, følges anbefalingerne i Miljøstyrelsens Miljøprojekt nr. 260.