Udkast (bedes ikke journaliseret)

Transkript

1 Udkast (bedes ikke journaliseret) Udledergrænseværdier for dambrug og betydningen for nærrecipienten. Baggrundsnotat til Miljøstyrelsen fra Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet, Afdeling for Ferskvandsøkologi og Forskning, Overvågnings- og rådgivningssekretariatet. Esben A. Kristensen, Peter Wiberg-Larsen og Lars M. Svendsen. Udarbejdet maj Baggrund Ferskvandsdambrugenes udledergrænseværdier for organisk stof, suspenderet stof, total fosfor, ammoniumkvælstof og total kvælstof er fastsat i bekendtgørelsen om ferskvandsdambrug (Miljøministeriet 2006). Grænseværdierne er fastsat således at ved udledninger fra dambrug som overholder disse formodes påvirkningen af både nærrecipienten (vandløb) og fjernrecipienten (søer eller fjorde) at være begrænset. Miljøstyrelsen har bedt AU- DMU om at vurdere hvorvidt der ved udledninger som overholder udledergrænseværdierne er en påvirkning af nærrecipienten og om grænseværdierne kan opjusteres uden afledte negative konsekvenser for kvaliteten i vandløbene. Dette skal særligt ses i forhold til de fysiske forhold i vandløb nedstrøms dambruget, da gode fysiske forhold til en vis grad kan kompensere for et forhøjet indhold af organisk stof (Kristensen et al., 2010). I dette notat gives en vurdering af i, hvor høj grad udledninger af de 5 nævnte stoffer påvirker nærrecipienten, samt om udledergrænseværdierne kan opjusteres uden negative konsekvenser for vandløbet. Udledergrænseværdier er oprindeligt opstillet i 1980 erne og fastsat i bekendtgørelsen som følger: Modificeret BI5 = 1 mg/l Suspenderet stof = 3 mg/l Total fosfor = 0,05 mg/l Ammoniumkvælstof = 0,4 mg/l Total kvælstof = 0,6 mg/l 1

2 Udledergrænseværdierne er fastsat som den forøgelse i koncentration, der må forekomme hen over dambruget fra indløb til udløb. Værdierne er derudover fastlagt i forhold til median minimumsvandføringen og grænseværdierne (i mg/l) er derfor gældende ved denne vandføring (dvs. anvendes mindre vand end medianminimum kan udledergrænseværdierne forholdsmæssigt øges). Påvirkninger af nærrecipienten Der er en lang række faktorer som påvirker tilstanden i et vandløb. De fysiske forhold, som substrat, strøm og morfologi, sætter overordnet rammerne for hvor god tilstand, der kan opnås. Derudover påvirker en række kemiske stoffer, både hver hvor sig og i kombination, tilstanden. Herudover spiller iltforhold, temperatur, ph m.v. også en rolle. Det kan derfor være vanskeligt at isolere betydning af en parameter, da der oftest er flere påvirkningsfaktorer på en gang. Det er dog velkendt, at der findes en sammenhæng mellem vandets indhold af organisk stof og smådyrene i vandløb (Friberg, et al., 2010). Denne sammenhæng har været kendt i mange år og forurening med organisk stof har haft (og har stadig) væsentlig negativ indflydelse på miljøtilstanden i en række danske vandløb, som typisk vurderes på netop artssammensætningen af smådyr. Den negative påvirkning af et forøget indhold af organisk stof i vandløbene skyldes primært, at den biologiske nedbrydning af det organiske materiale forbruger ilt og at iltkrævende arter af smådyr derved forsvinder fra vandløbene, men også at det udledte organiske stof påvirker fødegrundlaget og dermed konkurrenceforholdene mellem smådyrene. En del af det organiske stof der udledes fra især traditionelle dambrug er meget let omsætteligt og omsættes hurtig umiddelbart nedstrøms dambrug med tilhørende iltforbrug til følge. De nye modeldambrug med lang opholdstid (typisk mindst 2-3 dage) udleder primært ikke så let nedbrydeligt organisk stof, hvorved iltforbruget umiddelbart nedstrøms dambruget ikke er så stort. Udledning af ammonium til vandmiljøet kan ligeledes have akutte negative påvirkninger på nærrecipienten gennem 2 forskellige mekanismer. For det første nedbrydes ammonium (NH4 + ) til nitrat (NO3) under forbrug af ilt (nitrifikation). Iltforbruget ved nedbrydning af en enhed NH4+ er ca. 4 gange større end iltforbruget til nedbrydning af en tilsvarende enhed organisk stof, hvilket betyder at nitrifikation af NH4 + kan resultere i en sænkning af iltniveauet i recipienten. Det er dog ikke sandsynligt, at dette vil forekomme under nor- 2

3 male forhold i vandløb, da de bakterier der nedbryder NH4 + er langsomt voksende og ikke findes i store mængder i vandløbsbunden. Derimod er det mere sandsynligt, at der kan være en akut giftvirkning knyttet til udledning af NH4 +. NH4 + indgår i en ligevægt med ammoniak (NH3), en ligevægt der afhænger af ph og temperatur: NH4 + NH3 + H + Jo højere ph og temperatur, jo mere forskydes ligevægten mod højre, mod den uioniserede form NH3 (ammoniak), der er en stærk gift for både fisk og smådyr (Kendall, et al., 1986). Suspenderet stof, total fosfor og total kvælstof vurderes generelt ikke umiddelbart at have væsentlige negative påvirkninger på nærrecipienten (for total-fosfors og total-kvæltofs vedkommende dog i form af potentiale for øget vækst af bundlevende alger), men kan have det for fjernrecipienten (f.eks. søer og fjorde). Udledninger af suspenderet stof fra dambrug er normalt så beskeden sammenlignet med mængden af suspenderet stof i vandløbet, at den ikke i sig selv har nogen betydning for vandløbskvaliteten. I enkelte tilfælde udleder dambrug direkte til søer, men dette forekommer meget få steder og søen som nærrecipient for dambrugsudledninger behandles derfor ikke i dette notat. Udlederkrav for organisk stof (BI5) Vurderingen om en eventuel justering af udledergrænseværdien for BI5 tager udgangspunkt i et tidligere notat udarbejdet af DMU for Miljøstyrelsen (Kristensen et al., 2010). I dette notat beskrives en række smådyrs tolerance overfor vandets indhold af organisk stof samt hvordan sandsynligheden for målopfyldelse (Dansk Vandløbsfauna Indeks på 5, 6 eller 7) afhænger af indholdet af organisk stof. En af hovedkonklusionerne fra dette notat var, at en lang række smådyr responderer negativt i forhold til stigende indhold af organisk stof og at den negative påvirkning accelererer ved BI5 > 1,5 mg/l. 1,5 mg/l blev derfor identificeret som en grænseværdi for, hvor meget organisk stof et givent vandløb kan indeholde, før vandløbsfaunaen påvirkes så negativt, at det kan være vanskeligt at opnå 3

4 faunaklasse 5, 6 og 7. I det følgende er denne værdi derfor brugt til at vurdere om udledergrænseværdien kan justeres. Det skal dog bemærkes, at denne grænseværdi skal betragtes som en gennemsnitskoncentration set over hele året og er altså ikke fastsat i forhold til medianminimumsvandføringen. Betydningen af dette diskuteres senere i notatet. I Kristensen et al. (2010) blev betydningen af vandløbets fysiske tilstand for forholdet mellem faunaklasse og BI5 også undersøgt. Her blev konklusionen, at vandløb med den samme BI5 koncentration, men med gode fysiske forhold har større sandsynlighed for målopfyldelse end vandløb med dårligere fysiske forhold. De gode fysiske forhold kompenserer altså til en vis grad for et forøget indhold af organisk stof. Det er derfor også i dette notat vurderet, om udledergrænseværdien for dambrug, der udleder til vandløb med gode fysiske forhold, kan opjusteres uden negative konsekvenser for faunaen. Til vurderingen af om den nuværende udledergrænseværdi kan justeres, har vi taget udgangspunkt i målte BI5 værdier fra danske vandløb. Gennem overvågningen af vandløbene under NOVANA er der indsamlet og analyseret mange vandprøver og dette datamateriale kan derfor bruges til at udregne værdier for den faktiske koncentration af BI5. Vi udregnede BI5 medianværdier for 6 grupper af vandløb: Alle vandløb, kun vandløb i Jylland, kun vandløb på øerne, alle reference vandløb, reference vandløb i Jylland og reference vandløb på øerne. Denne gruppering blev foretaget for at karakterisere den gennemsnitlige belastning med organisk stof danske vandløb, i jyske vandløb (hvor dambrugene ligger) og i reference vandløb (de mest upåvirkede vandløb). Tabel 1 viser gennemsnit og medianværdier for de 6 grupper af vandløb. Værdierne er udregnet på baggrund af > enkeltmålinger af BI5 og målinger stammer fra perioden Tabel 1: Gennemsnits- og medianværdier for BI5 i danske vandløb. Alle vandløb Vandløb i Jylland Vandløb på øerne Alle reference vandløb Reference vandløb i Jylland Reference vandløb på øerne Gennemsnit (mg/l) 1,51 1,24 1,4 1,08 0,91 1,28 Median (mg/l) 1,2 1,0 1,8 0,9 0,8 1,21 4

5 Det ses i tabel 1, at medianværdien for alle vandløb er 1,2 mg/l. I jyske vandløb er belastningen mindre og medianværdien er 1,0 mg/l. Reference vandløb beliggende i Jylland har den mindste baggrundsbelastning med organisk stof med en medianværdi for BI5 på 0,8 mg/l. Medianværdien for de upåvirkede vandløb er sammenligelig med den BI5 koncentration (0,9 mg/l), som et tidligere projekt om referencevandløb i Danmark fandt frem til (Kristensen et al., 2008). Betragter man forskellen mellem medianværdierne for BI5 og grænseværdien for hvornår koncentrationen af BI5 kan påvises at påvirke smådyrene og dermed faunaklassen negativt, giver denne forskel en indikation af hvor meget en belastningskilde som et dambrug i gennemsnit kan hæve BI5 i vandløbene med, før udledningerne har en påviselig negativ påvirkning på smådyrsfaunaen. I denne sammenligning har vi valgt kun at bruge data fra de jyske vandløb, da alle dambrug ligger i Jylland. For de relativt upåvirkede jyske vandløb (reference vandløb) er differencen 0,7 mg/l, mens den er 0,5 mg/l, når alle jyske vandløb tages i betragtning. For at undgå negative påvirkninger af dambrugets udledning af organisk stof, må udledergrænseværdien ikke være højere end, at vandløbets gennemsnits BI5-koncentration maksimalt hæves med mellem 0,5 0,7mg/l, afhængig af belastningsgraden i det vandløb hvor dambruget ligger. Dette svarer til en udledergrænseværdi for BI5 på mellem 0,5-0,7 mg/l, fastsat i forhold til en gennemsnitsvandføring, da grænseværdien for hvor højt BI5 må være, er fastsat som en gennemsnitsbetragtning og dermed i forhold til en gennemsnits- eller medianvandføring over året. For at fastsætte en udledergrænseværdi for BI5, er det derfor nødvendigt at se på forholdet mellem medianminimumsvandføringen (Qmedmin) og medianvandføringen (Qmed). Dette forhold udtrykker hvor stabile vandløbenes vandføring er. Tabel 2 viser gennemsnitsværdier for forholdet mellem Qmedmin og Qmed for forskellige grupper af danske vandløb. 5

6 Tabel 2: Fra Ovesen et al. (2000) Små vandløb Store vandløb Stabile vandføringer (vestlige Ustabile vandføringer( Østdanmark) Stabile vandføringer (nordvestlige Moderat stabile vandføringer Ustabile vandføringer (Øerne) Jylland) Jylland) (midt og syd Jylland) Qmedmin/ Qmed 0,38 0,12 0,61 0,41 0,25 Qmed/ Qmedmin 2,63 8,33 1,64 2,44 4,0 Jo tættere forholdet mellem Qmedmin og Qmed er på 1, jo mere stabil er vandføringen i vandløbet og dermed vil BI5 koncentrationen ikke at ændre sig ret meget henover året. Forudsætningen for denne betragtning er at belastningen med organisk stof er nogenlunde konstant henover året måske med en tendens til at være højest i sommerhalvåret i vandløb med bl.a. dambrugsudledninger. Det betyder at koncentrationen vil være højest ved lave vandføringer. I vandløb med et lavt forhold mellem Qmedmin og Qmed (ustabile vandføringsforhold), vil være mere sårbare over for udledninger af organisk stof, da de især i sommerperioden vil have perioder med højere BI5-koncentrationer samtidig med relativ lav vandføring. Modsat er vandløb med et forhold tæt på 1 mere robuste, da lave vandføringer sjældent forekommer og dermed alt andet lige også kun mindre BI5-koncentrationsvariationer. Disse betragtninger kan udtrykke i følgende formel, der er et forslag til hvordan man beregner udledergrænseværdien for BI5 for det enkelte dambrug set i forhold til medianminimum: Udledergræ nseværdi = 0,7mg / l * Qmed min Qmed + Qmed 500 *100 Qmed min 400 hvor 0,7 mg/l = forskellen mellem grænseværdien for påvirkning (1,5 mg/l) og den aktuelle gennemsnitskoncentration for referencevandløb (0,8 mg/l), 6

7 Qmed = medianvandføringen, Qmedmin = medianminimumsvandføringen, og 500 og 400 er konstanter. Formlen og de 2 konstanter er fastsat ved en betragtning af forholdet mellem Qmedmin og Qmed i en række jyske vandløb. I et vandløb med fuldstændig stabil vandføring, hvor forholdet mellem Qmedmin og Qmed er = 1 giver udledergrænseværdien 2*0,7 =1,4 mg/l (andet led under kvadratroden er indrettet således at ved Q med = Qmedmin fås ( )/400 = 1). Tilsvarende, i et vandløb med meget ustabil vandføring (forhold mellem Qmedmin og Qmed = 0,2) giver formlen en udledergrænseværdi på 0,31 mg/l og afspejler dermed at ustabile vandløb er mere sårbare, da man vil komme at udlede til en lav vandføring i vandløbet og risikoen for høje BI5 dermed høj. Nedenstående tabel 3 viser beregnede udledergrænseværdier for en række tænkte eksempler med forskellige vandføringsregime. Tabel 3: Eksempler på udregning af udledergrænseværdi. Qmedmin Qmed Qmedmin Qmed/ Udledergrænseværdi ls -1 km 2 ls -1 km 2 /Qmed Qmedmin mgl -1 Vandløb ,00 1,00 1,40 Vandløb ,50 2,0 1,10 Vandløb ,33 3,0 0,90 Vandløb ,25 4,0 0,70 Vandløb ,20 5,0 0,31 Vandløb ,17 5,88 Kan ikke beregnes (negativ kvadratrod) Som det ses af tabel 3 bliver udledergrænseværdien meget lav, når Qmedmin/Qmed bliver 0,20 eller derunder. Ved Qmedmin/Qmed på 0,17 eller derunder kan formlen ikke benyttes. Det foreslås derfor, at sætte en nedre grænse for udledergrænseværdien på 0,5 mg/l, (svarende til Qmed/Qmedmin på 0,21 eller derunder) som er den laveste udledergrænseværdi der opereres med og på det halve af den der gælder i 7

8 dambrugsbekendtgørelsen. For et dambrug, der udleder 50 % af medianminimum, giver det en justeret udledergrænseværdi på 1,0 mg/l. Sammenlignes tabel 2 med tabel 3 bemærkes, at Qmed/Qmedmin er 2,63 i små stabile (mht. vandføringer) vestjyske vandløb samt 1,64 og 2,44 i henholdsvis store stabile og moderat stabile store jyske vandløb. Det svarer til at for disse tre grupper vil udledergrænseværdien for BI5 i gennemsnit være henholdsvis 0,97 (0,69), 1,19 (0,84) og 1,01 (0,68) og afviger ikke væsentlig fra de 1,0 mg/l i den gældende bekendtgørelse, men er tilpasset vandføringsforholdene. Ved større variationer i disse bliver udledergrænseværdien til gengæld noget lavere end 1,0 mg/l. Det skal bemærkes at formlen giver udledergrænseværdierne ift. medianminimum i et vandløb og i lighed med den nuværende praksis kan værdien øges forholdsmæssigt hvis dambruget udleder mindre end medianminimum (ganges med Qmedmin/Qudledning) Betydningen af de fysiske forhold I det tidligere notat (Kristensen et al., 2010) er beskrevet betydningen af et godt fysisk miljø i vandløbet for smådyrene og hvordan gode fysiske forhold til dels kan kompensere for forhøjede værdier af BI5. Denne kompensation blev beskrevet i forhold til sandsynligheden for målopfyldelse (DVFI 5, 6 eller 7) og det blev fundet, at der var høj sandsynlighed for målopfyldelse i vandløb med gode fysiske forhold, uanset vandets indhold af organisk stof, mens sandsynligheden faldt med stigende BI5 i vandløb med moderate og dårlige fysiske forhold (Figur 1). 8

9 Sandsynlighed for målopfyldelse (DVFI 5,6 og 7) ,50-0,69 0,70-0,89 0,90-1,09 1,10-1,29 1,30-1,49 1,50-1,69 1,70-1,89 1,90-2,09 2,10-2,29 2,30-2,49 2,50-2,99 3,00-3,99 > 4,00 Kun BOD5 Fi 35 til 54 FI 15 til 24 FI -11 til 10 BOD5 (mg/l) Figur 1: Sandsynligheden for målopfyldelse (DVFI 5, 6 eller 7) som funktion af vandets indhold af organisk stof (fed kurve). Samme sandsynlighed er også vist ved gode, moderate og dårlige fysiske forhold. FI = Fysisk Indeks. Figuren er fra Kristensen et al. (2010). For at vurdere om udledergrænseværdien kan justeres i forhold til vandløbets fysiske forhold er det dog nødvendigt at betragte sammenhængen mellem de reelle DVFI-værdier og BI5, i stedet for en sandsynlighed for målopfyldelse. Dette skyldes, at en høj sandsynlighed for målopfyldelse, uanset indholdet af organisk stof ved gode fysiske forhold, ikke siger om der sker et fald i faunaklasse, f.eks. fra 7 til 6. I forhold til Vandrammedirektivet er det ikke nok at opnå målopfyldelse. Man skal samtidigt sikre, at der ikke sker forringelser af den aktuelle tilstand (The European Parliament and of the Council, se artikel 4, stk. 1). Der er derfor til dette notat lavet analyser, der skal belyse dette. 566 faunalister fra med tilhørende registreringer af de fysiske forhold blev brugt til analysen. Vandløbene blev inddelt i 3 grupper: Gode fysiske forhold (Fysisk Indeks på 35-54), moderate fysiske forhold (Fysisk Indeks på 15-24) og dårlige fysiske forhold (Fysisk Indeks på ). Data blev ligeledes inddelt i 13 intervaller af BI5-koncentrationer (gennemsnit over året for det enkelte vandløb). For hvert af de 13 intervaller blev den gennemsnit- 9

10 lige DVFI udregnet og denne værdi blev plottet mod medianværdien for hvert af de 13 BI5 -intervaller. Derved opnås sammenhænge mellem DVFI og vandet indhold af organisk stof for de 3 grupper af vandløb (gode, moderate og dårlige fysiske forhold). Sammenhængene mellem DVFI og BI5 blev analyseret vha. lineær modellering og data er vist i Figur 2. Der var en tydelig signifikant negativ sammenhæng mellem DVFI og BI5 for alle 3 grupper af vandløb (P < 0,0001). Hældningen for de lineære modeller var stort set ens for de 3 grupper af vandløb og hældningen i modellerne er identisk med, hvor meget DVFI ændrer sig per 1 mg BI5/l. Således falder DVFI med henholdsvis 0,47, 0,47 og 0,53 enheder, når BI5 stiger med 1 mg/l for vandløb med gode, moderate og dårlige fysiske forhold (Figur 2). Det kan samtidigt ses, at den gennemsnitlige DVFI altid er over 5 for vandløb med gode fysiske forhold ved de aktuelle BI5 niveauer. Da der imidlertid er signifikante negative sammenhænge for alle 3 grupper af vandløb for BI5 koncentrationer over 1,3 mg/l kan det ikke anbefales at justere udledergrænseværdien for BI5 i forhold til de fysiske forhold i vandløbet. 8 7 Gode fysiske forhold Moderate fysiske forhold Dårlige fysiske forhold Gennemsnitlig DVFI BI 5 (mg/l) 10

11 Figur 2: Lineære modeller som sammenhæng mellem DVFI og BI5 for vandløb med gode, moderate og dårlige fysiske forhold. Udledergrænseværdi for ammonium kvælstof Vurderingen af en eventuel justering i udledergrænseværdien for ammonium kvælstof tager udgangspunkt i informationer fra litteraturen samt i målte værdier fra overvågningen af danske vandløb. Ammonium (NH4 + ) indgår i en ligevægt med ammoniak (NH3), en ligevægt der afhænger af ph og temperatur: NH4 + NH3 + H + Jo højere ph og temperatur, jo mere forskydes ligevægten mod højre, mod den uioniserede form NH3 (ammoniak), der er en stærk gift for både fisk og smådyr (Kendall, et al., 1986). NH3 optages i fiskene via gællerne, så hvis iltkoncentrationen er lav i vandløbet skal der passere mere vand igennem gællerne, og selv lave koncentrationer af ammoniak kan derved have en betydelig effekt. NH3 er vist at virke vækstbegrænsende på ørreder ved koncentrationer over 0,025 mg NH3/l og ved 10 gange denne koncentration (0,25 mg NH3/l) vil fiskene dø (Iversen et al., 1989). For fiskevand har man derfor vedtaget en grænseværdi for NH3 på 0,025 mg NH3/l (Miljøstyrelsen 1983). NH3 er også giftig for vandløbsinvertebrater, om end deres tålegrænser generelt ligger højere end fiskenes (Tabel 2). Udledninger af NH4 + /NH3 kan derfor have negative konsekvenser for smådyrssamfundene og dermed for faunaklassen og målopfyldelsen i vandløbene. 11

12 Tabel 2: LC50 værdier (mg/l) for uioniseret ammoniak (NH3) for udvalgte invertebrater og fiskearter Invertebrater Gruppe LC50 ved 96 timer Kilde (mg/l) Polycelis tenuis Fimreorm 0,71 Williams et al., 1986 Limnodrilus hoffmeisteri Børsteorm 1,92 Williams et al., 1986 Lymnaea stagnalis Snegl 1 Williams et al., 1986 Physa fontinalis Snegl 1,7 Williams et al., 1986 Daphnia magna Dafnie 1,7 Kaniewska-Prus, M. Asellus aquaticus Bænkebider 2,3 Williams et al., 1986 Gammarus pulex Tangloppe 2,05 Williams et al., 1986 L. inermis Slørvinge 1,6 Williams et al., 1986 Baetis rhodani Døgnflue 1,7 Williams et al., 1986 E. ignita Døgnflue 1,85 Williams et al., 1986 H. augustipennis Vårflue 2,95 Williams et al., 1986 Chironomus riparius Dansemyg 1,65 Williams et al., 1986 Fisk Perca fluviatilis Aborre 0,29 Ball, 1967 Abramis brama Brasen 0,41 Ball, 1967 Salmo trutta Ørred 0,41 Ball, 1967 Oncorhynchus mykiss Regnbueørred 0,37 Water Pollution Research Board Cyprinus carpio Karpe 0,50 Xu, J., X. Ma, W. Hou, and X. Han, 1994 Salmo salar Laks 0,73 US EPA, 1985 I lighed med BI5 udregnede vi også baggrundsværdier for ammonium-n i danske vandløb. Vi inddelte vandløbene i de samme grupper som nævnt i afsnittet for BI5, og tabel 3 viser gennemsnits- og medianværdierne. Værdierne er udregnet på baggrund af > enkeltmålinger af ammonium-n. Tabel 3: Gennemsnits- og medianværdier for ammonium-n i danske vandløb. Alle vandløb Vandløb i Jylland Vandløb på øerne Gennemsnit (mg NH4- N/l) Median (mg NH4- N /l) Alle reference vandløb Reference vandløb i Jylland Reference vandløb på øerne 0,14 0,13 0,148 0,046 0,052 0,029 0,077 0,081 0,072 0,031 0,036 0,025 12

13 Det ses, at medianværdien for alle vandløb er 0,077 mg/l. I jyske vandløb er medianværdien (0,081 mg/l) en smule højere end på øerne (0,072 mg/l). Reference vandløb beliggende i Jylland (0,036 mg/l) har ligeledes højere medianværdi for ammonium-n end reference vandløb på øerne (0,025 mg/l). Den nuværende udlederkravværdi for ammonium-n er 0,4 mg/l (Dambrugsbekendtgørelsen, Miljøministeriet 2006). Ved gennemsnits ph for danske vandløb (på 7,7 data fra NOVANA overvågningen) og 12 C (valgt som et typisk gennemsnit i de perioder, hvor dambrugenes produktion normalt er højest) svarer 0,4 mg ammonium-n/l til en koncentration af uioniseret ammoniak på 0,004 mg/l. Tilsvarende vil koncentrationen af ammoniak være 0,008 mg/l ved 21 C. Det vil kræve en ammonium-n koncentration på 2,33 mg/l i vandløbet for at opnå 0,025 mg NH3/l ved 12 og 1,19 ved 21. Ved udledninger fra dambrug, der overholder udlederkravværdierne, er der således ikke nogen risiko for akut NH3 forgiftning. Hvis man betragter forskelle mellem grænseværdien for ammoniak og medianværdien for jyske reference vandløb giver dette en indikation af, hvor meget et dambrug i gennemsnit kan hæve ammonium-n koncentrationen med før udledningerne har en påviselig negativ påvirkning på nærrecipienten. Ved ph 7,7 og 12 C er forskellen i ammoniak-n 0,0246 mg/l og ved ph 7,7 og 21 C er forskellen 0,0242 mg/l. Der er således umiddelbar mulighed for udledning af mere ammonium-n uden det vil påvirke nærrecipienten negativt. Det skal dog bemærkes, at medianværdien for jyske vandløb er ud fra en årsbetragtning hvor der derfor vil være en variation i ammonium-n koncentrationer. Vi har ikke foretaget en opstilling af en formel for udledergrænseværdien i forhold til hvor stabil vandføringen er (som er gjort for BI5), da vi ikke umiddelbart kan fastlægge en grænseværdi for indholdet af ammoniak i vandløbet. For at belyse hvad en forøgelse i udledergrænseværdien for ammonium-n betyder for koncentrationen i vandløbet nedstrøms dambruget er der udregnet nogle eksempler (Tabel 4). Eksemplerne tager udgangspunkt i data fra Skriver et al. (2001), hvor der er målt 13

14 vandføringer ovenfor og i omløbet for 5 dambrug. Derved er det muligt at udregne den resulterende koncentration nedstrøms dambruget, når indløbskoncentrationen forudsættes. Tabel 4: Eksempler på koncentrationer af NH4-N og NH3 nedstrøms 5 dambrug ved 3 forskellige udlederkrav: nuværende (0,4 mg/l), dobbelt af nuværende (0,8 mg/l) og det firdobbelte af de nuværende (1,2 mg/l). Koncentrationerne er udregnet ud fra vandføringsdata fra de 5 vandløb og målte vandføringer i omløbet (Skriver et al, 1999). NH4-N netto koncentrationen i udløbsvandet er sat lig med udledergrænseværdien og koncentrationen i vandløbet er sat lig med den gennemsnitlige NH4-N koncentration i danske vandløb (0,14 mg/l). Koncentrationen i omløbet er sat lig indløbskoncentrationen. Den resulterende NH3 koncentration er udregnet vha. opslag i tabel for koncentrationer af udissocieret ammoniak ved forskellige temperatur. Der er brugt gennemsnitlig ph for danske vandløb (7,7). I de udregnede eksempler antages det at udlederkravværdien ikke justeres i forhold til mængden af vand der indtages til dambruget. Vandløb Gens. vandføring opstrøms dambrug (l/s) Gens. vandføring omløb (l/s) Gens. vandindtag (l/s) NH 4-N nedstrøms udløb (mg/l) Udregnet NH 3 (mg/l) 12 C Udregnet NH 3 (mg/l) 21 C Udlederkrav = 0,4 mg/l Sunds Nørreå ,45 0,008 0,009 Haller Å ,43 0,007 0,009 Linå ,44 0,008 0,009 Tågelund Bæk ,42 0,007 0,008 Odder Bæk ,47 0,008 0,012 Udlederkrav = 0,8 mg/l Sunds Nørreå ,76 0,013 0,016 Haller Å ,71 0,013 0,015 Linå ,74 0,013 0,016 Tågelund Bæk ,71 0,013 0,015 Odder Bæk ,81 0,014 0,017 Udlederkrav = 1,2 mg/l Sunds Nørreå ,08 0,019 0,022 Haller Å ,99 0,018 0,021 Linå ,05 0,019 0,022 Tågelund Bæk ,98 0,018 0,021 Odder Bæk ,13 0,020 0,024 Eksemplerne viser at ved den nuværende udlederkravværdi for NH4-N (0,4 mg/l) er den resulterende koncentration af ammoniak langt under grænseværdier for fiskevand ved både 12 C og 21 C. Koncentrationerne af ammoniak er tilsvarende langt under LC50 værdier for fisk og invertebrater (Tabel 2) og der er således ingen risiko for akut forgiftning nedstrøms de 5 dambrug og under de brugte forudsætninger. Hvis udlederkravværdien 14

15 hæves til 3 gange det nuværende, viser de 5 eksempler at den resulterende ammoniak koncentration nærmer sig grænseværdien for fiskevand, særligt ved 21 C. Det er ikke udført analyser, der belyser betydningen af de fysiske forhold i vandløbet for giftigheden af ammoniak. Men dette vurderes ikke at være relevant, fordi det kun er i vandløb med meget dårlige fysiske forhold at følsomheden hos smådyr og fisk må formodes at stige, fordi der her kan forventes relativt lave iltkoncentrationer. Ved lave iltkoncentrationer har fiskene og smådyrene behov for at passere mere vand over gællerne og får dermed mere ammoniak ind i kroppen. Dertil kommer ikke mindst, at giftigheden af ammoniak er relativt ens for de forskellige dyregrupper, som indgår i DVFI. Der kan derfor ikke forventes samme afhængighed af de fysiske forhold som vist for BI5. Justering af udledergrænseværdier i forhold til sæson Kontrolteorien af udledninger fra dambrug tager afsæt i at der beregnes på et gennemsnit (i koncentration eller mængde) og variationen heri. Såfremt udledergrænseværdien sæsontilpasses vil kontrol af udledninger tilsvarende skulle justeres og det vil betyde krav om et øget antal kontrolprøver for at have lave en statistisk tilstrækkelig sikker kontrol ift. dambruger og miljøet, idet der typisk er behov for mindst 26 prøver pr. kontrolperioder, som her vil blive sæsonen (Svendsen et al., 2008). Man kan alene forsvare at opjustere udledergrænseværdier i perioder, hvor vandføringen er markant højere end resten af året, og fortyndingen af de udledte stoffer derfor større. I praksis er dette tilfældet om vinteren, idet der dog i visse år kan forekomme situationer, hvor vandføringen nærmer sig en medianminimum situation (som det fx var tilfældet i vinteren 1996/1997). Der kunne f.eks. bruges en faktor 1,5 gange udledergrænseværdien, altså mulighed for 50 % mere udledning om vinteren. Ud fra samme tankegang skulle der så ved lave vandføring være lavere udlederggrænseværdier. Det vil dog være administrativt svært at operere med 2 eller flere forskellige udledergrænseværdier og kræve væsentligt flere kontrolprøver. I stedet vil det være mere operationelt at anvende nogle max. konc./udledte mængder om hhv. sommer en og vinteren som i den nye bekendtgørelse for modeldambrug. Endvidere kan et dambrug sagtens overholde sine udlederkrav, selv om der er variationer i udledningerne 15

16 hen over en given periode; det afhænger dog af variationen i udledningerne og hvor tæt gennemsnittet heraf ligger på udlederkravet. Kombinationseffekten af den samlede påvirkning fra dambruget Vi skal umiddelbart pege på følgende effekter af den samlede påvirkning, som dambrug giver anledning til: Vandafledning med højere temperatur fra dambruget om sommeren. Hvor meget der er tale om afhænger af om dambruget er et traditionelle dambrug eller et modeldambrug, hvor stor plantelagune er, hvor meget grundvand der bruges og vandføringsforholdene i vandløbet. Udledninger med højere ph end i vandløbet hvis der kalkes på dambruget Svingninger i ilt hen over døgnet ved nogle dambrug, ved andre med store laguner og beluftning kan omvendt måske virke udjævnende. Påvirkninger fra medicin og hjælpestoffer Vi har dog ikke forsøgt at vurdere dette nærmere. Betydning af effekten af flere dambrug inden for det samme vandløb Vi har ikke forsøgt at redegøre for denne såkaldt perler på snor effekt, men der kan med udgangspunkt i notatets resultater foretages forsigtige beregninger heraf, idet der dog bl.a. skal tages højde for at hovedparten af let-omsætteligt organisk stof er omsat indenfor de første døgn. 16

17 Konklusion Den generelle udledergrænseværdi for BI5 skal vurderes på baggrund af grænseværdien for hvor høj BI5 må være i vandløbet før negative påvirkninger kan påvises (1,5 mg/l) sammenholdt med belastningen i jyske referencevandløb (0,8 mg/l). Derved opnår man en udledergrænseværdi fastsat i forhold til hvor meget ekstra BI5 kan hæves med (1,5 mg/l 0,8 mg/l = 0,7 mg/l) før faunaen påvirkes negativt. Derudover skal forholdet mellem Qmed og Qmedmin tages i betragtning, da ovennævnte BI5 koncentrationerne er udtrykt som medianværdier over hele året og ikke ved medianminimumsvandføringer. Det foreslås derfor at udregne en BI5 udledergrænseværdi for det enkelte dambrug ved hjælp af følgende formel, som er beregnet ift. medianminimum umiddelbart nedstrøms det enkelte dambrug: Udledergræ nseværdi = 0,7mg / l * Qmed min Qmed + Qmed 500 *100 Qmed min 400 hvor 0,7 mg/l = forskellen mellem grænseværdien for påvirkning (1,5 mg/l) og den aktuelle belastning for referencevandløb (0,8 mg/l), Qmed = medianvandføringen, Qmedmin = medianminimumsvandføringen, og 500 og 400 er konstanter. Er vandafledningen lavere end medianminimum kan udlergrænseværdien øges forholdsmæssigt. Beregningerne i dette notat viser, at der ikke er belæg for at justere udledergrænseværdien for BI5, når de fysiske forhold tages i betragtning. Selv ved gode fysiske forhold sker der et fald i DVFI, når BI5 stiger og der er derfor risiko for nedgang i faunaklasse hvis udledningerne øges. Det vurderes, at det nuværende udledergrænseværdi for NH4-N ikke resulterer i ammoniak koncentrationer, der udgør nogen fare for fisk eller smådyr. Det vurderes samtidig, at 17

18 grænseværdien for NH4-N godt kan fordobles til 0,8 mg/l uden det har negative konsekvenser for nærrecipienten. Referencer Ball, I.R., 1967: The relative susceptibilities of some species of freshwater fish to poisons- 1. Ammonia. Wat. Res. 1, The European Parliament and of the Council (2000). 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 L 327/1 Official Journal of the European Communities EN. Friberg N., Skriver J., Larsen S.E., Pedersen M.L. & Buffagni A. (2010) Stream macroinvertebrate response to gradients in organic pollution and eutrophication. Freshwater Biology, 55, Iversen, T.M., Lindegaard, C., Sand-Jensen, K. & Thorup, J., 1989: Vandløbsøkologi. Ferskvandsbiologisk Laboratorium. 109 s. Kaniewska-Prus, M., 1982: The Effect of Ammonia, Chlorine, and Chloramine Toxicity on the Mortality of Daphnia magna Straus. Pol. Arch. Hydrobiol.29(3-4): Kristensen, E. A., Baattrup-Pedersen, A.. Skriver, J., Jørgensen, J., Kronvang, B., Andersen, H.A., Hoffmann, C. C. & Wiberg-Larsen, P. (2008). Identifikation af referencevandløb til implementering af vandrammedirektivet i Danmark. Faglig rapport fra DMU; 669. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet, 55 s. Kristensen, E.A., Larsen, S.E. & Skriver, J. (2010) Sammenhæng mellem indhold af organisk stof of faunaklassen i vandløb samt betydningen af de fysiske forhold. Baggrundsnotat til Miljøstyrelsen fra Danmarks Miljøundersøgelser, Afd. for Ferskvandsøkologi, Aarhus Universitet, 16 pp. Miljøministeriet (2006). Bekendtgørelse om ferskvandsdambrug. BEK nr af 20/11/2006 Miljøstyrelsen (1983) Vejledning i recipientkvalitetsplanlægning. Del I, Vandøb og søer. Vejledning nr. 1/1983, januar Ovesen, N.B., Lversen, H.L., Larsen, S.E., Müller-Wohlfeil, D.I., Svendsen, L.M., Blicher, A.S. & Jensen, P.M., 2000: Afstrømningsforhold i danske vandløb. faglig rapport fra DMU, nr

19 Skriver, J., Iversen, H.I., Fjordback, C., Ovesen, N.B. % Quist, P., 2001: Reduceret vandføring ved dambrug. Arbejdsrapport fra DMU, nr Svendsen, L.M., Sortkjær, O., Ovesen, N.B., Skriver, J., Larsen, S.E., Pedersen, P.B., Rasmussen, R.S. & Dalsgaard, A.J.T., (2008): Kongeåens Dambrug et modeldambrug under førsøgsordningen. DTU-Aqua rapport nr US EPA, 1985: Ambient Water Quality Criteria for Ammonia, (EPA 440/ ) Water Pollution Research Board, 1960: Toxicity of Un-Ionized Ammonia. In: Water Pollution Research 1959, Water Pollution Research Board, Dep.of Scientific and Industrial Research, H.M. Stationery Office, London, England: Williams, K.A., D.W.J. Green, and D. Pascoe, 1986: Studies on the Acute Toxicity of Pollutants to Freshwater Macroinvertebrates. 3. Ammonia. Arch. Hydrobiol.106(1): Xu, J., X. Ma, W. Hou, and X. Han, 1994: Effects of Temperature and Ammonia on Silver Carp, Bighead Carp, Grass Carp and Common Carp. Chin. Environ Sci (Zhongguo Huanjing Kexue)14(3):