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

Udledning af miljøfarlige stoffer med spildevand

2 Kvalitetskrav for vandmiljø

2.1 Fastsættelse af vandkvalitetskrav

Et vigtigt grundlag for regulering af udledninger af farlige stoffer til vandmiljøet er miljøkvalitetskrav for vand, sediment og biota. Et miljøkvalitetskrav defineres i Vandrammedirektivet som en koncentration af et bestemt forurenende stof eller gruppe af forurenende stoffer i vand, sediment eller biota, som ikke bør overskrides af hensyn til beskyttelsen af menneskers sundhed og miljøet (Europa-Parlamentet og Rådet 2000).

Ud over stoffets toksicitet, persistens og evne til at akkumulere i sediment eller biota skal kvalitetskrav for vandmiljøet således også fastsættes under hensyn til risiko for skadevirkning hos mennesker, f.eks. ved indtagelse af fisk eller skaldyr fra det pågældende område.

Der skelnes i vejledningen til den danske bekendtgørelse om udledning af farlige stoffer til vandmiljøet (Miljøstyrelsen 1999) mellem vandkvalitetskriterium og vandkvalitetskrav. Et vandkvalitetskriterium danner grundlag for at vurdere, under hvilke koncentrationer i vandmiljøet der ikke forventes påvirkning af økosystemets struktur og funktion. Et vandkvalitetskrav baseres på et vandkvalitetskriterium, men kan tillige inkludere hensyn til forholdene i det aktuelle vandområde, f.eks. hensyn til særligt følsomme områder eller arter.

I praksis estimeres risiko for effekt på organismer i miljøet ved at sammenholde den miljømæssige koncentration (Predicted Environmental Concentration, PEC) med den estimerede nul-effekt koncentration for stoffet eller spildevandet (Predicted No Effect Concentration, PNEC). Forholdet mellem PEC og PNEC kaldes risikokvotienten, som, hvis den overstiger en værdi på 1 (PEC/PNEC > 1), indikerer risiko for effekt. Størrelsen af risikokvotienten indikerer sandsynligheden for den pågældende effekt.

PEC kan i bedste fald baseres på målinger, der er repræsentative for stofkoncentrationerne i miljøet, men må oftest baseres på beregninger af stoffets transport, fordeling og skæbne i et generaliseret miljøscenarie og ud fra stoffets egenskaber, f.eks. opløselighed, adsorptionsevne og nedbrydelighed. Resultatet af eksponeringsvurderingen er en estimeret koncentration af stoffet i forskellige delmiljøer.

PNEC beregnes ud fra data for stoffets toksicitet opnået i laboratorietestsystemer eller i sjældne tilfælde på basis af data fra økosystemundersøgelser. Metodikken, der anvendes ved beregning af PNEC, er i princippet den samme som ved vurdering af stoffers toksicitet i forbindelse med fastsættelse af vandkvalitetskriterier.

Almindeligvis udtrykkes toksiciteten af et stof over for organismer i vandmiljøet som en akut eller kronisk effekt, f.eks. dødelighed, væksthæmning, hæmning af reproduktionen mv. Ved vurdering af stoffers økotoksikologiske egenskaber inddrages tilgængelige, videnskabelige data, herunder feltstudier, resultater af eksperimentelle økosystemer (mesokosmos) og data fra laboratorietest.

Tabel 2.1
Applikationsfaktorer til estimering af PNEC-værdier for vandmiljøet anbefalet af TGD (EU-kommissionen 1996) og CSTE (Bro-Rasmussen et al. 1993)

Applikationsfaktorerne i tabel 2.1 viser, at CSTE ved beregning af nul-effekt koncentrationen i miljøet (PNEC) i nogle tilfælde stiller større krav til datagrundlaget end TGD eller anvender større applikationsfaktorer ved samme datamængde. Det skal desuden nævnes, at det i forbindelse med den igangværende revision af TGD'en anbefales at anvende de såkaldte statistiske metoder (Wagner & Løkke 1991, Aldenberg & Slob 1993) til fastsættelse af PNEC som alternativ til at anvende ekstrapoleringsmetoder baseret på applikationsfaktorer.

Den beskyttelse af vandmiljøet, en PNEC-værdi sigter mod, er ikke præciseret nærmere i TGD, men i forbindelse med anvendelse af de såkaldte statistiske metoder til beregning af PNEC antages det, at en beskyttelse på nominelt 95% af arterne er tilstrækkelig til at sikre økosystemet (Wagner & Løkke 1991, Aldenberg & Slob 1993, Emans et al. 1993, Pedersen 1994, RIVM 1999).

En nærmere diskussion af principperne for beregning af vandkvalitetskriterier ligger uden for rammerne af det aktuelle projekt, men er behandlet i Miljøprojekt nr. 250 udgivet af Miljøstyrelsen (Pedersen 1994).

2.2 Overholdelse af kvalitetskrav

Reguleringen af udledning af farlige stoffer til vandmiljøet er inden for EU baseret på en to-strenget strategi, nemlig at overholde grænseværdier for udledning og samtidig at fastsætte udlederkrav, der sikrer, at kvalitetskrav for vandmiljøet opfyldes (Europa-parlamentet og Rådet, 2002). For de mest forurenende industrier (de såkaldte IPPC- virksomheder) stiller EU tillige krav om anvendelse af den bedste, tilgængelige teknologi (Rådet, 1996). I dansk lovgivning er anvendelse af bedste, tilgængelige teknologi generelt et krav ved alle udledninger (Miljø- og Energiministeriet 1996). Det er således ikke tilstrækkeligt at overholde kvalitetskravet, hvis udledningen ikke sker under hensyn til anvendelse af den bedste, tilgængelige teknologi, og der må ikke slækkes på kravene til teknologien for at "fylde op" til den maksimale acceptable koncentration eller udledte stofmængde til et vandområde.

Det angives i Bekendtgørelse nr. 921 af 8. oktober 1996 og den tilhørende vejledning (Miljø- og Energiministeriet 1996, Miljøstyrelsen 1999), at det ved beregning skal sandsynliggøres, at kvalitetskravene for det berørte vandområde kan opfyldes. Det anføres, at kvalitetskravet skal være opfyldt efter initialfortynding, eller hvor der er fastsat et spildevandsnærområde, at kravet overholdes ved nærområdets afgrænsning. Desuden anføres, at stofferne inden for nærområdet ikke må give anledning til akutte effekter, ophobning af stoffet i områdets sedimenter og biota eller medføre smagsforringelse af fisk og skaldyr.

Kvalitetskravene til farlige stoffer skal ses i sammenhæng med de øvrige krav, der i Vandrammedirektivet stilles til vandområder med "god tilstand". Ved "god tilstand" tillades en svag påvirkningen af dyre- og plantesamfunds sammensætning, hvilket svarer til det beskyttelsesniveau, der sigtes mod ved fastsættelse af kvalitetskriterier.

Det er i bilag V til Vandrammedirektivet (Europa-Parlamentet og Rådet 2000) angivet, at kvalitetskrav for farlige stoffer skal overholdes af den maksimale årlige gennemsnitskoncentration i et vandområde.

En årlig gennemsnitskoncentration svarende til kvalitetskravet kan dog f.eks. i et vandløb dække over koncentrationer væsentligt over kvalitetskravet i sommerhalvåret, hvor vandføringen er relativt lille, og modsvarende lavere koncentrationer i vinterhalvåret, hvor der er stor vandføring.

2.2.1 Variation af spildevandsudledning og fortyndingsforhold

Koncentrationen af et udledt stof i et vandområdet er ofte meget varierende, hvilket især skyldes:

1. variationer i fortyndingsforholdene
2. variationen i spildevandsmængde og -sammensætning

Det bør ved fastsættelse af krav til udledninger sikres, at normalt forekommende variationer ikke giver anledning til effekter i miljøet. Et eksempel på variationen af stofkoncentrationen af et udledt stof omkring et spildevandsudløb er vist i figur 2.1.

I henhold til Bekendtgørelse nr. 921 af 8. oktober 1996 (Miljø- og Energiministeriet 1996) skal det som nævnt sikres, at kvalitetskravet for et stof overholdes efter initialfortyndingen. Et krav om, at kvalitetskravet overholdes til enhver tid og på ethvert sted uden for zonen, vil dog i praksis være urealistisk, da der på grund af variabiliteten i udledning og fortyndingsforhold vil forekomme kortvarige, høje koncentrationer selv langt fra udledningen, f.eks. i en "lomme" af spildevand.

Foreligger der detaljerede modelberegninger af udledningen, er det derfor hensigtsmæssigt at betragte kvalitetskravet som overholdt, hvis koncentrationen af stoffet i vandområdet overholder kvalitetskravet i en nærmere fastsat fraktil af tiden. I Miljøprojekt nr. 260 (Pedersen et al. 1994) anbefales f.eks., at 95%-fraktilen af en 4-døgns gennemsnitskoncentration overholder kvalitetskravet.

Det nedenstående eksempel er baseret på en detaljeret beregning af koncentrationerne af kobber udledt fra Sun Chemical A/S til Køge Bugt i 1999. Beregningerne er udført i forbindelse med en revision af virksomhedens udledningstilladelse. De viste kurver repræsenterer koncentrationerne nær udledningspunktet fremkommet ved detaljeret modelberegning af de faktiske forhold. Tallene repræsenterer ikke initialfortyndingen, men koncentrationen efter en fortynding på ca. 400 gange som et resultat af opblandingen af spildevandet i et vandvolumen omkring udledningen.

Figuren viser således variationen af stofkoncentrationen i et givet punkt i vandområdet nær udledningen, som dels skyldes spildevandets variation og dels variationen i fortyndingen på grund af skiftende strøm mv.

De anførte, aktuelle koncentrationer er beregnet med en høj tidsmæssig opløsning. På figur 2.1 vises desuden døgngennemsnit og 4-døgns gennemsnit. I den tilhørende tabel 2.1 er middelkoncentration, maksimalkoncentration samt 80%-, 90%-, 95%- og 99%-fraktilen angivet.

Figur 2.1
Beregnede kobberkoncentrationer ved udløb for 1999. De stiplede linier angiver henholdsvis 80%-, 90%- og 99%-fraktilen for døgngennemsnittet.
 

Tabel 2.1
Beregnede kobberkoncentrationer ved udløb, 1999

De estimerede fraktiler af døgngennemsnittet er generelt højere end 4-døgns gennemsnitskoncentrationen. Dette er mest markant, når der ses på maksimale koncentrationer og 99%-fraktilen, mens der stort set ingen forskel er ved lavere fraktiler. Det skyldes, at spidskoncentrationerne med kort varighed udjævnes, når der tages et gennemsnit over 4 døgn. En vurdering af overholdelse af kvalitetskrav ud fra døgngennemsnit er derfor mere "finmasket" end hvis der anvendes en 4-døgns gennemsnitskoncentration.

Sammenholdes maksimalværdierne af aktuel koncentration med døgngennemsnit ses, at der forekommer kortvarige høje koncentrationer, som overstiger døgngennemsnittet.

Beregningerne viser, at det nu gældende vandkvalitetskriterium for kobber på 1,0 m g/L som tilføjet til baggrundskoncentationen overholdes med stor margin ved det anvendte beregningspunkt.

2.2.2 Fastlæggelse af udlederkrav under hensyn til variation i udledning og fortynding

Oftest er der ikke som i eksemplet ovenfor adgang til resultater af en dynamisk modellering af stofkoncentrationerne i vandområdet, når der skal fastlægges krav til en udledning, og der må derfor anvendes andre metoder til at sikre en rimelig grad af overholdelse af kvalitetskrav for de udledte stoffer.

Som nævnt skyldes de varierende stofkoncentrationer dels variationer i fortyndingen af det udledte spildevand og dels variationer i stofudledningen.

Hensynet til den del af den samlede variation, som skyldes fortyndingen i vandområdet, kan indregnes i kravfastsættelsen ved at tage udgangspunkt i en situation, hvor der er en forholdsvis dårlig fortynding af spildevandet efter udledning. En realistisk "worst case" betragtning ved udledning til vandløb er f.eks. at lægge median-minimum vandføringen til grund for kravfastsættelsen. Ved udledning til åbent vand kan der tilsvarende anvendes en strømhastighed på nul.

For udledninger, der er forholdsvis kontinuerlige og derfor tillader anvendelse af statistisk baseret kontrol (se kapitel 6), kan hensynet til den del af variationen, som skyldes store variationer i stofudledningen, inddrages ved at supplere reguleringen af middelstofudledningen ved transportkontrol i henhold til DS 2399 (Dansk Standard 1999) med et krav om en maksimalkoncentration af hensyn til beskyttelse mod akutte effekter (se diskussion i afsnit 2.3).

Der er nogle praktiske begrundelser for at anvende DS 2399, idet også andre spildevandsparametre end farlige stoffer reguleres efter denne standard, og man derfor undgår at anvende forskellige reguleringsprincipper for forskellige kontrolparametre. Transportkontrol i henhold til DS 2399 baseres på en middelværdibetragtning og tillader derfor, at koncentrationen ved grænsen af blandingszonen varierer omkring kvalitetskravet.

Det skal understreges, at miljøpåvirkningen af udledningen ikke blot afhænger af koncentrationen i spildevandet, men i høj grad også af størrelsen af det område, hvor der tillades koncentrationer over kvalitetskravet (se kapitel 3). Endelig er den udledte stofmængde ofte af større miljømæssig betydning end koncentrationen i udløbsspildevand og blandingszone, da koncentrationen af stoffet i lidt større afstand fra udledningspunktet afhænger af den udledte mængde og ikke af koncentrationen i spildevandet (kapitel 4).

Hvis der er tale om en udledning, der er diskontinuerlig, f.eks. som følge af batchvis produktion eller varierende produktionsaktiviteter, kan der tages hensyn til variationen i spildevandsudledningen ved at basere kravfastsættelsen på situationer, der repræsenterer en normal høj stofudledning, og udføre kontrol i tilsvarende situationer.

2.3 Kortvarige høje koncentrationer

Ved pulsudledninger, hvor udledning sker over kort tid og derefter ophører i en periode (f.eks. regnvandsbetingede udledninger), vil der kortvarigt forekomme høje koncentrationer af de udledte stoffer. Hvis eksponeringstiden er tilstrækkelig kort, og koncentrationen ikke medfører irreversible effekter, vil organismerne i miljøet alt andet lige kunne tåle koncentrationer, der er højere end kvalitetskravet.

Der må ved vurdering af korttidseksponeringer skelnes mellem eksponeringer med en varighed på omkring 1 døgn, som vil være relevant for mange typer udledninger, og endnu kortere eksponeringer på få timers varighed, som er relevant for f.eks. regnvandsudledninger.

Risikoen for effekter af farlige stoffer afhænger i princippet af eksponeringskoncentrationen og -varigheden, således at den samlede eksponering - og dermed risikoen for effekt – er en funktion af tid og koncentration (figur 2.3).

Den tid, det tager at fremkalde en kronisk effekt, afhænger af det pågældende stof og den eksponerede organisme. F.eks. vil der hos en planktonisk alge med en kort generationstid kunne ses kronisk effekt (væksthæmning) efter mindre end et døgns eksponering. Denne effekt kan være forbigående, dvs. at algepopulationen vokser videre efter endt eksponering. Til sammenligning kan det nævnes, at varigheden af kroniske testmetoder med krebsdyr og fisk typisk er 10 dage eller mere.

Den eksponering, en organisme udsættes for, afhænger foruden af den miljømæssige koncentration også af stoffets optagelse, fordeling, omsætning og udskillelse af organismen. Den fulde (kroniske) effekt af et stof opnås først, når der er etableret ligevægt mellem koncentrationen i miljøet og koncentrationen ved angrebspunktet i organismen. Den tid, det tager at opnå ligevægt, afhænger bl.a. af stoffets lipofilicitet (udtrykkes f.eks. som oktanol-vand fordelingskoefficienten (K_ow) (Kristensen & Tyle 1991).

På grund af denne responstid kan det antages, at kroniske, toksikologiske effekter hos organismer kan relateres til den gennemsnitlige stofkoncentration, og at organismerne kan tolerere en vis variation omkring kvalitetskravet, forudsat at der ikke er tale om akut toksiske koncentrationer eller adfærdsmæssige effekter. Kortvarig er i denne sammenhæng et tidsrum, som er væsentligt kortere end den tid, det tager at fremkalde irreversible, kroniske effekter.

For at sikre at der ikke forekommer akut toksiske koncentrationer uden for blandingszonen, kan der fastlægges en nul-effekt koncentration for akut giftvirkning (et akut kvalitetskrav) eller foretages en vurdering af, hvor stor en overskridelse af kvalitetskravet, der skal til, før der er risiko for akut effekt.

Akut giftvirkning ses ved koncentrationer, der ofte er væsentligt højere end kvalitetskravet, hvilket afspejles i forholdet mellem stoffets akutte toksicitet (bestemt som LC/LC₅₀) og nul-effekt koncentrationen for kroniske toksicitet (NOEC = No Observed Effect Concentration). Akut/kronisk (a/c) forholdet afhænger af stoffet og den pågældende organisme, idet en af de styrende parametre er hastigheden, hvormed der opnås ligevægt mellem koncentrationen i vandet og koncentrationen i organismen (eller mere præcist ved det toksikologiske angrebspunkt i organismen).

Forholdet mellem akut og kronisk toksiske koncentrationer (LC/LC₅₀:NOEC) indgår i en undersøgelse baseret på publicerede testresultater (ECETOC 1993). Data omfattede et bredt udsnit af kemiske stoffer primært testet over for fisk, dafnier og andre hvirvelløse dyr. Sammenhørende værdier for akut og kronisk toksicitet af enkeltstoffer testet over for individuelle organismer er sammenfattet i tabel 2.3.

Tabel 2.3
Forhold mellem akut og kronisk toksicitet (a/c-forhold). Sammenfattet efter ECETOC (1993).

Tallene i tabel 2.3 viser, at der er stor spredning på a/c-forholdet for forskellige stoffer. 50%-fraktilen ligger mellem 3,98-28, med en værdi for alle de undersøgte stoffer på 9,0. Fraregnes pesticider og metaller/organometaller er 50%-fraktilen relativt lav: 3,98 for organiske og 8,39 for uorganiske forbindelser. Det høje a/c-forhold for pesticider og organiske metalforbindelser kan skyldes specifikke, toksikologiske virkemekanismer.

Det viste datamateriale er forholdsvis spinkelt, men baseret på udvalgte data af høj kvalitet. Et forsigtigt skøn vil være, at der i de fleste tilfælde vil være mere end en faktor 4 mellem den kroniske, observerede nul-effekt koncentration (NOEC) og den akutte toksicitet af et stof. Det vælges i denne sammenhæng af forsigtighedshensyn at anbefale en relativt lav faktor for a/c-forholdet på 4, da faktoren som vist nedenfor her anvendes til at beregne et akut vandkvalitetskrav ud fra vandkvalitetskravet for vedvarende påvirkning. En højere faktor på f.eks. 10 vil derfor medføre en mindre grad af beskyttelse af miljøet mod akut opståede effekter.

Det skal endvidere bemærkes, at der ved beregning af PNEC-værdier i henhold til TGD (tabel 2.1) implicit anvendes en faktor på 10 mellem akut og kronisk toksicitet for stoffer. I forbindelse med fastsættelse af korttidskvalitetskrav for såkaldt "intermittent release" anvendes en applikationsfaktor på 100 i mod en faktor 1.000 ved beregning af nul-effekt koncentration for vedvarende eksponering. Endelig skal det nævnes, at der i forbindelse med revisionen af TGD'en diskuteres metodikker til fastsættelse af egentlige akutte vandkvalitetskrav.

Den maksimale koncentration af et stof, der ved eksponering i f.eks. et døgn ikke giver akutte effekter, og dermed den maksimale acceptable overskridelse af et vandkvalitetskrav for en enkelt døgnprøve kan fastlægges individuelt for stoffer ved at multiplicere med a/c-forholdet:

PNEC_akut = VKK x a/c-forhold

Hvor:

Sammenhængen mellem eksponeringstid og effekt kan tillige demonstreres ved de daglige aflæsninger i en akut test. I bilag A, tabel A.1 vises LC/EC₅₀-værdier beregnet efter 1, 2 og 3 døgns eksponering for referencestoffer i DHI’s laboratorium. For fisk og krebsdyr ses et forhold mellem 24-timers og 48-timers EC₅₀-værdien på omkring 1,5. For alger ses ikke en tilsvarende forskel i følsomhed i overensstemmelse med, at effekten på algerne stabiliserer sig allerede i det første døgns eksponering (se endvidere bilag A).

Disse data viser, at effektkoncentrationen afhænger af eksponeringstiden inden for varigheden af en korttidstest. Værdier for akut toksicitet af et stof er med andre ord stærkt tidsafhængige.

Den teoretiske sammenhæng mellem effektkoncentration og eksponeringstid er skitseret i figur 2.3. Eksemplet er baseret på en teoretisk model, som er beskrevet i bilag A.

Figur 2.3
Sammenhæng mellem effektkoncentrationen af et stof og eksponeringstiden (teoretisk baseret)

I praksis kan der således ved fastsættelse af udlederkrav tages hensyn til beskyttelse mod akut toksiske koncentrationer ved at fastsætte en maksimalkoncentration for udledningen svarende til kvalitetskravet gange med a/c-forholdet for det pågældende stof. Ved mangel af data til at vurdere a/c-forholdet kan der i stedet anvendes en faktor 4 som et forsigtigt skøn på a/c-forholdet.

Normalt vil a/c-forholdet afspejle forskellen mellem en korttidseksponering på 1-4 døgn og den kroniske nul-effekt koncentration (NOEC) eller LC/EC₁₀-værdi observeret i en test for kroniske toksicitet. Specielt for regnbetingede udledninger vil vurdering af effekter af en eksponering på få timers varighed være relevant, og det er teoretisk set muligt at etablere a/c-forhold for meget kortvarige eksponeringstider, hvis der eksisterer relevante data. Det skal nævnes, at Miljøstyrelsen har igangsat en undersøgelse for at underbygge dette.

For kontinuerlige udledninger, hvor det er relevant at anvende statistisk baseret kontrol, kan der stilles krav om, at en passende høj fraktil af de enkelte målinger, f.eks. 90%, overholder en kravværdi, der sikrer mod akutte effekter. For udledninger, hvor der ikke anvendes statistisk baseret kontrol, må denne kravværdi opfattes som et absolut krav, som alle prøver bør overholde.

2.4 Anbefalinger