Remissvar önskas så snart som möjligt men ska ha inkommit till Havs- och vattenmyndigheten senast den 25 juni 2018.

Transkript

1 Från: Vattenförvaltning Skickat: den 26 april :48 Kopia: Marie Berghult; Jonas Svensson; Björn Sjöberg Ämne: Remiss Revidering av föreskrifter HVMFS om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (Dnr ) Bifogade filer: bilaga-1-remissversion-hvmfs pdf; bilaga-2-remissversion-sfa.pdf; konsekvensutredning-hvmfs pdf; missiv-hmvfs pdf; sandlista-hmvfs pdf; svarsmall-remiss-hmvfs xlsx Uppföljningsflagga: Flagga: Följ upp Har meddelandeflagga Remiss gällande revidering av Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter HVMFS 2013:19 om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. Hantering av remiss Havs- och vattenmyndigheten önskar ta del av era synpunkter avseende det nu aktuella remitterade förslaget till föreskrifter och konsekvensutredning. Förslaget gäller reviderade föreskrifter HVMFS 2013:19 om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. Remissen omfattar huvudsakligen uppdatering av bedömningsgrunder. Havs- och vattenmyndigheten genomför en översyn av HVMFS 2013:19 under Översynen är uppdelad på två delar. Denna remiss utgör del 1 medan del 2 omfattar en större strategisk översyn av HVMFS 2013:19 och tillhörande vägledningar med avseende på struktur och övergripande innehåll. Remissvar önskas så snart som möjligt men ska ha inkommit till Havs- och vattenmyndigheten senast den 25 juni Havs- och vattenmyndigheten vill i samband med detta remissutskick informera om att ny vägledning som beskriver hur bedömningsgrunderna för ekologisk status (förutom särskilda förorenande ämnen) ska användas och hur osäkerhet i klassningar ska hanteras också håller på att tas fram. Även nya vägledningar för ett antal biologiska bedömningsgrunder tas fram. Dessa vägledningar planeras att komma ut på remiss inom kort och ha samma svarsdatum som remissen för HVMFS 2013:19, d.v.s. 25 juni. För att underlätta både inlämnandet och hantering av synpunkter på remissen ser vi helst att synpunkter ifylls bifogad svarsmall i Excel-format. Filen med svaren skickas med e-post till havochvatten@havochvatten.se och döp filen så att avsändare framgår samt ange diarienummer ( ) i e-postens ämnesrad.

2 Remissmaterial samt de underlagsrapporter som ligger till grund för revideringen återfinns på Havs- och vattenmyndighetens hemsida, ( lagar/remisser-fran-hav.html). Eventuella frågor om remissen kan ställas till Jonas Svensson Frågor gällande särskilda förorenande ämnen kan ställas till Ann-Sofie Wernersson

3 BILAGA 1 Havs - och vattenmyndighetens författningssamling Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter om ändring i Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter (2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten ; HVMFS 2018:xx Utkom från trycket den 2018 beslutade den Med stöd av 4 kap. 8 förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön föreskriver1 Havs - och vattenmyndigheten i fråga om Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökv alitetsnormer avseende ytvatten dels att 1 kap. 2 ska ha följande lydelse, dels att 2 kap. 10 ska ha följande lydelse, dels att bilagorna 1-5 ska ha följande lydelse. 1 kap. allmänna bestämmelser --- Definit ioner 2 Termer och uttryck som används i dessa föreskrifter har samma betydelse som i förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön och Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter ( HVM FS 2017 : 20 ) om kartläggning och analys av ytvatten enligt nämnda förordning om inte annat anges i 3. 3 I dessa föreskrifter avses med --- Grupp av ytvattenförekomster: två eller flera ytvattenförekomster som ligger inom samma vattendistrikt, har samma typtillhörighet och är föremål för likartad påverkan kap. Klassificering ---

4 HVMFS 2018:xx 10 1 Om en klassificering utifrån de biologiska bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag indikerar sura förhållanden enligt någon av bedömningsgrunderna i bilaga 1, ska vattenmyndigheten utreda om detta beror på naturlig surhet eller mänskligt orsakad försurning. Om de sura förhållandena till någon del bedöms ha naturliga orsaker s ka referensvärdena eller klassgränserna justeras. Dessa föreskrifter träder i kraft den På Havs - och vattenmyndighetens vägnar NN NN 2 1 Ändringen innebär att andra delen i den andra meningen för klassificering av surhet justeras för de berörda biologiska parametrarna eller kvalitetsfaktorerna och använda som referensvärden och klassgränser för status. Om de sura förhållandena bedöms bero enbart på mänskligt orsakad försurning ska skalan för surhet användasom skala för status enligt beskrivning för respektive bedömningsgrund i bilaga 1 tas bort som anpassning till den nya föreslagna bedömningsgrunden.

5 BILAGA 1: B EDÖMNINGSGRUNDER FÖR BIOLOGISKA KVALITETSFAKTORER I SJÖAR OCH VATTENDRAG 1 Växtplankton i sjöar Bilaga 1 HVMFS 2018:xx 1.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Växtplankton i sjöar ska klassificeras genom att parametrarna totalbiomassa, klorofyll a, plantontrofiskt index (PTI) och cyanobakterier, vilka vis ar på näringsförhållanden, beräknas enligt avsnitt Klassgränserna i tabell ska användas vid klassificering av respektive parameter. Även parametern antal taxa av växtplankton, vilken visar på surhet, ska beräknas. Detta ska göras enligt avsnitt 1. 7 och klassgränserna i tabell 1. 5 ska användas vid klassificering av artantal. S ammanvägningen ska ske enligt beskrivning i avsnitt Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för växtplankton i sjöar ska kunna tillämpas ska provtagning ha skett under juli till augusti och analys ha gjorts enligt standarden SS - EN 16698:2015, SS - EN 15204:2006, SS - EN 16695:2015 eller med annan metod som ger likvärdigt resultat. Minst tre års data ska användas för klassificeringen. Provtagning och analys av klorofyll a ska ha gjorts enligt SS - EN ISO :2007, SS eller med annan metod som ger likvärdigt resultat. För att bedömning av status ska kunna göras ska typologi enligt Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter HVMFS 2017:20 användas. För sjötyper som saknar referensvärden enligt avsnitt används referensvärden för den övergripande typen region och humus. 1.3 Totalbiomassa EK för totalbiomassa (mg/l) be räknas enligt f ormel EKtotbio = (totbioobs totbiomax)/(totbioref totbiomax) Formel 1.1. Formel för beräkning av EK totbio. totbio obs = det observerade värdet, totbio max = det maximala PTI - värdet enligt tabell 1.1, totbio ref = referensvärdet enligt tabell 1.1. För prover där det observerade värdet överstiger maximala värdet sätts EK = 0. För prover som har lägre halt klorofyll a än referensvärdet för typen sätts EK = 1. Tabell Referensvärden, maximala värden (totbio max), klassgränser och EK för parametern totalbiomassa (mg/l). Kolumner markerade med Gony gäller för sjöar med dominans av Gonyostomum (> 5% av totalbiomassan). Om typ saknas används den övergripande typen region+humus. Klassgränser avser gränser mellan stat us hög och god (H/G), god och måttlig (G/M), måttlig och otillfredsställande (M/O) samt otillfredsställande och dålig (O/D). Typ Klass - gräns Bio - massa Bio - massa Gony EK EK Gony Region +humus Status - gräns Bio - massa 1 MLK totbioref 0,2 0,46 1,00 1,00 1 K totbioref 0,46 1,00 H/G 0,5 0,67 0,98 0,99 H/G 0,69 0,99 G/M 1,0 2,0 0,95 0,9 G/M 2,0 0,9 M/O 5,5 5,3 0,66 0,69 M/O 5,4 0,68 EK 1 N y tabell

6 HVMFS 2018:xx O/D ,35 0,39 O/D 10 0,38 totbiomax totbiomax GLB totbioref 3,2 1,00 1 B totbioref 1,7 1,00 H/G 4,6 0,89 H/G 3,4 0,88 G/M 7,5 0,67 G/M 6,6 0,66 M/O 10 0,45 M/O 10 0,44 O/D 13 0,22 O/D 13 0,22 totbiomax 16 0 totbiomax MLB totbioref 0,3 0,81 1,00 1,00 2B totbioref 0,76 1,00 H/G 0,6 2,2 0,98 0,91 H/G 2,3 0,9 G/M 1,2 5,7 0,94 0,68 G/M 5,7 0,67 M/O 5,5 9,1 0,67 0,45 M/O 9,2 0,45 O/D ,35 0,23 O/D 13 0,22 totbiomax totbiomax GLB totbioref 0,59 1,0 3K totbioref 0,13 1,00 H/G 2,4 0,88 H/G 0,24 0,98 G/M 5,8 0,66 G/M 0,6 0,92 M/O 9,2 0,44 M/O 2,0 0,67 O/D 13 0,22 O/D 3,8 0,37 totbiomax 16 0 totbiomax 6,0 0 2MLB totbioref 0,3 1,0 1,00 1,00 3B totbioref 0,3 1,00 H/G 0,6 2,3 0,98 0,91 H/G 0,95 0,89 G/M 1,2 5,7 0,94 0,69 G/M 2,2 0,66 M/O 5,5 9,2 0,67 0,46 M/O 3,5 0,44 O/D ,35 0,23 O/D 4,7 0,22 totbiomax totbiomax 6,0 0 3MLK totbioref 0,2 0,16 1,0 1,00 4K totbioref 0,09 1,00 H/G 0,4 0,36 0,97 0,97 H/G 0,12 0,99 G/M 0,65 0,6 0,92 0,92 G/M 0,25 0,96 M/O 2,2 2,2 0,66 0,66 M/O 1,4 0,67 O/D 4,0 4,0 0,35 0,35 O/D 2,6 0,35 totbiomax 6,0 6,0 0 0 totbiomax 4,0 0 3GLB totbioref 0,67 1,00 H/G 1,0 0,98 G/M 4,8 0,73 M/O 8,5 0,49 O/D 12 0,24 totbiomax MLB totbioref 0,2 0,3 1,00 1,00 H/G 0,5 0,84 0,95 0,91 G/M 0,8 2,1 0,9 0,68 M/O 2,2 3,4 0,65 0,45 O/D 4,0 4,7 0,35 0,23 totbiomax 6,0 6, Klorofyll a EK för klorofyll a ( µg/l ) beräknas enligt formel 1.2. EKchl = (chlobs chlmax) / (chlref chlmax) Formel 1.2. Formel för beräkning av EK chl. chl obs = det observerade värdet, chl max = det maximala PTI - värdet enligt tabell 1.2, chl ref = referensvärdet enligt tabell 1.2. För prover där det observerade värdet (chlobs) överstiger det maximala värdet sätts EK = 0. För prover med lägre halt klorofyll a än referensvärdet för typen sätts EK = 1. 4

7 Tabell Referensvärden, maximala värden (chl max), klassgränser och EK för parametern HVMFS 2018:xx klorofyll a. Kolumner markerade med Gony gäller för sjöar med dominans av Gonyostomum (> 5% av totalbiomassan). Om typ saknas används den övergripande typen region+humus. Klassgränser avser gräns mellan status hög och god (H/G), god och måttlig (G/M), måttlig och otillfredsställande (M/O) samt otillfredsställande och dålig (O/D). Typ Status - gräns Kloro - fyll a Kloro - fyll a Gony EK EK Gony Region +humus Status - gräns Kloro - fyll a 1 MLK chlref 2,5 3,2 1,00 1,00 1 K chlref 2,7 1,00 H/G 5,0 4,6 0,96 0,98 H/G 4,3 0,97 G/M 8,5 19 0,9 0,73 G/M 19 0,73 M/O ,6 0,49 M/O 34 0,49 O/D ,3 0,24 O/D 48 0,24 chlmax chlmax GLB c hlref 19 1,00 1 B chlref 10 1,00 H/G 31 0,73 H/G 18 0,85 G/M 39 0,55 G/M 29 0,64 M/O 47 0,36 M/O 41 0,42 O/D 55 0,18 O/D 52 0,21 chlmax 63 0 chlmax MLB c hlref 3,0 5 1,00 1,00 2B chlref 8,0 1,00 H/G 6,0 12 0,95 0,88 H/G 12 0,87 G/M ,88 0,66 G/M 19 0,65 M/O ,59 0,44 M/O 25 0,43 O/D ,29 0,22 O/D 32 0,22 chlmax chlmax MLB c hlref 3,0 11 1,00 1,00 3K chlref 1,6 1,00 H/G 6,0 17 0,91 0,78 H/G 2,4 0,96 G/M ,8 0,58 G/M 8,0 0,72 M/O ,53 0,39 M/O 13 0,48 O/D ,27 0,19 O/D 18 0,24 chlmax chlmax MLK c hlref 2,0 1,6 1,00 1,00 3B chlref 3,1 1,00 H/G 4,0 3,0 0,9 0,93 H/G 4,9 0,91 G/M 6,0 8,0 0,81 0,7 G/M 9,0 0,68 M/O ,54 0,47 M/O 14 0,45 O/D ,27 0,23 O/D 18 0,23 chlmax chlmax MLB c hlref 2,5 3,1 1,00 1,00 4K chlref 0,7 1,00 H/G 5,0 5,9 0,88 0,86 H/G 1,0 0,99 G/M 7,5 10 0,76 0,64 G/M 7,0 0,74 M/O ,5 0,43 M/O 12 0,49 O/D ,25 0,21 O/D 18 0,25 chlmax chlmax 23 0 EK 1.5 P lanktontrofiskt index (PTI) Planktontrofiskt index (PTI) beräknas enligt formel 1.3. Formel 1.3. Formel för beräkning av PTI. n = antal arter med indikatortal i en sjö, a j = den relativa abundansen av taxon j i prov, s j = indikatorvärdet för taxon j i prov. Indikatorvärden för ingående taxa finns i tabell Ny tabell

8 HVMFS 2018:xx EK för PTI beräknas enligt formel 1.4. EKPTI = (PTIobs PTImax) / (PTIref PTImax) Formel 1.4. Formel för beräkning av EK PTI. PTI obs = det observerade värdet, PTI max = det maximala PTI - värdet enligt tabell 1.3, PTI ref = referensvärdet enligt tabell 1.3. Tabell Referensvärden, maximala värden (PTI max) och klassgränser för PTI. Då typ saknas används den övergripande typen region+humus. Klassgränser avser gräns mellan status hög och god (H/G), god och måttlig (G/M), måttlig och otillfredsställande (M/O) samt otillfredsställande och dålig (O/D). Typ Stat us - PTI EK Region Status - PTI EK gräns +humus gräns 1 MLK PTI ref - 0,34 1,00 1 K PTI ref - 0,29 1 H/G 0,025 0, 80 H/G - 0,13 0,9 G/M 0,39 0,60 G/M 0,23 0,67 M/O 0,76 0,40 M/O 0,59 0,45 O/D 1,1 0,20 O/D 0,06 0,78 PTI max 1,5 0 PTI max 1,3 0 1 GLB PTI ref - 0,10 1,00 1 B PTI ref - 0,12 1 H/G 0,22 0, 80 H/G 0,099 0,89 G/M 0,54 0,60 G/M 0,52 0,66 M/O 0,86 0,40 M/O 0,95 0,44 O/D 1,18 0,20 O/D 1,4 0,22 PTI max 1,5 0 PTI max 1,8 0 1 MLB PTI ref - 0,33 1,00 2B PTI ref - 0,055 1 H/G - 0,05 0,85 H/G 0,22 0,74 G/M 0,34 0,64 G/M 0,42 0,55 M/O 0,73 0,42 M/O 0,61 0,37 O/D 1,10 0,21 O/D 0,81 0,18 PTI max 1,5 0 PTI max 1 0 2GLB PTI ref - 0,54 1,00 3K PTI ref - 0,49 1 H/G 0,01 0,64 H/G - 0,21 0,81 G/M 0,26 0,48 G/M 0,093 0,61 M/O 0,5 0,32 M/O 0,4 0,41 O/D 0,8 0,16 O/D 0,7 0,2 PTI max 1 0 PTI max 1 0 2MLB PTI ref - 0,0017 1,00 3B PTI ref - 0,41 1 H/G 0,27 0,73 H/G - 0,097 0,81 G/M 0,45 0,55 G/M 0,23 0,6 M/O 0,64 0,36 M/O 0,55 0,4 O/D 0,82 0,18 O/D 0,88 0,2 PTI max 1 0 PTI max 1,2 0 3MLK PTI ref - 0,48 1,00 4K PTI ref - 0,9 1 H/G - 0,25 0,84 H/G - 0,63 0,83 G/M 0,06 0,63 G/M - 0,3 0,62 M/O 0,38 0,42 M/O 0,035 0,42 O/D 0,69 0,21 O/D 0,37 0,21 PTI max 1 0 PTI max 0,7 0 3G L B PTI ref - 0,4 1,00 H/G 0,16 0,65 G/M 0,42 0,49 M/O 0,68 0,33 1 Ny tabell

9 O/D 0,9 0,16 PTI max 1,2 0 3M LB PTI ref - 0,41 1,00 H/G - 0,12 0,79 G/M 0,16 0,60 M/O 0,44 0,40 O/D 0,7 0,20 PTI max 1 0 HVMFS 2018:xx 1. 6 Cyanobakterier EK för cyanobakterier (mg/l) beräknas enligt formel 1.5. EKcyano= (cyanoobs cyanomax) / (cyanoref cyanomax) Formel 1.5. Formel för beräkning av EK cyano. cyano obs = det observerade värdet, cyano max = det maximala värdet för cyanobakterier enligt tabell 1. 4, cyano ref = referensvärdet enligt tabell För prover där det observerade värdet överstiger det maximala värdet sätts EK = 0. Tabell Referensvärde, maximalt värde (cyano max) och klassgränser för parametern cyanobakterier. Dessa är för cyanobakterier samma oberoende av sjötyp. Statusgräns Cyanobakterier (mm 3 /l) EK cyano ref 0,010 Hög <0,16 0,98 EK God 0,16-1,0 0,90 EK < 0,98 Måttlig 1,0-2,0 0,80 EK < 0,90 Otillfredsställande 2,0-5,0 0,50 EK < 0,80 Dålig >5 EK < 0,5 cyano max 5, Antal taxa av växtplankton EK för taxa beräknas enligt formel 1.5. EKtaxa= taxaobs/ taxaref Formel 1.5. Formel för beräkning av EK taxa. taxa obs = det observerade värdet, taxa ref = referensvärdet enligt tabell 1.5. För naturligt sura sjöar (phref < 6) justeras referensvärdet för antal taxa enligt formel Referens - ph (phref) tas fram i enlighet med de fysikalisk - kemiska bedömningsgrunder na i bilaga 2. referensvärde för antal taxa av växtplankton = - 20,61 + 6,3 * phref Formel 1.6. Formel för beräkning av referensvärde för region 4 (över trädgränsen). referensvärde för antal taxa av växtplankton = - 28, ,1 * phref Formel 1.7. Formel för beräkning av referensvärde för regioner 2, 3 och 4 (under trädgränsen). 1 Ny tabell

10 HVMFS 2018:xx referensvärde för antal taxa av växtplankton = - 87, ,7 * phref Formel 1.8. Formel för beräkning av referensvärde för region 1. Tabell Referensvärde och klassg ränser för klassificering av parametern antal taxa av växtplankton uttryckt som EK. Om antal taxa referensvärdet sätts EK till 1. SD avser standardavvikelsen för EK. Region+humus Surhetsklass Antal taxa av EK växtplankton 4K och 4B (över taxa ref 25 trädgränsen) Osäkerhet (SD) 0,11 Hög > 20 0,80 EK God ,60 EK < 0,80 Måttlig ,40 EK < 0,60 Otillfredsställande < 10 EK < 0,40 2K, 3K, 4K (under taxa ref 45 trädgränsen) Osäkerhet (SD) 0,05 Hög > 30 0,67 EK God ,56 EK < 0,67 Måttlig ,44 EK < 0,56 Otillfredsställande < 20 EK < 0,44 2B, 3B, 4B (under taxa ref 45 trädgränsen) Osäkerhet (SD) 0,03 Hög > 40 0,89 < EK God ,67 EK < 0,89 Måttlig ,44 EK < 0,67 Otillfredsställande < 20 EK < 0,44 1 K taxa ref 50 Osäkerhet (SD) 0,07 Hög > 45 0,90 EK God ,70 EK < 0,90 Måttlig ,40 EK < 0,70 Otillfredsställande < 20 EK < 0,40 1 B taxa ref 45 Osäkerhet (SD) 0,07 Hög > 40 0,88 EK God ,67 EK < 0,88 Måttlig ,33 EK < 0,67 Otillfredsställande < 15 EK < 0, Sammanvägning av parametrar för näringspåverkan Sammanvägningen ska baseras på klassificerad status för totalbiomassa, PTI och cyanobakterier enligt steg 1-5 nedan. Om klorofyll a mätts ska det kombineras med totalbiomassa enligt steg 1. Om endast klorofyll a mätts får en klassificering baserad enbart på klorofyll a göras enligt avsnitt 1.4 och tabell 1.2. Steg 1. Normalisera parametrar 1 Ny tabell

11 EK - vär den för varje parameter normaliseras till en skala där gränserna för hög / god, god / måttlig, måttlig / otillfredsställande och otillfredsställande / dålig är 0,8, 0,6, 0,4 respektive 0,2 genom styckvis linjär transformering enligt formel 1.9. HVMFS 2018:xx Ú Formel 1.9. Formel för beräkning av EK norm. EK norm = det normaliserade EK - värdet, EK = det icke - normaliserade EK - värdet, EK nedre= den icke - normaliserade lägre gränsen för varje parameter, EK övre = den icke - normaliserade övre gränsen för varje parameter, EK norm,nedre= den normaliserade lägre gränsen. Steg 2. Kombinera klorofyll a och totalbiomassa Om både klorofyll a och totalbiomassa har mätts ska de kombineras genom att beräkna medelvärdet av de normaliserade EK - värdena. Steg 3. Kombinera med PTI Beräkna m edelvärdet av resultatet från steg 2 med de t normaliserade EK - värde t för PTI. Steg 4. Kombinera med cyanobakter ier Om det normaliserade EK - värdet för cyanobakterievärdet lägre än värdet från steg 3 beräknas ett nytt medelvärde utifrån cyanobakterier, PTI och resultatet från steg 2. Steg 5. Klassificering Klassificering av status för växtplankton med avseende p å näringspåverkan sker genom att jämföra det kombinerade EK - värdet enligt steg 1-4 med klassgränser i tabell 1.6. Tabell Klassgränser för näringspåverkan på växtplankton. Klass Kombinerat EK norm Hög 0,8 EK God 0,6 EK < 0,8 Måttlig 0,4 EK < 0,6 Otillfredsställande 0,2 EK < 0,4 Dålig < 0,2 Tabell Indexvärden för ingående växtplankton på släktesnivå. DyntaxaID Taxonomisk lista Kommentar Indexvärde Saknas ej närmare CYANOBACTERIA identifierad, >2µm 1,455 Nostocophycidae Anabaenopsis 3,311 x Aphanizomenon 1, Cuspidothrix 1, Cylindrospermopsis 2,121 x Dolichospermum 0,984 1 Ny tabell Ny tabell

12 HVMFS 2018:xx Gloeotrichia 1,232 x Oscillatoriophycidae Aphanothece 0, Chroococcus 0, Gloeocapsa 0,559 x Gomphosphaeria 1, Microcystis 1, Radiocystis - 0, Spirulina 2,954 x Oscillatoriales ej närmare identifierad 1, Geitlerinema 2, Lyngbya 1,345 x Oscillatoria 1, Phormidium 1, Planktothrix 1,416 Synechococcophycidae Aphanocapsa 0, Coelosphaerium 0, Cyanodictyon 0, Cyanonephron 1, Limnothrix 1, Merismopedia - 1, Planktolyngbya 1, Pseudanabaena 1, Rhabdoderma - 0, Rhabdogloea - 1, Romeria 3, Snowella - 0, Synechococcus 1, Synechocystis 0,920 x Woronichinia 0,043 CHLOROPHYTA Chlorodendrophyceae Tetraselmis 1,015 x Ulvophyceae Planctonema 0,730 Trebouxiophyceae 10

13 Actinastrum 2,608 HVMFS 2018:xx Botryococcus - 1, Chlorella 1, Closteriopsis 1, Crucigenia 0, Dictyosphaerium 0, Franceia 0, Gloeotila - 1, Golenkiniopsis 1,752 x Hindakia 0, Keratococcus 0, Koliella - 0, Lagerheimia 1, Micractinium 1, Mucidosphaerium 0, Nephrochlamys 3, Nephrocytium - 0, Oocystis - 0, Quadricoccus 2, Siderocelis 1, Stichococcus 1, Tetrachlorella 0,832 x Chlorophyceae ej närmare identifierad, rekommenderad nivå för sk. små gröna kulor 1, Acutodesmus 1, Ankistrodesmus 0, Ankyra - 0,071 saknas Chlorotetraedron vissa arter av Tetraëdron har förts hit, ej implementerat i Sverige 1,367 x Coelastrum 1, Coenochloris 0, Coenocystis 0, Desmodesmus 1, Didymocystis 0, Enallax 1,340 x Eutetramorus 2,048 11

14 HVMFS 2018:xx Gloeocystis - 1, Golenkinia 1, Kirchneriella 1, Lacunastrum 1, Monactinus 1, Monoraphidium - 0, Mychonastes 2, Parapediastrum 1, Pediastrum 1, Planktosphaeria 0, Pseudopediastrum 1, Quadrigula - 0, Raphidocelis 0,008 x Scenedesmus 1, Schroederia 1, Stauridium 1, Tetraëdron 0, Tetrastrum 1, Westella 0, Willea även Crucigeniella förs hit - 0, Chlamydomonadales ej närmare identifierad, tidigare Volvocales - 0, Carteria - 0, Chlamydocapsa - 0, Chlamydomonas 0, Chlorogonium 2, Diplochloris 3,853 x Eudorina 0, Gonium 0, Pandorina 1, Paulschulzia 0, Phacotus 1, Pseudosphaerocystis 0, Pteromonas 2, Spermatozopsis 2, Sphaerocystis - 0, Treubaria 1,054 12

15 Volvox 1,032 HVMFS 2018:xx Nephrophyceae Nephroselmis 1,363 Pedinophyceae Scourfieldia - 1,400 CHAROPHYTA Conjugatophyceae Closterium 0, Cosmarium 0, Euastrum - 0, Mougeotia - 0, Spondylosium - 0, Staurastrum 0, Staurodesmus - 1, Teilingia - 0, Xanthidium - 0,055 Klebsormidiophyceae Elakatothrix - 0,995 CRYPTOPHYTA Cryptophyceae ej närmare identifierad 1, Cryptomonadales 1, Chroomonas - 1, Cryptomonas 0, Plagioselmis - 0, Rhodomonas 0,632 Coccolithophyceae Chrysochromulina - 0,472 Aurearenophyceae Stichogloea - 1,460 OCHROPHYTA Chrysophyceae ej närmare identifierad - 1, Bitrichia - 1, Chromulinales rekommenderad - 1,026 nivå för svårbestämda chrysomonader Chromulina svårbestämd, använd Chromulinales - 1, Chrysococcus - 0,468 13

16 HVMFS 2018:xx Chrysolykos - 1, Chrysosphaerella - 0, Dinobryon - 0, Epipyxis - 1, Kephyrion använd även för - 1,510 Pseudokephyrion Monochrysis - 1, Ochromonas svårbestämd, använd Chromulinales - 1, Uroglena - 0, Chrysamoebaceae - 0, Chrysidiastrum - 1, Chrysostephanosphaera - 1,583 ej närmare Xanthophyceae identifierad 0, Centritractus 0, Goniochloris 1, Isthmochloron - 2, Ophiocytium 0, Pseudogoniochloris 0,985 x Tetraëdriella - 0,604 Synurophyceae Mallomonas - 0, Spiniferomonas - 1, Synura - 0, Ochromonadales ej närmare identifierad - 1,772 x Syncrypta 1,195 x Raphidophyceae Gonyostomum - 0,069 Eustigmatophyceae Pseudostaurastrum 1,095 Dictyochophyceae Pseudopedinella - 1,104 BACILLARIOPHYTA Mediophyceae Acanthoceras 0, Coscinodiscophyceae Centrales, oidentifierade centriska kiselalger 1, Actinocyclus 3,430 14

17 Aulacoseira 0,847 HVMFS 2018:xx Cyclostephanos 2, Cyclotella - 0, Discostella - 1, Melosira 1, Skeletonema 2, Stephanodiscus 1, Thalassiosira 3,035 x Urosolenia - 0, Bacillariophyceae ej närmare identifierad 0, Achnanthes - 0, Asterionella - 0, Cymatopleura 1, Diatoma 1, Eunotia - 0, Fragilaria 0, Staurosira 1,801 x Surirella 1, Tabellaria - 0, Ulnaria 0, Bacillariales ej närmare identifierad 0, Cylindrotheca 2,132 x Denticula 0,886 x Nitzschia 1,674 EUGLENOPHYTA Euglenophyceae ej närmare identifierad 1, Colacium 0,098 x Euglena 2, Lepocinclis 1, Monomorphina 2, Phacus 1, Strombomonas 3, Trachelomonas 1,227 MIOZOA Dinophyceae ej närmare identifierad - 1, Amphidinium - 0, Ceratium 0,583 15

18 HVMFS 2018:xx Glenodinium 0, Gymnodinium - 1, Katodinium 0,343 x Peridiniopsis - 0, Peridinium - 0, Kiselalger i sjöar och vattendrag 3.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Kiselalger i sjöar och vattendrag ska klassificeras genom att parametern IPS, som visar på förekomst av närings ämnen och lättnedbrytba r organisk förorening i vatten, samt parametern ACID, vilken visar surhet, beräknas. 3.2 Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för kiselalger i vattendrag ska kunna tillämpas ska provtagning och analys ha gjorts enligt SIS 2014a SS - EN 13946:2014 och SIS 2014b SS - EN 14407: 2014 eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. 3.3 Kiselalgsindex IPS Beräkning av IPS IPS beräknas enligt formel Formel 3.1. Aj = den relativa abundansen i procent av taxon j, Vj = indikatorvärdet hos taxon j (1-3, där ett högt värde betyder att ett taxon endast tål begränsade ekologiska variationer, d.v.s. är en stark indikator), Sj = föroreningskänsligheten hos taxon j (1-5, dä r ett högt värde visar en hög föroreningskänslighet) Beräkning av r eferensvärde I dagsläget saknas underlag för att justera referensvärdet (IPSref) utifrån vattnets naturliga koncentration av näringsämnen. IPSref har därför alltid samma värde (19,6). Om referensvärdet för totalfosfor enligt de fysikalisk - kemiska bedömningsgrunderna i bilaga 2 är mycket högt (>40 µg/l fö r sjöar, >25 µg/l för vattendrag) eller mycket lågt (<6 µg/l) ska IPS inte användas I formel 3.1 har tidigare benämning I j bytts till S j för att stämma med undersökningstyp. Ändring från beräkning i två steg har även gjorts till beräkning i ett steg eftersom fel gjorts när inlämnare bara har gjort det första steget.

19 3.3.3 Beräkning av ekologisk kvot och klassificering av status HVMFS 2018:xx Resultat erhållet med formeln ovan räknas om till EK enligt följande: EK = IPS / IPSref Status för IPS sätts enligt de gränsvärden som anges i t abell 3.1. Den resulterande statusen för IPS tas sedan med i den sammanvägda statusen för kiselalger som beskrivs i avsnitt 3.5. Tabell Referensvärde samt klassgränser för IPS för hela Sverige. Metodbundet mått på osäkerhet: 0,5 enhet er om IPS > 13, felma rginal 1 enhet om IPS < 13. Status IPS - värde EK - värde Referensvärde 19,6 Hög 17,5 IPS 0,89 EK God 14,5 IPS <17,5 0,74 EK <0,89 Måttlig 11,0 IPS <14,5 0,56 EK <0,74 Otillfredsställande 8,0 IPS <11,0 0,41 EK <0,56 Dålig IPS<8,0 EK<0, Surhetsindex ACID Beräkning av ACID Surhetsindex ACID beräknas enligt formel 3.2. ACID = [log((admi/euno)+0,003)+2,5]+ [log10((circumneutrala+alkalifila+alkalibionta)/(acidobionta+acidofila)+0,003)+2,5] Formel 3.2. En täljare eller nämnare = 0 ersätts med 1, när relativa abundansen uttrycks som procent. Om den relativa abundansen anges i promille ersätts 0 med 10. Den första delen av indexet baseras på kvoten mellan den relativa abundansen av artkomplexet Achnanthidi um minutissimum (ADMI) och släktet Eunotia (EUNO). Den andra delen av indexet tar hänsyn till alla kiselalger i provet och baseras på följande indelning: Acidobiont acidofil circ umneutral alkalifil alkalibiont huvudsakligen förekommande vid ph < 5,5 huvudsakligen förekommande vid ph < 7 huvudsakligen förekommande vid ph - värden omkring 7 huvudsakligen förekommande vid ph > 7 endast förekommande vid ph > Beräkning av r eferensvärde Om ACID är lägre än 4,2 beräknas referensvärde för ACID enligt följande : ACIDref = 15,32 * phref - (0,97 * (phref) 2 ) - 52,54 phref är förvänta t ph - värde utan mänsklig verksamhets påverkan. Detta tas fram i enlighet med de fysikalisk - kemiska bedömningsgrunderna i bilaga 2, från 1 Tabell 3.1 är oförändrad. 17

20 HVMFS 2018:xx historiska vattenkemiska data från tiden före försurningspåverkan eller med annan lämplig metodik Beräkning av ekologisk kvot och klassificering av status Om ACID är högre än 4,2 sätts status till god, vilket tas med i den sammanvägda statusen för kiselalger enligt avsnitt 3.5. Om ACID är lägre än 4,2 beräknas EK enligt följande : EK = ACID / ACIDref Försurningsstatus klassificeras därefter enligt t abell 3.2. Denna status tas därefter med i den sammanvägda statusen för kiselalger som beskrivs i avsnitt 3.5. Tabell K lassgränser för AC I D för hela Sverige. Status EK - värde God 0,73 EK Måttlig 0,53 EK<0,73 Otillfredsställande 0,28 EK<0,53 Dålig EK<0, Sammanvägning av status Status för kvalitetsfaktorn kiselalger bestäms av status för IPS eller ACID. I de fall både IPS och ACID har relevans med avseende på påverkan på vattenförekomsten vägs de samman enligt principen sämst styr. Om IPS visar hög status och ACID visar god sätts dock status för kiselalger till hög. 4 Bottenfauna i sjöar 4.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Bottenfauna i sjöar ska klassificeras genom att parametrarna ASPT, BQI och MILA beräknas och uttrycks so m EK enligt avsnitt Klassgränserna i tabell 4.2, 4.3 och 4.5 ska användas vid klassificeringen för respektive parameter. ASPT används i sjöars litoral, BQI används i sjöars profundal och MILA används i sjöars litoral. 4.2 Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för bottenfauna i sjöar ska kunna tillämpas ska provtagning och analys ha gjorts enligt SS - EN ISO 10870:2012 eller med annan metod som ger likvärdiga resultat för prover i litoral och SS eller med annan metod som ger likvärdiga resultat för prover i profundal. Artbestämning ska ha gjorts enligt de taxonomiska list or n a i tabell 4.6 och 4.7. Utöver de taxonomiska list or n a tillkommer f ör BQI även identifikation av 12 fjädermygg sarter. 4.3 Bottenfaunaindex ASPT Bottenfaunaindex BQ I Klassificering 1 Ny tabell

21 BQI beräknas enligt formel 4.1. HVMFS 2018:xx Formel 4.1. Formel för beräkning av BQI. k i = 5 för Heterotrissocladiu subpilosus, k i = 4 för Paracladopelma sp., Micropsectra sp., Heterotanytarsus apicalis, Heterotrissocladius grimshawi, Heterotrissocladius marcidus och Heterotrissocladius maeaeri, k i = 3 för Sergentia coracina, Tanytarsus sp. och Stictochironomus sp., k i = 2 för Chironomus anthracinus - typ 1, k i = 1 för Chironomus plumosus - typ 2, BQI = 0 om dessa indikatortaxa saknas i provet, n i = antalet individer inom indikatorgrupp i, N = det totala antalet individer i samtliga indikatorgrupper. 1 I Chironomus anthracinus - typ ingår: C. anthracinus (Dyntaxa t axon - i d ), C. pilicornis (Dyntaxa t axon - i d ) och C. riihimakiensis (Dyntax a t axon - i d ) 2 I Chironomus plumosus - typ 2 ingår: C. plumosus (Dyntaxa t axon - i d ), C. annularius (Dyntaxa t axon - i d ), C. cingulatus (Dyntaxa t axon - i d ) Resultat erhållet med formel 4.1 räknas om till EK enlig t följande: EK = beräknat BQI / referensvärde Refer e nsvärden anges i tabell Bottenfaunaindex MILA Klassificering Multimetriskt index MILA som ska använd a s endast för Illies ekoregion 14 påvisar surhet och byggs upp av sex olika del index ; (1) relativ abundans av dagsländor ( Ephemeroptera ), (2) relativ abundans av tvåvingar ( Diptera ), (3) antal taxa av snäckor ( Gastropoda ), (4) antal taxa av dagsländor, (5) värdet för AWIC - index, samt (6) relativ abundans av predatorer. De lindexen i MILA beräknas med hjälp av indikatorvärden a i tabell 4.7. Dagsländor, snäckor och tvåvingar I tabell 4.7 ange s taxa som tillhör ordningen dagsländor ( Ephemeroptera, taxon - id i Dyntaxa ), ordningen tvåvingar ( Diptera, taxon - id ) och klassen snäckor ( Gastropoda, taxon - id ). AWIC Indexvärdet för AWIC beräknas som medelindikatorvärdet för påträffade familjer med indikatorvärden lista de i tabell 4.7. Om taxa med indikatorvärde för AWIC saknas utgår delindexet AWIC. P re d a to re r De l indexet beräknas genom att för varje taxa multiplicera indikatortalet för predator er (tabell 4.7) med antalet funna individer och sedan summera den erhållna viktade abundansen. Slutligen beräknas andelen predatorer genom att dela den 19

22 HVMFS 2018:xx summan med totalantalet individer. Även taxa som inte har något indikatortal för predator räknas med i tot alabundansen. Normalisering av d e l index Värden för varje index normaliseraså att de får ett värde mellan 0 och 10. Om de l indexe t s värde ligger under den nedre gränsen eller över den övre gränsen sätts de till 0 eller 10 (tabell 4.4). Om de lindexets värde ligger inom intervallet, normaliseras de t enligt: ˆˆ där nedre gräns och differens erhålls i tabell 4.4. Tabell Gränsvärden för normalisering av de sex d elindex en som ingår i MILA. Relativa abundanser anges som proportioner. Differensen används när ett d elindexvärde ligger innanför gränsvärdena. Sista kolumnen anger om värden är högre än den övre gränsen ska sättas till 0 eller 10. D elindex Nedre gräns Övre gräns Differens D agsländor (relativ 0 0,34 0,34 10 abundans) T våvingar (relativ 0 0,6 0,6 0 abundans) A ntal taxa snäckor A ntal taxa dagsländor AWIC 4,33 5,53 1,2 10 Predatorer (relativ abundans) 0,06 0,51 0,45 0 Över övre gräns ger normaliserat index = MILA beräkna sedan enligt formel 4.2. ƒž ƒ š Formel 4.2. Formel för beräkning av MILA. Antal ingående del index är i normalfallet 6 st. MILA får ett värde som kan variera mellan 0 och 100. Resultat erhållet med formel 4.2 räknas om till EK enlig t följande: EK = beräknat MILA / referensvärde Referensvärde och klassgränder anges i tabell 4.5. Om bedömningen blir måttlig status eller sämre, ska ett nytt referensvärde räknas fram utifrån referensvärdet för ph (phref), som tas fram i enlighet med de fysikalisk - kemiska bedömningsgrunderna i bilaga 2. Det nya referensvärdet beräknas enligt följande : Referensvärde = 14,46 * phref 47,35 1 Ny tabell

23 Tabell Referensvärde och klassgränser för MILA. Status Gränsvärde Referensvärde 58* Hög 0,78 EK God 0,67 EK<0,78 Måttlig 0,45 EK<0,67 Otillfredsställande 0,22 EK0,45 Dålig EK<0,22 *om status utan korrigering blir måttlig eller sämre ska nytt referensvärde räknas ut från ph ref. HVMFS 2018:xx --- Tabell Standardiserad taxonomisk lista för bestämning av bottenfauna, samt indikatortal och taxonomisk information för indexberäkning. Taxa Ta xon - id Pre - dator AWIC, indikator - tal Dag - slända Bäck - slända Två - vinge Snäcka Familj Annelida , Oligochaeta (organismgrupp Oligochaeta) Erpobdellidae Erpobdellidae Dina lineata Erpobdellidae Erpobdella Erpobdellidae Erpobdella octoculata Erpobdellidae Erpobdella testacea Erpobdellidae Hirudinidae Hirudinidae Haemopis sanguisuga Hirudinidae Hirudo medicinalis Hirudinidae Hirudinida Glossiphoniidae Glossiphoniidae Glossiphonia /Batracobdella , Glossiphoniidae Batracobdella Glossiphoniidae Glossiphonia Glossiphoniidae Glossiphonia complanata Glossiphoniidae Helobdella stagnalis Glossiphoniidae Hemiclepsis marginata Glossiphoniidae Theromyzon Glossiphoniidae Theromyzon maculosum Glossiphoniidae Theromyzon tessulatum Glossiphoniidae Piscicolidae Piscicolidae 1 Ny tabell Ny tabell

24 HVMFS 2018:xx Piscicola geometra Piscicolidae Argyroneta aquatica Argyronetidae (ranglös Hydrachnidiae , Hydrachnidiae) Crustacea Branchinecta paludosa Branchinectidae Tanymastix stagnalis Branchiopodidae Polyartemia forcipata Polyartemidae Lepidurus Triopsidae Lepidurus apus Triopsidae Lepidurus arcticus Triopsidae Argulus Argulidae Astacidae , Astacidae Astacus astacus , Astacidae Pacifastacus leniusculus , Astacidae Corophiidae Corophiidae Gammaridae Gammaridae Gammaracanthus lacustris Gammaridae Gammarus Gammaridae Gammarus lacustris , Gammaridae Gammarus pulex , Gammaridae Pallaseopsis quadrispinosa Pallaseidae Monoporeia affinis Pontoporeiidae Asellidae Asellidae Asellus aquaticus Asellidae Mysis relicta Mysidae Brachycera Coleoptera , Dytiscidae Dytiscidae Agabus Dytiscidae Ilybius Dytiscidae Platambus maculatus Dytiscidae Colymbetes Dytiscidae Rhantus Dytiscidae Liopterus Dytiscidae Acilius Dytiscidae Graphoderus Dytiscidae Dytiscus Dytiscidae 22

25 Hydaticus Dytiscidae Hydroglyphus Dytiscidae Deronectes Dytiscidae Graptodytes Dytiscidae Hydroporus Dytiscidae Nebrioporus Dytiscidae Oreodytes Dytiscidae Porhydrus Dytiscidae Scarodytes Dytiscidae Stictotarsus Dytiscidae Hygrotus Dytiscidae Hyphydrus ovatus Dytiscidae Laccophilus Dytiscidae Gyrinidae Gyrinidae Gyrinus Gyrinidae Orectochilus villosus Gyrinidae Haliplidae , Haliplidae Hygrobiidae Hygrobiidae Noteridae Noteridae Noterus Noteridae Chrysomelidae Chrysomelidae Donacia Chrysomelidae Plateumaris Chrysomelidae Curculionidae Curculionidae Dryopidae Dryopidae Dryops Dryopidae Elmidae Elmidae Elmis aenea Elmidae Esolus angustatus Elmidae Limnius volckmari Elmidae Normandia nitens Elmidae Oulimnius Elmidae Oulimnius troglodytes Elmidae Oulimnius tuberculatus Elmidae Riolus cupreus Elmidae Stenelmis canaliculata Elmidae Helophoridae Helophoridae HVMFS 2018:xx 23

26 HVMFS 2018:xx Helophorus Helophoridae Hydrochidae Hydrochidae Hydrochus Hydrochidae Hydrophilidae , Hydrophilidae Anacaena Hydrophilidae Berosus Hydrophilidae Chaetarthria Hydrophilidae Enochrus , Hydrophilidae Helochares Hydrophilidae Hydrobius Hydrophilidae Laccobius , Hydrophilidae Cercyon Hydrophilidae Spercheidae Spercheidae Spercheus Spercheidae Clambidae Clambidae Scirtidae Scirtidae Cyphon Scirtidae Elodes , Scirtidae Microcara Scirtidae Prionocyphon Scirtidae Scirtes Scirtidae Hydraenidae Hydraenidae Hydraena Hydraenidae Limnebius Hydraenidae Ochthebius Hydraenidae Diptera Dolichopodidae Dolichopodidae Empididae Empididae Ephydridae Ephydridae Muscidae Muscidae Sciomyzidae Sciomyzidae Eristalis Syrphidae Athericidae Athericidae Atherix ibis Athericidae Ibisia marginata Athericidae Tabanidae Tabanidae Ceratopogonidae Ceratopogonidae 24

27 Chironomidae , Chironomidae Chironomus Chironomidae Simuliidae Simuliidae Chaoborus Chaoboridae Culicidae , Culicidae Dixa Dixidae Psychodidae , Psychodidae Pericoma Psychodidae Ptychoptera Ptychopteridae Phalacrocera Cylindrotomidae Triogma Cylindrotomidae Limoniidae Limoniidae Pediciidae Pediciidae Tipulidae Tipulidae Ephemeroptera Ameletus Ameletidae Ameletus inopinatus Ameletidae Baetidae Baetidae Acentrella lapponica Baetidae Baetis Baetidae Baetis buceratus Baetidae Baetis liebenauae Baetidae Baetis muticus Baetidae Baetis rhodani Baetidae Baetis subalpinus Baetidae Baetis vernus Baetidae Baetis fuscatus/scambus Baetidae Baetis macani/bundyae Baetidae Centroptilum luteolum Baetidae Cloeon dipterum/inscriptum , Baetidae Cloeon simile - group , Baetidae Nigrobaetis digitatus Baetidae Nigrobaetis niger Baetidae Procloeon bifidum Baetidae Caenidae Caenidae Brachycercus harrisella Caenidae Caenis Caenidae HVMFS 2018:xx 25

28 HVMFS 2018:xx Caenis horaria Caenidae Caenis lactea Caenidae Caenis luctuosa Caenidae Caenis macrura Caenidae Caenis rivulorum Caenidae Caenis robusta Caenidae Ephemerellidae Ephemerellidae Ephemerella Ephemerellidae Ephemerell aurivillii Ephemerellidae Ephemerella mucronata Ephemerellidae Serratella ignita Ephemerellidae Ephemeridae Ephemeridae Ephemera Ephemeridae Ephemera danica Ephemeridae Ephemera glaucops Ephemeridae Ephemera vulgata Ephemeridae Heptageniidae Heptageniidae Arthroplea congener Heptageniidae Heptagenia dalecarlica Heptageniidae Heptagenia sulphurea Heptageniidae Kageronia fuscogrisea Heptageniidae Kageronia orbiticola Heptageniidae Paracinygmula joernensis Heptageniidae Rhithrogena germanica Heptageniidae Leptophlebiidae Leptophlebiidae Leptophlebia Leptophlebiidae Leptophlebia marginata Leptophlebiidae Leptophlebia vespertina Leptophlebiidae Paraleptophlebia Leptophlebiidae Metretopus Metretopodidae Metretopus alter Metretopodidae Metretopus borealis Metretopodidae Siphlonuridae Siphlonuridae Parameletus Siphlonuridae Siphlonurus Siphlonuridae Siphlonurus aestivalis Siphlonuridae Siphlonurus alternatus Siphlonuridae 26

29 Siphlonurus armatus Siphlonuridae Siphlonurus lacustris Siphlonuridae Hemiptera Gerridae Gerridae Microvelia , Veliidae Velia caprai Veliidae Velia saulii Veliidae Hydrometridae Hydrometridae Hydrometra Hydrometridae Mesoveliidae Mesoveliidae Mesovelia Mesoveliidae Corixidae Corixidae Aphelocheiridae Aphelocheiridae Aphelocheirus aestivalis Aphelocheiridae Naucoridae Naucoridae Ilyocoris cimicoides Naucoridae Nepidae Nepidae Nepa cinerea Nepidae Ranatra linearis Nepidae Notonectidae Notonectidae Notonecta Notonectidae Pleidae Pleidae Plea minutissima Pleidae (ordning Lepidoptera Lepidoptera) Sialidae Sialidae Sialis Sialidae Sialis fuliginosa Sialidae Sialis lutaria - group Sialidae Sialis lutaria Sialidae Neuroptera , Sisyra Sisyridae Odonata Aeshnidae Aeshnidae Aeshna Aeshnidae Aeshna grandis Aeshnidae Brachytron pratense Aeshnidae Cordulegastridae Cordulegastridae HVMFS 2018:xx 27

30 HVMFS 2018:xx Cordulegaster boltonii Cordulegastridae Corduliidae Corduliidae Cordulia aenea Corduliidae Somatochlora Corduliidae Somatochlora metallica Corduliidae Gomphidae Gomphidae Gomphus vulgatissimus Gomphidae Onychogomphus forcipatus Gomphidae Ophiogomphus cecilia Gomphidae Libellulidae Libellulidae Leucorrhinia Libellulidae Libellula Libellulidae Orthetrum Libellulidae Sympetrum Libellulidae Platycnemis pennipes/pyrrhosoma Platycnemididae nymphula /Coenagrionidae Calopterygidae Calopterygidae Calopteryx Calopterygidae Calopteryx splendens Calopterygidae Calopteryx virgo Calopterygidae Coenagrionidae Coenagrionidae Coenagrion Coenagrionidae Coenagrion hastulatum Coenagrionidae Enallagma cyathigerum Coenagrionidae Erythromma Coenagrionidae Erythromma najas Coenagrionidae Ischnura Coenagrionidae Pyrrhosoma nymphula Coenagrionidae Lestidae Lestidae Lestes Lestidae Sympecma Lestidae Platycnemididae Platycnemididae Platycnemis pennipes Platycnemididae Plecoptera , Capniidae Capniidae Capnia Capniidae Capnopsischilleri Capniidae 28

31 Chloroperlidae , Chloroperlidae Isoptena serricornis Chloroperlidae Siphonoperla burmeisteri Chloroperlidae Xanthoperla apicalis Chloroperlidae Leuctridae Leuctridae Leuctra Leuctridae Leuctra digitata Leuctridae Leuctra fusca Leuctridae Leuctra hippopus Leuctridae Leuctra nigra Leuctridae Nemouridae Nemouridae Amphinemura Nemouridae Amphinemura borealis Nemouridae Amphinemura standfussi Nemouridae Amphinemura sulcicollis Nemouridae Nemoura Nemouridae Nemoura avicularis Nemouridae Nemoura cinerea Nemouridae Nemoura flexuosa Nemouridae Nemurella pictetii Nemouridae Protonemura Nemouridae Protonemura meyeri Nemouridae Perlidae , Perlidae Dinocras cephalotes , Perlidae Perlodidae , Perlodidae Arcynopteryx compacta Perlodidae Diura Perlodidae Diura bicaudata Perlodidae Diura nanseni Perlodidae Isogenus nubecula Perlodidae Isoperla , Perlodidae Isoperla grammatica , Perlodidae Perlodes dispar , Perlodidae Taeniopterygidae Taeniopterygidae Brachyptera Taeniopterygidae Brachyptera braueri Taeniopterygidae Brachyptera risi Taeniopterygidae HVMFS 2018:xx 29

32 HVMFS 2018:xx Taeniopteryx nebulosa Taeniopterygidae Trichoptera Ecnomidae Ecnomidae Ecnomus tenellus , Ecnomidae Hydropsychidae , Hydropsychidae Arctopsyche ladogensis Hydropsychidae Ceratopsyche nevae Hydropsychidae Ceratopsyche silfvenii , Hydropsychidae Cheumatopsyche lepida , Hydropsychidae Hydropsyche angustipennis , Hydropsychidae Hydropsyche contubernalis , Hydropsychidae Hydropsyche pellucidula , Hydropsychidae Hydropsyche saxonica , Hydropsychidae Hydropsyche siltalai , Hydropsychidae Polycentropodidae , Polycentropodidae Cyrnus , Polycentropodidae Cyrnus crenaticornis , Polycentropodidae Cyrnus flavidus , Polycentropodidae Cyrnus insolutus , Polycentropodidae Cyrnus trimaculatus , Polycentropodidae Holocentropus , Polycentropodidae Holocentropus dubius , Polycentropodidae Holocentropus insignis Polycentropodidae Holocentropus picicornis , Polycentropodidae Holocentropus stagnalis , Polycentropodidae Neureclipsis bimaculata , Polycentropodidae Plectrocnemia , Polycentropodidae Polycentropus , Polycentropodidae Polycentropus flavomaculatus , Polycentropodidae Polycentropus irroratus , Polycentropodidae Psychomyiidae Psychomyiidae Lype Psychomyiidae Lype phaeopa Psychomyiidae Lype reducta Psychomyiidae Psychomyia pusilla , Psychomyiidae Tinodes Psychomyiidae 30

33 Tinodes pallidulus Psychomyiidae Tinodes waeneri , Psychomyiidae Glossosomatidae Glossosomatidae Agapetus Glossosomatidae Glossosoma Glossosomatidae Glossosoma intermedium Glossosomatidae Hydroptilidae , Hydroptilidae Agraylea Hydroptilidae Hydroptila , Hydroptilidae Ithytrichia Hydroptilidae Orthotrichia Hydroptilidae Oxyethira Hydroptilidae Tricholeiochiton fagesii Hydroptilidae Leptoceridae Leptoceridae Adicella reducta Leptoceridae Athripsodes , Leptoceridae Athripsodes albifrons , Leptoceridae Athripsodes aterrimus , Leptoceridae Athripsodes cinereus , Leptoceridae Athripsodes commutatus Leptoceridae Ceraclea Leptoceridae Ceraclea alboguttata Leptoceridae Ceraclea annulicornis Leptoceridae Ceraclea dissimilis Leptoceridae Ceraclea excisa Leptoceridae Ceraclea fulva Leptoceridae Ceraclea nigronervosa Leptoceridae Ceraclea perplexa Leptoceridae Ceraclea senilis Leptoceridae Erotesis baltica Leptoceridae Leptocerus tineiformis Leptoceridae Mystacides , Leptoceridae Mystacides azurea , Leptoceridae Mystacides longicornis/nigra , Leptoceridae Oecetis Leptoceridae Oecetis furva , Leptoceridae Oecetis lacustris Leptoceridae HVMFS 2018:xx 31

34 HVMFS 2018:xx Oecetis notata Leptoceridae Oecetis ochracea Leptoceridae Oecetis testacea Leptoceridae Setodes , Leptoceridae Setodes argentipunctellus Leptoceridae Triaenodes Leptoceridae Ylodes Leptoceridae Molannidae , Molannidae Molanna , Molannidae Molanna albicans Molannidae Molanna angustata , Molannidae Molanna nigra Molannidae Molanna submarginalis Molannidae Molannodes tinctus , Molannidae Odontoceridae , Odontoceridae Odontocerum albicorne , Odontoceridae Apatania Apataniidae Goeridae Goeridae Goera pilosa Goeridae Silo pallipes Goeridae Limnephilidae , Limnephilidae Ironoquia dubia Limnephilidae Ecclisopteryx dalecarlica Limnephilidae Chaetopterygini , Limnephilidae Anabolia , Limnephilidae Glyphotaelius pellucidus , Limnephilidae Grammotaulius , Limnephilidae Limnephilus , Limnephilidae Nemotaulius punctatolineatus Limnephilidae Phacopteryx brevipennis , Limnephilidae Halesus , Limnephilidae Hydatophylax infumatus , Limnephilidae Micropterna , Limnephilidae Micropterna lateralis , Limnephilidae Micropterna sequax , Limnephilidae Potamophylax , Limnephilidae 32

35 Stenophylax permistus Limnephilidae Philopotamidae Philopotamidae Chimarra marginata Philopotamidae Philopotamus montanus Philopotamidae Wormaldia Philopotamidae Wormaldia occipitalis Philopotamidae Wormaldia subnigra Philopotamidae Brachycentridae Brachycentridae Brachycentrus subnubilus , Brachycentridae Micrasema Brachycentridae Micrasema gelidum Brachycentridae Micrasema setiferum Brachycentridae Lepidostomatidae Lepidostomatidae Crunoecia irrorata , Lepidostomatidae Lepidostoma hirtum Lepidostomatidae Phryganeidae Phryganeidae Agrypnetes crassicornis Phryganeidae Agrypnia , Phryganeidae Oligostomis reticulata Phryganeidae Oligotricha , Phryganeidae Oligotricha lapponica Phryganeidae Oligotricha striata , Phryganeidae Phryganea , Phryganeidae Phryganea bipunctata , Phryganeidae Phryganea grandis , Phryganeidae Semblis Phryganeidae Semblis atrata Phryganeidae Semblis phalaenoides Phryganeidae Trichostegia minor , Phryganeidae Rhyacophilidae Rhyacophilidae Rhyacophila Rhyacophilidae Rhyacophila fasciata Rhyacophilidae Rhyacophila nubila Rhyacophilidae Rhyacophila obliterata Rhyacophilidae Beraeidae Beraeidae Beraea Beraeidae Beraea maura Beraeidae HVMFS 2018:xx 33

36 HVMFS 2018:xx Beraea pullata Beraeidae Beraeodes minutus Beraeidae Sericostomatidae Sericostomatidae Notidobia ciliaris Sericostomatidae Sericostoma personatum , Sericostomatidae Mollusca Bivalvia Dreissena polymorpha Dreissenidae Sphaeriidae Sphaeriidae Musculium lacustre Sphaeriidae Pisidium Sphaeriidae Sphaerium Sphaeriidae Margaritifera margaritifera Margaritiferidae Unionidae Unionidae Anodonta /Pseudanodonta Unionidae Anodonta Unionidae Pseudanodonta Unionidae Unio Unionidae Gastropoda Viviparidae Viviparidae Viviparus Viviparidae Viviparus contectus Viviparidae Viviparus fasciatus Viviparidae Bithyniidae Bithyniidae Bithynia Bithyniidae Bithynia leachii Bithyniidae Bithynia tentaculata Bithyniidae Hydrobiidae Hydrobiidae Hydrobia Hydrobiidae Marstoniopsis insubrica Hydrobiidae Potamopyrgus Hydrobiidae Valvatidae Valvatidae Valvata Valvatidae Valvata cristata Valvatidae Valvata macrostoma Valvatidae Valvata piscinalis Valvatidae Valvata sibirica Valvatidae 34

37 Acroloxidae Acroloxidae Acroloxus lacustris Acroloxidae Galba truncatula Acroloxidae Lymnaeidae Lymnaeidae Lymnaea stagnalis Lymnaeidae Myxas glutinosa Lymnaeidae Omphiscola glabra Lymnaeidae Radix Lymnaeidae Radix balthica Lymnaeidae Stagnicola Lymnaeidae Stagnicola corvus Lymnaeidae Stagnicola palustris Lymnaeidae Physidae Physidae Aplexa hypnorum Physidae Physa fontinalis Physidae Planorbidae Planorbidae Ancylus fluviatilis Planorbidae Anisus Planorbidae Anisus vortex Planorbidae Anisus vorticulus Planorbidae Bathyomphalus contortus Planorbidae Gyraulus Planorbidae Gyraulus acronicus Planorbidae Gyraulus albus Planorbidae Gyraulus crista Planorbidae Gyraulus laevis Planorbidae Gyraulus riparius Planorbidae Hippeutis complanatus Planorbidae Planorbarius corneus Planorbidae Planorbis Planorbidae Segmentina nitida Planorbidae Neritidae Neritidae Theodoxus fluviatilis Neritidae Nematoda , (stam Nematoda) (stam Nematomorpha Nematomorpha) Platyhelminthes , Tricladida HVMFS 2018:xx 35

38 HVMFS 2018:xx Dugesiidae Dugesiidae Dendrocoelidae Dendrocoelidae Planariidae Planariidae 5 Bottenfauna i vattendrag Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Bottenfauna i vattendrag ska klassificeras genom att parametrarna ASPT och DJ - index beräknas och uttrycks som EK enligt avsnitt Klassgränserna i tabell 5.2 och 5.4 ska användas vid klassificeringen för respektiv e parameter. 5.2 Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för bottenfauna i vattendrag ska kunna tillämpas ska provtagning och analys ha gjorts enligt SS - EN ISO 10870:2012 eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Bestämning av arter ska ha gjorts enligt de taxonomiska list or n a i tabell 4.6 och Fisk i s jöar 6.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Fisk i sjöar ska klassificeras genom beräkning av fiskindex EQR8, sur het s index AindexW5 och näringspåverkan s index EindexW3 enligt avsnitt Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för fisk i sjöar ska kunna tillämpas ska sjön ha naturliga förutsättningar att hysa fisk, sjön, f ör AindexW5 och EindexW3, i sitt opåverkade tillstånd ha haft en fiskfauna domin erad av varmvattensanpassade fiskarter (se tabell 6.1), och underlagsdata ha samlats in med standardiserat provfiske enligt standard SS - EN :2015 eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Tabell Fiskarter som används för grupperingar inför beräkning av indikatorer i fiskindexen AindexW5 och EindexW3. Listade arter är varm - eller kallvattensanpassade, samt utgör grund för gruppering av karpfiskar respektive potentiellt fiskätande abborrfiskar. Fiskart/taxon Vetenskapligt na mn Varm Kall Karpfisk Fiskätande abborrfiskar Abborre Perca fluviatilis X X Asp Aspius aspius X Benlöja Alburnus alburnus X X Bergsimpa Cottus poecilopus X Björkna/braxen 1) Abramis bjoerkna x A. X X brama Björkna Abramis bjoerkna X X Braxen Abramis brama X X Bäckröding Salvelinus fontinalis X Elritsa Phoxinus phoxinus X (X) 2) 1 Ändringarna består bl. a. i att avsnitt 5.5 Bottenfaunaindex MISA stryks. 2 Ny tabell

39 Faren Abramis ballerus X X HVMFS 2018:xx Färna Leuciscus cephalus X Gers Gymnocephalus X cernuus Groplöja Leucaspius delineatus X Gädda Esox lucius X Gös Sander lucioperca X X Harr Thymallus thymallus X Hornsimpa Triglopsis quadricornis X Id Leuciscus idus X Indianlax 3) Oncorhynchus nerka X Karp Cyprinus carpio X X Karpfisk 1) Cyprinidae X X Lake Lota lota X Lax Salmo salar X Mal 4) Siluris glanis X Mört Rutilus rutilus X X Nissöga Cobitis taenia X Nors Osmerus eperlanus X Regnbåge Oncorhynchus mykiss X Ruda Carassius carassius X X Röding Salvelinus alpinus X Sandkrypare Gobio gobio X Sarv Rutilus X X erythrophthalmus Sik Coregonus lavaretus X Siklöja Coregonus albula X Simpa Cottus sp. X Stensimpa Cottus gobio X Stäm Leuciscus leuciscus X Sutare Tinca tinca X X Vimma 5) Abramis vimba X Ål Anguilla anguilla X Öring Salmo trutta X 1) Hybriden klassificeras på samma sätt som ursprungsarterna och icke artbestämda karpfiskar antas tillhöra rena arter eller hybrider av varmvattensarter. 2) Elritsa räknas inte in i gruppen karpfisk. 3) Indianlax klassificeras som kallvattensanpassad om den påträffas i provfisken i svenska sjöar. 4) Mal klassificeras som varmvattensanpassad om den påträffas i provfisken i svenska sjöar. 5) Vimma räknas med i andel karpfiskar om den påträffas i provfisken i svenska sjöar. 6.3 Klassificering Steg 1 Värden för följande omgivningsfaktorer ska sammanställas: 1. sjöns altitud ( Hö h i m över havet) 2. sjöarea ( km 2 för AindexW5 och EindexW3 samt s jöyta i ha för EQR8 ) 3. maxdjup (Maxz i m) 4. årsmedelvärde i lufttemperatur (Temp i C) 5. temperaturamplitud (julimedelvärde minus januarimedelvärde, AmpT, C) 6. sjöns belägenhet i förhållande till högsta kustlinjen (HK, 0 = under, 1 = över) 37

40 HVMFS 2018:xx Altituden transformeras med log10(x+1), och för sjöare a och maxdjup används log10(x). Steg 2 Referensvärden beräknas med hjälp av linjära regressionsmodeller enligt formel 6.1. Y = a + b 1 * X b n * X n Formel 6.1. Formel för beräkning av referensvärde n. a är intercept och b 1 - b n är regressionskoefficienter för omgivningsfaktorer (X 1 X n) enligt tabell 6. 2 för AindexW5 och EindexW3 samt tabell 6.3 för EQR8. Steg 3 Parametrarna 1-7 i AindexW5 och EindexW3 beräknas. Parametrarna 1 och 4 transformeras med log10(x+1), parametrarna 2-3 med log10([x+0, 01]/[1, 01 - x]) och parametrarna 5-7 med log10(x). Inom parantes anges förkortning använd i tabell 6.2. Endast fångst i bottennätas med i beräkningarna. 1. Antal fiskarter (LgNsp). 2. Andel karpfiskar (LogitpCyp): B iomassa av karpfiskar dividerat med total biomassa i bottennätsfångsten. A rter av karpfiskar som med räknas framgår av tabell Andel potentiellt fiskätande abborrfiskar (LogitpPiscPerc)(se tabell 6. 2): Andelen potentiellt fiskätande abborre sätts t ill 0 vid längder under 120 mm längd och 1 vid längder över 180 mm. Vid längder d äremellan beräknas andelen som 1 ((180 längd) /60). Individvikterna hos abborre uppskatta som vikt (g) = a längd (mm) b, där a = 3, , och b = 3,205. Varje uppskatad individvikt multipliceras sedan med den längdberoende andelen enligt ovan. Summan av produkterna blir biomassan av fiskätande abborre, som sedan adderas till eventuell biomassa (g) av gös. Slutligen divideras den totala summan av fiskätande abborrfiska r med den totala biomassan (g) av alla arter i fångsten. 4. NPUE (totalt antal fiskar/nät) (LgNpue): T otal t antal fiskar dividerat med antalet nät. 5. NPUEmört (antal mört/nät) (LgNpueMört): T otal t antal mörtar dividerat med antalet nät. 6. Geometrisk medellängd av mört (mlglmört): Längd (mm) av varje fångad fisk transformeras till log10(längd). Summan av log10(längd) för alla mörtar divideras med antalet av samma mörtar. 7. Geometrisk medellängd av abborre (mlglaborre): Summan av log10(längd) för alla abborrar divideras med antalet av samma abborrar. Parametrarna 1-8 i EQR8 beräknas. Parametrarna 4-5 transformeras med log10(x+1) och parametrarna 6 och 8 med log10(x). Endast fångsten i bottennätas med i beräkningarna, förutom i punkt 1 där ytterligar e arter fångade i pelagiska nät räknas med. 1. Antal inhemska fiskarter (tabell 6.4). 2. Simpsons Dn (diversitetsindex baserat på antal individer): beräkna s om: Dn= 1 / 2 (Pi ) där Pi = numerär andel av art i, och summeringen görs över samtliga arter i fångsten. 3. Simpsons Dw (diversitetsindex baserat p å biomassa): beräknas som Dw=1 / ( Pi 2 ), där Pi = viktsandel av art i, och summeringen görs över samtliga arter i fångsten. 4. Rel ativ biomassa av inhemska fiskarter : total vikt (g) av alla inhemska arter, dividerat med antal nät. 38

41 5. Relativt antal av inhemska arter : totalt antal individer av alla inhemska arter, HVMFS 2018:xx dividerat med antal nät. 6. Medelvikt i totala fångsten : alla arter tas med, och deras totala vikt (g) divideras med totalt antal individer. 7. Andel potentiellt fiskätande abborrfiskar (baserad på biomassa i totala fångsten): Andelen potentiellt fiskätande abborre antas vara 0 vid längder under 120 mm och 1 vid längder över 180 mm. Vid längder däremellan beräknas a ndelen som 1 ((180 längd) / 60). Individvikterna hos abborr e uppskatta som vikt (g) = a* läng d (mm) b, där a = 3,377 * 10-6, och b = 3,205. Varje uppskattad individvikt multipliceras sedan med den längdberoende andelen fiskätande abborre enligt ovan. Summan av produkterna blir biomassan av fiskätande abborre, som sedan adderas till eventuell biomas sa av gös. Slutligen divideras den totala summan av fiskätande abborrfiskar med den totala biomassan av alla arter i fångsten. 8. Kvot abborre/ karpfiskar (baserad på biomassa): total vikt av abborre dividerat med total vikt av alla inhemska karpfiskar. St eg 4 Beräkning av avvikelser från referensvärden (residualer): V ärden som beräknades i steg 2 k ontrollera s först. En återtransformerad andel av totala biomassan som är lägre än 0 eller högre än 1 j ustera s till närmaste rimliga värde, vilket är minst - 2 ell er högst 2 i den logit - transformerade formen (LogitpCyp och LogitpPiscPerc). Ett negativt referensvärde i antal inhemska fiskarter justeras till värdet 0. För varje parameter beräknas residualen som observerat värde minus referensvärde (i förekommande f all på transformerade värden). Steg 5 Beräkning av Z - värden: Residualerna räknas om till Z - värden via division med parameterspecifik standardavvikelse (SD) av referensmaterialets residualer. SDresid - värden i tabell 6.5 används för parametrar i AindexW5 och EindexW3, och SDresid - värden i tabell 6.3 för parametrar i EQR8. Steg 6 Omvandling till P - värden: Använd d en kumulativa normalfördelningsfunktionen i valfritt statistikprogram. E nkelsidiga P - värden för parametrarna i AindexW5 och EindexW3 h ämta s. Ingående parametrar framgår av tabell 6.5. Tabell 6.6 visar vilka parametrar som ökar respektive minskar vid indexspecifik påverkan (styr framtagande av enkelsidigt P - värde). För EQR8 används dubbelsidiga P - värden för samtliga åtta delparametrar. Steg 7 Beräkning av sammanvägt fiskind ex: Beräkna AindexW5 som ett medelvärde av 1-5 P - värden a, EindexW3 som ett medelvärde av 1-3 P - värden a och EQR8 som ett medelvärde av 3-8 P - värdena som är möjliga att beräkna ur en given provfiskefångst. 39

42 HVMFS 2018:xx Tabell Intercept och regressionskoefficienter för beräkning av referensvärden för de parametrar som ingår i AindexW5 och EindexW3. ) ) 1 1 ) + + ) ) (x (x (x (x ) (x (x t e p g g g g : lo : (lo Parameter I nterc h h ö ö r e a : lo r e a : (lo : lg : (lg : X a x Z a x Z e lt : X : X T T e d p p m m H H A A M M M A A 1) LgNsp ) LogitpCyp ) LogitpPiscPerc ) LgNpue ) LgNpue ) mlglmört ) mlglaborre Tabell Intercept och regressionskoefficienter för beräkning av referensvärden för parametrarna i EQR8, samt de standardavvikelser (SDresid) som behövs för beräkning av Z - värden. Parameter Kod Intercept lgh ö h LgSjöyta lgmaxz Temp Hk SDresid 1. Antal inhemska fiskarter 2. Artdiversitet: Simpsons D, antal 3. Artdiversitet: Simpsons D, biomassa 4. Relativ biomassa av inhemska fiskarter 5. Relativt antal av inhemska fiskarter 6. Medelvikt i totala fångsten 7. Andel potentiellt fiskätande abborrfiskar Niart - 0,410 2,534 0,347-0,916 1,538 S Dn 2,537-0,460 0,380 0,570 S Dw 1,223 0,345 0,153 0,753 lgwiart 3,666-0,202 0,121-0,394 0,202 lgniind 2,171-0,397 0,081-0,262 0,044 0,241 lgmeanw 1,181 0,307-0,038 0,234 Andpis 0,057 0,198 0, Kvot abborre/ karpfiskar (biomassa) lgab - CyW 1,223-0,186 0,472 Tabell Lista över fiskarter kända från svenska sötvatten. Hotstatus = Inplanterad innebär att arten inte räknas som inhemsk. Fa mi lj V e tens k ap l i g t n a m n S v enskt na m n Hots t atus N ORS Petro m y z o n t i d ae P e t r o m yz o n m arin u s H a v s n ej o n ö ga S tarkt h o t ad ( n ejon ö g o n) La m petra f l uv i a t ilis Fl o d n ej o n ö ga M issgy n n a d X La m petra plan e ri B ä c kn e jo n ö g a Li v s kraf t ig A c i pe n seri d ae (s t ö r f i s kar) A ci p enser o x y ri n c h us S t ör F ö r s v u n n en An g ui l lid a e (å l f is k a r) A n g u illa a ng u il l a Ål A kut h o t a d X C lu p ei d ae (sil l f is k a r) A l o sa fal l ax S t a k si l l E j t i llä m plig C y p r ini d ae (ka r pfi s ka r ) A b ra m i s b a lle r us Fa r en Li v s kraf t ig X 1 Ny tabell Ny tabell

43 A b ra m i s bj o erk na Bj ö rkna Li v s kraf t ig X A b ra m i s br a m a Br a x en Li v s kraf t ig X V i m ba vi m ba Vi mm a K u ns k a psb r i s t X A l b u r nus a l b ur n us L öja Li v s kraf t ig X As pius aspius Asp S å rb a r X C a ras s i us car a s si u s R u d a Li v s kraf t ig X Cy p ri n us car p io K a rp I n p l a n t e rad X G o bio g o b io S a ndkr y pa re Li v s kraf t ig X Le u c a spi u s d e lin e atus G r o pl ö ja M issg yn n a d X Le u c i s c us idus Id Li v s kraf t ig X Le u c i s cus leuciscus S t ä m Li v s kraf t ig X P e lecus cu l t r a t u s Skärkn i v E j t i llä m plig P h o x i n us p h o x in u s El r i t sa Li v s kraf t ig X R u t il u s rutil u s M ö r t Li v s kraf t ig X. S ca r di n ius S a rv Li v s kraf t ig X e rythr o p h t ala m u s S q u a li u s c e ph a l u s Fä r na Li v s kraf t ig X T i n c a tinca S u t a r e Li v s kraf t ig X C ob i t i d ae ( n is s ö g e f is k a r) C o bitis t a e n ia N is s ö ga Li v s kraf t ig X Bali t o r id a e B a rb a t u la b a rb a t u la Gr ö nling Li v s kraf t ig (g r önlin g s fis k a r) Sil u ri d ae (e g e n t liga m a lar) S ilur u s gl a nis M al A kut h o t a d X E s o c id a e ( gä d dfis k a r) E sox luci u s Gä d da Li v s kraf t ig X Sal m on i d a e ( la x fis k a r) O n c o rh y nch u s c l a rki S t r u p s n i t t s ö ri ng I n p l a n t e rad O n c o rh y nch u s m y ki s s R e g n b å ge I n p l a n t e rad X O n c o rh y nch u s n e r k a In d ia n lax I n p l a n t e rad S a l m o s a l a r L ax Li v s kraf t ig ** X S a l m o t ru t ta Öri n g Li v s kraf t ig X S a l ve li n us a l pi n us Fj ä ll rö di n g Li v s kraf t ig X S a l ve li n us f o ntin a lis B ä c krö d i n g I n p l a n t e rad X S a lv e li n us n a m a y c u s h C a n a d ar ö ding I n p l a n t e rad X S a lv e li n us u m bla S t o rr ö di n g Li v s kraf t ig ** X T h y m allus thy m all u s H a r r Li v s kraf t ig X C or e g o ni d ae (sik f is k a r) C o re g o n us alb u la Sikl ö ja Li v s kraf t ig X C o re g o n us sp. Sikar X C o re g o n us m a ra e na Äl v s ik Li v s kraf t ig C o re g o n us m a x ill a ris S t o rsik Li v s kraf t ig C o re g o n us m e galo p s Bl å s i k Li v s kraf t ig C o re g o n us n i ls s o ni Pl a nk t o nsik Li v s kraf t ig C o re g o n us p a ll a s i Aspsik Li v s kraf t ig C o re g o n us p e l e d S t o rs k a ll e s i k A kut h o t a d C o re g o n us t r y b o m i V å rleka n de A kut h o t a d siklö j a C o re g o n us w i d e g r e ni S a ndsik Li v s kraf t ig O sm e ri d ae ( n ors f i s kar) O s m e r us Br a c kn o rs E j b e d ö m d e p e r la n o m a ri n us Os m e r us e p e r la n us N o r s Li v s kraf t ig X L o t i dae (lakefi s ka r ) Lota lota L ake Li v s kraf t ig X G as t er os t e id a e G a s te ro s t e u s acul e atus S t o rspi g g Li v s kraf t ig X ( s p i g g f i s ka r ) P u n g i t i u s p u n g i t i u s S m å s p igg Li v s kraf t ig X C o t tid a e (si m p o r) C o tt u s g o bio S t e nsi m p a Li v s kraf t ig X C o tt u s k o s h e w niko w i R y sk s i m pa Li v s k r af t ig C o tt u s p o ecil o pus B e rgsi m p a Li v s kraf t ig X T rigl o psis q u a d ricor n is H o r nsi m pa Li v s kraf t ig X Perci d ae ( a b b orrfis k a r) P e rca flu v iatilis A b bo r re Li v s kraf t ig X S a n d er luci o p e r c a Gös Li v s kraf t ig X G y m n o c e ph a l u s c e rn u a Gä r s Li v s kraf t ig X Ple u r o nec t i d a e P l a t i c h t h u s f l e s u s Skru b bs k ä d d a Li v s kraf t ig ( f l u n d refi s ka r ) ** = lokalt starkt hotad. HVMFS 2018:xx 41

44 HVMFS 2018:xx Tabell Standardavvikelser (SDresid) som behövs för beräkning av Z - värden för parametrarna i AindexW5 och EindexW3. Parameter SDresid SDresid (ingen fisk) Parameter 1) LgNsp 0, , 1294 AindexW5 2) LogitpCyp 0, AindexW5 3) LogitpPiscPerc 0, AindexW5, EindexW3 4) LgNpue 0, , 2403 EindexW3 5) LgNpueMört 0, AindexW5 6) mlglmört 0, AindexW5 7) mlglaborre 0, EindexW3 Tabell Översikt av parametrarna i AindexW5 och EindexW3. För varje parameter anges vilken parametertyp som indikeras, och hypotes om hur indikatorn förändras vid påverkan av surhet respektive näringsämnen. Parameter Parametertyp Surhet Näringsämnen Antal fiskarter Artsammansättning - inte relevant Andel karpfiskar (biomassa) Artsammansättning - inte relevant Andel potentiellt fiskätande abborrfiskar (biomassa) Artsammansättning + - NPUE: totalt antal fiskar /nät Abundans inte + relevan t NPUE mört: antal mört/nät Abundans - inte relevant Geometrisk medellängd av mört Åldersstruktur + inte relevant Geometrisk medellängd av abborre Åldersstruktur inte relevant EK och k lassgränser EK för AindexW5 beräknas enligt följande. EK = AindexW5 / 0,495 EK för EindexW3 beräknas enligt följande. EK = EindexW3 / 0,515 EK för EQR8 är samma som medelvärdet enligt steg 7. AindexW5, EindexW3 och EQR8 klassificeras enligt tabell 6.7. Tabell Statusklassernas gränsvärden för AindexW5, EindexW3 och EQR8. Status EK av AindexW5 EK av EindexW3 EK av EQR8 Hög 0,74 EK 0,75 EK 0,72 EK God 0,55 EK<0,74 0,56 EK<0,75 0,46 EK<0,72 Måttlig 0,37 EK<0,55 0,37 EK<0,56 0,30 EK<0,46 Otillfredsställande 0,18 EK<0,37 0,19 EK<0,37 0,15 EK<0,30 Dålig EK<0,18 EK<0,19 EK< 0, Försurning Om sjön bedöm s vara naturligt sur med avseende på AindexW5 ska vattenmyndigheten göra en expertbedömning av statusen för den specifika vattenförekomsten, alternativt tar hjälp av andra bedömningsgrunder. 1 Ny tabell Ny tabell Ny tabell

45 HVMFS 2018:xx 7 Fisk i vattendrag 7.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Fisk i vattendrag ska klassificeras genom beräkning av fiskin dex VIX enligt avsnitt 7.3. För klassificering och koppling till påverkanstyp används även tre sidoindex; VIXsm (surhetspåverkan), VIXh (hydrologisk påverkan) och VIXmorf (morfologisk påverkan). 7.2 Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för fisk i vattendrag ska kunna tillämpas ska lokalen ha naturliga förutsättningar att stadigvarande hysa lax fisk., Har lokalen inte hyst laxfisk ska bedömningsgrund en inte användas, vattendragets b redd vara max imalt 25 m vid den undersökta lokalen, l okalen ha en lutning mindre än 5 % och domineras av hårdbotten, vattendragets h öjd över havet vara max imalt 800 m och underlag ha samlats in med standardiserat elfiske enligt standard SS - EN :2006 eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Elfisket ska h a utförts vid minst tre lokaler under de senaste sex åren eller vid en lokal under minst tre år de senaste sex åren. Elfiskelokalerna ska vara representativa för hela vattenförekomsten. 7.3 Beräkning av VIX och sido index Beräkning av VIX, VIXsm och VIXh Steg 1 En bedömning görs av ursprunglig populationstyp av öring och/eller lax (strömlevande, sjövandrand eller havsvandrande). Nedanstående o mgivningsvariabler ska använd a s och tranformeras med log10(x+1). 1. avrinningsområdesstorlek (kategori)(tabell 7.1) 2. andel sjö i avrinningsområdet (kategori)(tabell 7. 1 ) 3. minsta avstånd till närmaste sjö uppströms eller nedströms (km) där 10 km är max 4. höjd över havet (m), 5. lutning (m per km, ) 6. absolutvärde t av medeltemperatur för år (luft, långtidsmedelvärden) 7. medeltemperatur för juli (luft, långtidsmedelvärden) 8. vattendragets bredd (m) mätt vid elfisketillfället 9. provtagen area (m 2 ) vid elfisketillfället För variabel 6, medeltemperatur för år, mult ipliceras det transformerade värdet med - 1 om originalvärdet är <0. Kvadrerade värden för transformerade omgivningsvariabler används också i vissa fall (tabell 7. 2 ). Tabell 7.1. Gränser för kategori 1 5 för omgivningsvariabeln avrinningsområdesstorlek och kategori 1-4 för omgivningsvariabeln andel sjö (an del i % av total yta uppströms lokalen ). Kategori Avrinningsområdesstorlek % sjöyta ( km 2 ) 1 < 10 < 1 43

46 HVMFS 2018:xx 2 < 100 < 5 3 < > 10 5 > Tabell Konstanter för uträkning av referensvärden till fiskparametrar för VIX med linjära regressionsmodeller. SD residär standardavvikelsen för transformering av residualer till Z - värden. Omgivnings - variabler 1 Täthet öring och lax 2 Andel toleranta individer 3 Andel lithofila individer 4 Andel toleranta arter 5 Andel intoleranta arter 6 Andel laxfisk - arter som reprodu - cerar sig Intercept 1,6612-0,0941 1,4814-0,3804 1,6743 2,0105 Avr.omr.kl - 1,3934 0,4065-2,1484 And.sjö.kl. Min.dist.sjö - 0,3690 0,6081-0,5692 0,1937 HOH Lutning Medt.år - 0,8184 0,7936 Medt.juli Bredd - 0,0637 Provt.area , Avr.omr.kl 2-0,2838-0,5358 And.sjö.kl 2 0,1149-0,2976 0,2662 Min.dist.sjö 2 0,2496 0,2623-0,3637 0,4539 HOH 2-0,0436-0,1601 Lutning 2 0,0970 0,0808 Medt.år 2 1,4885 0,1396 0,4312-1,3832 Medt.juli 2 Provt.area , SDresid 0,5080 0,1518 0,2756 0,2235 0,3966 0,7186 Omgivnings - variabler 7 Simpsons diversitet s - index 1a STRÖM - LEVANDE Täthet öring och lax 1b SJÖVAND - RANDE Täthet öring och lax 1c HAVS - VANDRANDE Täthet öring och lax 3a STRÖM - LEVANDE Andel lithofila individer Intercept - 1,9028-3,1468 2,0220 2,3956-2,2575 Avr.omr.kl 0,3597-1,7749-3,1389 And.sjö.kl. Min.dist.sjö 0,1356 0,3161 HOH 0,6388 3,2391 Lutning 0,3440-0,2581 0,1623 Medt.år 0,7952 1,2151-1,8217 Medt.juli 1,3382 Bredd - 0,2250-0,3411 0,5216-0,1498 Provt.area 0, Avr.omr.kl 2 And.sjö.kl 2-0,9735-0,4396 Min.dist.sjö 2 HOH 2-0,7175 Lutning 2-0,0723 Medt.år 2 2,9676 Medt.juli 2 1,4363 Provt.area

47 SDresid 0,2861 0,4384 0,4435 0,4084 0,2567 HVMFS 2018:xx Steg 2 Observerade värden på parametraräknas ut från elfiskedata. P arametrarna är: 1. Sammanlagd täthet av öring och lax (n individer per 100 m 2 ), används för VIX, VIXsm, VIXh 2. Andel toleranta individer (tabell 7. 3 ), används för VIX, VIXh 3. Andel lithofila individer (tabell 7. 3 ), används för VIX, VIXsm 4. Andel toleranta arter (tabell 7. 3 ), används för VIX, VIXh 5. Andel intoleranta arter (tabell 7. 3 ), används för VIX, VIXsm 6. Andel laxfiskarter som reproducerar sig (tabell 7. 3 ), används för VIX, VIXsm För VIXh se Steg 7) tillkommer också 7. Simpsons diversitetsindex S = 1 - (( ni / N) 2 ), där ni är individantalet (beräknad täthet per hektar) av en enskild art och N är det totala individantalet. Värdena transformeras: Sammanlagd täthet av öring och lax transformeras med log10(x+1), övriga parametrar transformeras med arcsin( x). Tabell Förteckning över förekommande fiskarter som klassificeras som intoleranta, toleranta, lithofila och laxfiskarter där förekomst av årsungar (0+) indikerar reproduktion. Laxfiskarter, Fiskart Latinskt namn Intoleranta Toleranta Lithofila 0+ indikerar rep roduktion Abborre Perca fluviatilis X Asp Aspiusas pius X Benlöja Alburnus alburnus X Bergsimpa Cottus poecilopus X X Björkna Blicca bjoerkna X Braxen Abramis brama X Bäcknejonöga Lampetra planeri X X Bäckröding Salvelinus fontinalis X X Elritsa Phoxinus phoxinus X Faren Abramis ballerus X Flodnejonöga Lampetra fluviatilis X X Färna Leuciscus cephalus X Gräskarp Ctenopha ryngodonidella X Grönling Barbatula barbatula X Harr Thymallus thymallus X X X Havsnejonöga Petromyzon marinus X X Hornsimpa Triglopsis quadricornis X Kanadaröding Salvelinus namaycush X X Karp Cyprinus carpio X Lake Lota lota X Lax Salmo salar X X X Mört Rutilus rutilus X Regnbåge Oncorhync husmykiss X Ruda Carassius carassius X Röding Salvelinus alpinus X X X 45

48 HVMFS 2018:xx Sik (obestämd) Coregonus sp. X Siklöja Coregonus albula X X Småspigg Pungitius pungitius X Stensimpa Cottus gobio X X Storskallesik Coregonus peled X Storspigg Gasteros teusaculeatus X Stäm Leuciscus leuciscus X Sutare Tinca tinca X Vimma Vimba vimba X Ål Anguilla anguilla X Öring Salmo trutta X X X Steg 3 Referensvärden av parametrar för varje elfiske räknas ut med linjär regression baserade på transformerade värden av omgivningsvariablerna. Referensvärden beräknas med hjälp av linjära regressionsmodeller enligt formel 7.1. Intercept och regressionskoeff i cienter för omgivningsfaktorer erhålls ur tabell 7.2. För parametrar 1a, 1b, 1c samt 3a i tabell 7.2 beräknas referensvärden utifrån populationstyp som definierats i steg 1. Y = a + b 1 * X b n * X n, Formel 7.1. Formel för beräkning av referensvärde för VIX. a är intercept och b 1 - b n är regressionskoefficienter för omgivningsfaktorer (X 1 X n) enligt tabell Referensvärdena motsvarar transformerade värden enligt Steg 2. Steg 4 Beräkning av avvikelser från referensvärden (residualer): För varje parameter beräknas residualen som observerat värde minus referensvärde. Steg 5 Beräkning av Z - värden: Residualerna räknas om till Z - värden via division med parameterspecifik standardavvikelse (SD) av referensmaterialets residualer (tabell 7. 2 ). Steg 6 Omvandling till P - värden: Hämta ett P - värde (sannolikhetsvärde) för varje Z - värde via statistikprogram. Beroende på förväntat gensvar hos varje parameter utifrån riktning på påverkan (tabell 7. 4 ) hämtas antingen ett enkelsidigt P - värde för positi v eller negativ respons, eller ett dubbelsidigt P - värde för respons med maximum eller minimum för intermediär påverkan. Steg 7 Beräkning av index: Beräkna VIX, VIXsm och VIXh som ett medelvärde av P - värdena för de parametrarna som ingår i respektive index ( tabell 7. 3 ). Tabell Förväntad respons på generell påverkan och separata påverkanstyper för parametrar i VIX. Icke signifikanta parametrar inom parentes. + - anger att parametern först ökar sedan minskar med grad av påverkan, - + anger at t parametern först minskar sedan ökar med grad av påverkan. + + anger att parametern ökar och - - att den minskar med påverkan. 46

49 Generell Surhet När ing / organisk M orfologi H y drologi Konnek - ti v itet HVMFS 2018:xx Sa mm an l agd täthet av ör i ng o c h l ax ( - + ) Andel to l eranta i nd ivi der ( + + ) + ( + ) R%i + + Andel li tho f il a i nd ivi der R%i ( - + ) ( + - ) Andel to l eranta arter (antal - ( - - ) + ( + ) arter) T %a + Andel i nto l eranta arter (antal ( - + ) ( + - ) arter) T %a Andel l a xf i s k arter s om reprodu c erar s i g ( - - ) ( + - ) S i mp s ons d i v er s i tet s i ndex ( + - ) ( - - ) ( + - ) ( - ) + - ( - + ) Beräkning av VIXmorf Steg 1. Beräkning av observerade värden : Observerade värden för varje indikator och elfiske räknas ut från elfiskedata och transformeras även enligt tabell 7. 5, ta bell 7.6 och t abell 7. 7 visar vilka fiskarter som tillhör respektive grupp. Tabell Indikatorer för bedömning av VIXmorf. Indikator Förklaring Enhet och eventuell transformering Täthet av öring Täthet av öring totalt log10(individer/100 m 2 +1) Täthet av rheofila arter Täthet av gynnade arter Andel rheofila individer Andel gynnade individer Antal rheofila arter Antal missgynnade arter För ingående arter se tabell För ingående arter se tabell För ingående arter se tabell För ingående arter se tabell För ingående arter se tabell För ingående arter se tabell log10(individer/100 m 2 +1) log10(individer/100 m 2 +1) arcsin log10(täthet av rheofila arter/100 m 2 +1)/log10(täthet av totalt antal individer/100 m 2 +1) arcsin log10(täthet av gynnade arter/100 m 2 +1)/log10(täthet av totalt antal individer/100 m 2 +1) Antal Antal Tabell Indelning av fiskarter i funktionella grupper enligt levnadsvanor. Limnofila (sjölevande) Rheofila (strömlevande) Abborre Mört Simpor Lax Björkna Nissöga Nejonögon Regnbågsöring Braxen Nors Bäckröding Röding Groplöja Ruda Grönling Stäm Gers Siklöja Harr Vimma Hornsimpa Sutare Kanadaröding Öring Tabell Funktionella artgrupper. Förekomst Täthet Gynnade Missgynnade Gynnade Missgynnade Abborre Elritsa Abborre Nejonögon Mört Nejonögon Gädda Simpor Simpor Lake Öring Öring Mört 1 Ny tabell Ny tabell Ny tabell

50 HVMFS 2018:xx Steg 2 Referensvärden för varje indikator och elfiske räknas ut med multipel linjär regression och baseras på, i angivna fall, transformerade, vä rden av omgivningsvariablerna (t abell 7. 8 ). Referensvärden beräknas med hjälp av linjära regressionsmodeller enligt formel 7.2, där intercept och regressionskoefficienter hämtas från tabell Y = a + b 1 * X b n * X n, Formel 7.2. Formel för beräkning av referensvärde för VIX. a är intercept och b1 - bn är regressionskoefficienter för omgivningsfaktorer (X1 Xn ) enligt tabell Tabell Omgivningsvariabler för beräkning av referensvärden. Variabel Enhet och eventuell transformering Åbredd l og 10 (m) ( v attendragsbredd) Avrinningsområdet area l og 10 (km 2 ) Avrinningsområdetstorlek, i 5 klasser. 1. 0,1-9 km km km km km 2 X - koordinat (6 siffror) RT90 - koordinaten för X dividerat med Y - koordinat (6 siffror) RT90 - koordinaten för Y dividerat med Årsmedeltemperatur 5 + l ufttemperatur o C enligt SMHI Medeltemperatur i januari Lufttemperatur o C enligt SMHI Medeltemperatur i juli Lufttemperatur o C enligt SMHI Provtagen yta l og 10 (m 2 ) Antal utfisken Antal Andel sjö i avrinningsområdet, i 4 klasser: 1. <1 % av avrinningsområdet uppströms lokalen ,99 % ,99 % % Avstånd till närmsta sjö uppströms k m, m ed en decimal upp till 10 km, sedan > 10 km Minsta avstånd till sjö (upp- eller nedströms) Högsta kustlinjen Populationstyp öring Höjd över havet Vattenhastighet, bedömd vid elfiske: k m, m ed en decimal upp till 10 km, sedan >10 km 0 = under marina gränsen, 1 = över marina gränsen 0 = ej angivet eller strömlevande, 1 = vandrande från sjö eller hav m 1. Lugn (< 0,2 m/s) 2. Strömmande (0,2-0,7 m/s) 3. Stråkande/forsande (> 0,7 m/s) Tabell Intercept (konstanter) och regressionskoefficienter för uträkning av referensvärden, samt förklarad variation (r 2 ) och residualernastandardavvikelse avseende omgivningsvariabler. 1 Ny tabell Ny tabell

51 Omgivnings - variabler Intercept (konstant) Täthe t öring - 2,462 Täthet rheofil a arter Täthe t gynnad e arter Andel rheofila individe r Andel gynnad e individe r Andel rheofil a arter Andel miss - gynnad e arter - 1,432 1,546-0,039 5,745-1,526-0,055 Åbredd - 0,527-0,447-0,202-0,139-0,172 Avrinnings - - 0,151-0,092 0,124 0,250 0,451 området s area 0,135 Avrinnings - 0,054 0,062-0,185-0,236 områdets storlek X - koordinat - 0,048 0,098 0,106 Y - koordinat 0,112 0,167 0,027 0,141 0,074 Årsmedel - 0,031 0,052 0,104 0,217 temperatur Medeltemperatu - 0,072 r i januari Medeltemperatu 0,170 0,055-0,121 0,067-0,152-0,394-0,565 r i juli Provtagen yta - - 0,370 0,069 0,131 0,327 0,341 Antal utfisken 0,098 0,083 0,033 0,067 Andel sjö i - 0,051-0,029-0,125-0,115 avrinningsområd et Avstånd till - 0,011-0,006-0,012 0,012 0,023 närmsta sjö uppströms Minsta avstånd 0,016 0,021-0,007 0,015-0,012 till sjö Högsta 0,161-0,142-0,093 0,493 kustlinjen Populationstyp 0,434 0,394-0,035 0,169-0,053-0,217 öring Höjd över havet 0,002 0,001-0,001 0,001-0,001-0,004-0,006 Vattenhastighet 0,049 0,036-0,049 0,066-0,049-0,121 r 2 - värde 0,426 0,377 0,154 0,279 0,166 0,276 0,211 SDr esid 0,399 0,383 0,260 0,213 0,297 0,572 0,724 HVMFS 2018:xx Steg 3 Beräkning av avvikelser från referensvärden (residualer) : För varje indikator beräknas residualen som observerat värde minus referensvärde. Steg 4 Beräkning av Z - värden : Residualerna räknas om till Z - värden via division med den indikatorspecifika standardavvikelsen (SDr esid) av referensmaterialets residualer (tabell 7. 9 ). Steg 5 Omvandling till P - värden : Hämta ett P - värde (sannolikhetsvärde) för varje Z - värde via statistikprogram. Beroende på förväntat gensvar hos varje paramet er utifrån riktning på påverkan hämtas antingen ett enkelsidigt P - värde för negativ respons, eller ett dubbelsidigt P - värde för respons med maximum eller minimum för intermediär påverkan. 49

52 HVMFS 2018:xx Vid beräkning av P - värden för t äthet av öring, täthet av rheofila ar ter, andel rheofila individer, antal rheofila arter och antal missgynnade arter ska enkelsidigt P - värde användas. Vid beräkning av t äthet av gynnade arter och andel gynnade individer ska dubbelsidiga P - värden användas. Steg 6 Beräkning av index : VIXmorf beräknas som ett medelvärde av P - värdena för samtliga indikatorer vid varje elfisketillfälle Klassgränser VIX S tatusklassificeringen utgår från huvudindexet VIX enligt tabell Om status för VIX är hög eller god klassificeras den slutliga statusen i enlighet med detta. Tabell Klassgränser för VIX - värden. Status VIX - värde Osäkerhet Beräknas enligt formel 7.2 Hög 0,739 VIX God 0,467 VIX < 0,739 Måttlig 0,274 VIX <0,467 Otillfredsställande 0,081 VIX <0,274 Dålig VIX <0,081 Osäkerhet för VIX beräknas enligt formel Predikterad SD för VIX - index = 0, ( 0,0951 * tran sformerad andel sjö i avromr) + (- 0,0039 * tr ansformerad, kvadrerad altitud) + (- 0,0348 * transformerat minsta avstånd till sjö) + (- 0,0400 * transformerad provtagen area) + ( 0,0988 * transformerad avrinningsområdetstorleksklass). Formel Formel för beräkning av osäkerheten för VIX Sänkt status och stöd av sidoindex Om VIX visar på måttlig, otillfredsställande eller dålig status enligt tabell 7.10 ska detta relateras till betydande påverkan enligt påverkansanalys. Om påverkansanalysen stöds av ett eller flera sidoindex (tabell 7.11 ) sätts status till måttlig, otillfredsställande eller dålig enligt VIX (tabell 7.10 ). Tabell Klassgränser (god- måttlig) för VIXsm, VIXh samt VIXmorf. VIXsm VIXh VIXmorf Klass g räns för sänkt status <0,432 <0,434 <0,467 1 Ny tabell

53 BILAGA 2: BEDÖMNINGSGRUNDER FÖ R FYSIKALISK - KEMISKA KVALITETSFAK TORER I SJÖAR OCH VATTENDRAG Bilaga 2 HVMFS 2018:xx 1 Näringsämnen i sjöar 1.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Näringsämnen i sjöar ska i normalfallet klassificeras genom att parametern totalfosfor (tot- P) beräknas och uttrycks i EK enligt avsnitt 1.3 och utifrån klassgränserna i tabell 1.1 och 1.2. K vävebegränsade näringsfattiga sjöar (n äringsfattiga sjöar i områden med låg kvävedeposition ) ska definieras och klass ificer as utifrån kvoten DIN/tot - P där DIN är summan av nitrit -, nitrat - och ammoniumkväve. 1.2 Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunderna för näringsämnen i sjöar ska kunna tillämpas ska analyser av tot - P ha utförts enligt SS - EN ISO 6878 alternativt SS - EN ISO eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Om kväv e klassificeras ska analyser för de olika fraktionerna, beroende på vilken som används, ha utförts enligt följande standarder eller med metod som ger likvärdiga resultat: Ammoniumkväve enligt SIS , nitratkväve och nitritkväve enligt SS - EN ISO s amt totalkväve enligt SS - EN ISO För näringsfattiga sjöar (tot- P < 25 µg/l) ska rapporteringsgränsen för totalfosfor och nitrit+nitrat vara 1 µg/l och för ammonium 3 µg/l. Bedömningen ska göras på ytvattenprover motsvarande höstcirkulati onen, helår smedelvärde eller au gustiprov. Med höstcirkulationen avses en ytvattentemperaturen på under 8 C och med helårsmedelvärde t avses medelvärdet av minst fyra prover varav minst ett från varje årstid. 1.3 Totalfosfor i sjöar Klassificering Steg 1 Formel 1. 1 och 1. 2 nedan avser data från höstcirkulationen eller från hela året. Beräkna referensvärde för tot - P (ref- P) enligt formel 1.1. log10(r ef - P )1.1 = 1, ,162*log10AbsF + 0,482 * log10turb 0,128*log10Alt Formel 1.1. Formel för att b eräkna referensvärde för tot - P. ref - P = referensvärde (tot- P µg/l), AbsF = absorbans vid 420 nm i 5 cm kuvett, Turb = Turbiditet i FNU, Alt = sjöns höjd över havet (m). Alternativ metod : För äldre data som saknar turbiditetsmätningar eller om det kan misstänkas att turbiditeten påverkas påtagligt av mänsklig aktivitet ska användas formel 1.2. l og10(r ef - P )1.2 = 1,76 + 0,338*log10AbsF 0,213*log10Alt Formel 1.2. Förenklad formel för att beräkna referensvärdet för tot - P. Om endast data finns från augusti ska formler 1.3 och 1.4 användas. log10( ref - P )1.3 = 1, ,250*log10AbsF + 0,536*log10Turb 0,120*log10Alt 51

54 HVMFS 2018:xx Formel F ormel för att beräkna referensvärdet för tot - P för augustivärden. log10(ref - P )1.4 = 2, ,530*log10AbsF 0,339*log10Alt Formel 1.4. Förenklad formel för att beräkna referensvärdet för tot - P för augustivärden. Beräkningen i form lerna 1. 1 till 1. 4 är baserad på mätning av absorbans vid 420 nm med 5 cm k y vett. Har mätning gjort med annan våglängd eller kyvettlängd ska en lämplig omräkningsfaktor användas. Steg 2 Klassificering av tot - P EK beräknas enligt följand e: EK = referensvärde / observerad tot - P Erhållen EK jämförs med klassgränserna i tabell Klassgränser Tabell 1.1. Statusklassificering av tot - P i sjöar. Status Hög God Måttlig Otillfredsställande Dålig Klassgräns (EK- värde) 0,7 EK 0,5 EK<0,7 0,3 EK<0,5 0,2 EK<0,3 EK<0,2 Klassgränser i µg/l beräkna som referensvärde / klassgräns (EK- värde). 1.4 Kvävebegränsade näringsfattiga sjöar För sjöar med DIN/tot - P mindre än 1,5 under vårcirkulationen och med hög eller god status enligt Tot - P, gäller klassgränser för DIN enligt tabell 1.2. Med vårcirkulation avses perioden mellan islossning och då temperaturen på 0,5 m djup är under 8 C och med DIN avses summan av löst oorganiskt kväve (dvs summan av am monium -, nitrit - och nitratkväve). Tabell Statusklassificering av DIN i k vävebegränsade sjöar. Status Klassgräns halt DIN ( µg/l ) Hög God Måttlig Otillfredsställande 1,5*tot - P DIN 3,4*tot - P DIN > 1,5*tot - P 5,3*tot - P DIN > 3,4*tot - P 7,2*tot - P DIN > 5,3*tot - P 1 Ny tabell

55 Dålig DIN > 7,2*tot - P HVMFS 2018:xx 2 Näringsämnen i vattendrag Totalfosfor i vattendrag Klassificering Steg För ytvattenförekomster där det finns mer än 10 % jordbruksmark i tillrinningsområdet ska referensvärdet ( ref - Pjo) beräknas enligt formel 2.3. Alternativt används framräknade referensvärden från andra modeller som också tar hänsyn till eventuell retention upps tröms ytvattenförekomsten. Beräkning av referensvärdenligt formel 2.3 får även göras för ytvattenförekomster med mindre än 10 % jordbruksmark i tillrinningsområdet. ref - P jo = ( P jo * A jo*0.5 + ref - P *(100 A jo))/100 Formel 2.3. Formel för att beräkna referensvärde för tot - P vid jordbrukspåverkan. ref - Pjo är det sammanviktade referensvärdet (tot- P µg/l) i områden med jordbruksmark, Pjo är referensvärdet (tot- P µg/l) för jordbruksmark, Ajo är andel jordbruksmark (%) i området, ref - P är referensvärdet för icke jordbruksmark enligt formel 2.1 eller 2.2., 0.5 är en specifik faktor för viktning i statusklassificeringen. Referensvärdet för jordbruksmark Pjo, är relaterat till jordart och utlakningsregion samt är beräknat för varje delavrinningsområde för respektive vattenförekomst. Dessa värden ska beräknas och tillhandahållas genom datavärd. För att berä kna ref - Pjo behövs information om vilke t delavrinningsområde vattenförekomsten ligger i och om den ligger i huvudfåran eller i ett biflöde Siktdjup i sjöar 3.1 Kvalitetsfaktor Siktdjup i sjöar ska klassificeras enligt avsnitt 3.3 och utifrån klassgränserna i tabell Krav på underlagsdata För att en klassificering med bedömningsgrunderna för siktdjup i sjöar ska kunna göras ska provtagning ha gjorts enligt SS - EN ISO 7027 (del 2, 2.2) eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Beräkningsperioden är minst ett år när mer än fyra mätvärden finns från perioden maj - oktober och tre år när mätning endast sker i augusti. Om vattnets absorbans används för att beräkna ett referensvärde för siktdjupet ska absorbansen mätas på filtrerat pr ov enligt SS - EN ISO 7887:2012. I första hand ska mätning ske i 5 cm kyvett vid 420 nm. Om mätning skett vid annan lämplig våglängd eller uppgifter endast finns om vattnets färgtal så kan lämplig 53

56 HVMFS 2018:xx omräkningsfaktor användas. Vid beräkningen s ka a nvänd as ett medelvärde på vattnets absorbans för samma tidsperiod som siktdjupet har uppmätts. Använd ett medelvärde på vattnets absorbans för samma tidsperiod som siktdjupet har uppmätts, dvs. en beräkningsperioden om minst ett år om mer än fyra mätni ngar har skett under perioden maj - oktober eller för tre år om mätningar endast skett i augusti. 3.3 Siktdjup Klassificering Steg 1 Beräkna referensvärdet för siktdjup (SDref) i första hand genom att använda siktdjupsvärden för sjön från perioder före en eventuell påverkan. I andra hand enligt formel 3.1. log10 (SDref ) = 0,678 0,116*log10(AbsF) 0,471*log10(klorof) Formel 3.1. Formel för att beräkna referensvärde för siktdjup. SDref = referensvärde för siktdjup (m), A bsf = absorbans mätt på filtrerat prov vid 420 nm (per 5 cm k y vett ), klorof = referensvärde för klorofyllkoncentration (klorofyll a µg/l) (tas från bedömningsgrunden för växtplankton, bilaga 1, avsnitt 1.8). B eräkna därefte r r eferensvärdet för siktdjup genom antiloggning enligt följande formel. SDref = 10(log10 (SDref)) Har mätningen av absorbans gjorts vid annan lämplig våglängd eller om endast vattnets färgtal finns tillgängligt kan lämplig omräkningsfaktor användas. Steg Syrgas i sjöar och vattendrag 4.1 Kvalitetsfaktor Syrgas i sjöar och vattendrag ska klassificeras enligt avsnitt 4.3 och utifrån klassgränserna i tabell Krav på underlagsdata och provtagning För att en klassificering med bedömningsgr underna för syrgas i sjöar och vattendrag ska kunna göras ska provtagning och analys ha utförts enligt SS EN alternativt SS EN eller med annan metod som ger likvärdiga resultat. Provtagning ska ske i den djupaste delen eller de djupaste delarna i sjön beroende på sjöns morfometri. Provtagning i skiktade sjöar ska ske under sommarstagnationen. I sjöar där hela vattenmassan ofta omblandas under året ska provtagning ske under sensommaren. I vattendrag skall provtagning framförallt ske om man misstä nker att vattnet har låga syrgaser eller för att säkerställa goda syrgasförhållanden om vattnet innehåller syrgaskrävande organismer, t. ex. vissa fiskarter. Provtagning ska företrädesvis ske i lugnflytande delar. Kraftigt strömmande vatten och eventuella f all bör undvikas. I de fall det finns dokumenterad kännedom om betydande påverkan på sjön eller vattendraget genom 54

57 belastning av näringsämnen, organiskt material eller annan belastning som kan HVMFS 2018:xx påverka syrgas - förhållandena i sjön ska denna kunskap användas vid framtagande av provtagningsprogram. Vid bedömningar av syrgasförhållandena ska lägst uppmätta värden användas för att säkerställa att vattnets ekosystem inklusive fisksamhälle inte är utsatt för påverkan orsakad av låga syrgashalter. 4.3 Syrgaskoncentration Klassificering Vid bedömningar av syrgasförhållanden ska sjöar och vattendrag där fisksamhället huvudsakligen består av salmonider, dvs laxartade fiskar som lax, öring, röding, regnbåge och harr, vilka generellt sett är mer syrgaskrävande än många andra fiskarter skiljas från övriga vatten. Även vatten med andra fiskar eller organismer som har stora krav på syrgashalten i vattnet ska bedömas som vatten med salmonider. Detta gäller till exempel om gös är en viktig fiskart i vattnet. Steg 1 Beräkna status utgående från lägsta uppmätta värde för årets provtagning enligt tabell 4.1. Tabell Statusklassificering av syrgaskoncentration för sjöar. Status Syrgaskoncentration (mg/l) Varmvattensfiskar Huvudsakligen salmonider Hög Syrgas 7 ( 8 ) 9 God 5 syrgas <7 7-9 Måttlig 4 syrgas < Otillfredsställande 2 syrgas < Dålig Syrgas <2 < 4 Steg 2 Är vattnets status måttlig eller sämre med avseende på s tatusklassificering av syrgaskoncentration i tabell 4.1 ska omfattningen av de observerade syrgasförhållandena undersökas och dokumenteras både avseende om det är vid enstaka tillfällen som låga syrgasförhållanden uppträder eller är regelbundet förekommande vid t. ex. sommarstagnationen under sensommaren eller under senvintern när sjön har varit istäckt under en längre tid. Det ska även fastställas om problemen uppträder en dast i en mindre del av vattnet, t. ex. i en begränsadjuphåla eller om problemen är mer omfattande över större arealer. 5 Försurning i sjöar 5.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar För att klassificera försurning i sjöar ska då det f inns modellering med - MAGIC - modellen för ytvattenförekomsten modellerat referenstillstånd för år 1860 jämföras med dagens tillstånd och den ph - förändring som har beräknats med tabell 5.1. Om det saknas en modellering av MAGIC för en ytvattenförekomst ska f örsurningspåverkan klassificeras från en likvärdig ytvattenförekomst i det webbaserade verktyget MAGIC - bibliotek. 1 Redigerad tabell

58 HVMFS 2018:xx Försurning i vattendrag 6.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar För att klassificera försurning i vattendrag ska då det finns modellering med MAGIC - modellen för ytvattenförekomsten modellerat referenstillstånd för år 1860 jämföras med dagens tillstånd och den ph förändring som har beräknats med tabell 6.1. Om det saknas en modellering av MAGIC för en ytvattenförekomst ska försur ningspåverkan klassificeras från en likvärdig ytvattenförekomst i det webbaserade verktyget MAGIC - bibliotek Särskilda förorenande ämnen i sj öar och vattendrag 7.1 Klassificering 1 K lassificer ing av särskilda förorenande ämnen ska göras för de ämnen angivna i tabell 1 som s läpps ut i betydande mängd i ytvatten förekomsten, eller i betydande mängd tillförs på annat sätt. Vid klassificering ska de värden för respektive ämne användas som anges i samma tabell. Kvalitetsfaktorn särskilda förorenande ämnen ska klassificeras som god status om övervakningsresultat visar att värdet angivet i tabell 1 för det aktuella ämnet inte överskrids vid någon övervakningsstation och med måttlig status om värdet överskrids. För det fall vattenmyndigheten identifierar ytterligare ämnen som släpps ut i betydande mängd i en ytvattenförekomst, eller tillförs i betydande mängd på annat sätt, ska detta rapporteras till Havs - och vattenmyndigheten för ställningstagande till om dessa ska föras in i tabell Bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen i inlandsyt v atten 2. 3 Värdena för vatten uttrycks i tabell 1 som totala koncentrationer i hela vattenprovet, med undantag för koppar, zink, krom, arsenik, silver och uran; dessa avser upplöst koncentration, det vill säga den upplösta fasen i ett vattenprov som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 µm - filter, eller motsvarande förbehandlin g. För metallerna koppar och zink avses biotillgänglig 4 koncentration. Vattenmyndigheten får därför ta hänsyn till vattnets hårdhet, dess ph - värde, löst organiskt kol eller andra parametrar för vattenkvalitet som påverkar dessa ämnens 56 1 Senaste lydelse HVMFS 2015 : 4. 2 Inlandsytvatten omfattar vattendrag och sjöar och därmed sammanhängande konstgjorda eller kraftigt modifierade ytvattenförekomster. 3 Införd genom HVMFS 2015:4. 4 Med biotillgänglig avses här den del av den lösta halten som beräknas tas upp av vattenlevande organismer.

59 biotillgänglighet i v atten. De biotillgängliga koncentrationerna ska i så fall HVMFS 2018:xx fastställas med hjälp av lämpliga modeller för biotillgänglighet. För arsenik, sulfat, uran och zink samt koppar i sediment och årsmedelvärde för nitrat är värdena framtagna för att hänsyn ska tas till naturlig bakgrund, om den naturliga bakgrunden hindrar efterlevnad av värde na i tabell 1. Värdena för sediment avser sediment med 5 % organiskt kol. Vid avvikande kolhalt hos sedimentet multipliceras analyserad koncentration med [5/(aktuell organisk kolhalt i %)] före jäm förelsen med värdet i tabell 1. Tabell 1. 1 Bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen i inlandsytvatten. För vatten (årsmedelvärden och maximal tillåten koncentration) avses enheten µg/l, för sediment enheten µg/kg torrvikt och för biota enheten µ g /kg våtvikt. Värden för biota avser fisk om inget annat anges. Ämne God status CAS ( 1 ) Årsmedelv ärde ( 2 ) Maximal tillåten koncentrat ion ( 3 ) Ammoniak (NH3- N) ( 4 ) ,0 6,8 Arsenik och ,50 7,9 arsenikföreningar Bentazon Bisfenol A ,6 2,7 Bronopol ,7 C14-17 kloralkaner, MCCP Ciprofloxacin ,1 Dekametylcyklopentasil oxan, D5 Diflufenikan ,01 Diklofenak ,1 Diklorprop - P alfa - etinylöstradiol , Glyfosat Imidakloprid ,005 Kloridazon Koppar och ,5 b io - kopparföreningar tillgängligt Krom och ; 3,4 kromföreningar ; ; ; MCPA Mekoprop & M ekoprop & 20 P Metribuzin ,08 Metsulfuronmetyl ,02 Sediment Biota Tabellen har änd r a t s avseende ämnen c iprofloxacin, d ekametylcyklopentasiloxan, D5, i midakloprid, k oppar och kopparföreningar, n itrat (NO 3- N), o ktametylcyklotetrasiloxan, D4, p oly - och p erfluorerade alkylsubstanser, PFAS11, s ilver och silverföreningar och sul fat. 57

60 HVMFS 2018:xx Ämne God status CAS ( 1 ) Årsmedelv ärde ( 2 ) Maximal tillåten koncentrat ion ( 3 ) Nitrat (NO 3- N) Sediment Biota Nonylfenoletox i later( 5 ) 0,3 NP - TEQ Oktametylcyklotetrasilox an, D4 P olyklorerade bifenyler, PCB, ej dioxinlika ( 6 ) 125 P oly - och p erfluorerade ( 8 ) 0,09 alkylsubstanser, PFAS11 ( 7 ) Pirimikarb ,09 Silver och ,01 0,02 silverföreningar Sulfat Sulfusulfuron ,05 Triklosan ,1 Uran ,17 8,6 Zink ,5 bio - tillgängligt 17 - beta - östradiol ,0004 (1) CAS: Chemical Abstracts Service. Avser kemiskt identifieringsnummer. (2) Denna parameter är ett värde uttryckt som ett medelvärde på årsnivå. ( 3 ) Denna parameter är ett värde uttryckt som maximal tillåten koncentration, uppmätt vid ett enskilt mättillfälle. Vattenmyndigheterna får, i enlighet med förfarande uttryckt i bilaga I del B punkt 2 stycke 2 i direktiv 2008/105/EG, dock tillämpa statistiska metoder för bedömning av efterlevnaden av dessa värden. ( 4 ) Halt a mmoniak, uttryckt som ammoniakkväve (NH3- N), beräknas utifrån halt ammoniumkväve (NH4- N), temperatur och ph: Halt NH3 - N = fraktion NH3 - N * halt NH4 - N Fraktion NH3 - N = 1/(10^(pKa - ph)+1) pka = 0, ,92 / T (T = temperatur uttryckt i Kelvin). ( 5 ) T otal koncentration nonylfenol (NP) och NP - ekvivalenter beräknas enligt följande formel: Total koncentration = (Cx * TEF). TEF - värden: NP = 1; NP1 EO = 0,5; NP2EO = 0,5; NPnEO (3 >=n<=8) = 0,5; NPnEO (n >= 9) = 0,005; NP1 EC = 0,005; NP2EC = 0,005. (6) Kongener CB 28, 52, 101, 138, 153 och 180. Värdet avser muskel av fisk. För diadroma fiskarter, d et vill säga fiskarter som vand rar mellan havs - och inlandsvatten under sin livscykel, används istället värdet som anges i tabell 1 i bilaga 5, avsnitt 4.2. För ål används istället värdet 300 µg /kg. (7) Värdet avser vattenförekomster som används för uttag av vatten som är avsett att använda som dricksvatten. (8) Summan av följande kongener: Perfluorbutansulfonat (PFBS) ; Perfluorhexansulfonat (PFHxS) ; Fluortelomersulfonat (6:2 FTS) ; Perfluorbutanoat (PFBA) ; Perfluorpentanoat (PFPeA) ; Perfluorhexanoat (PFHxA) ; Perfluorheptanoat (PFHpA) ; Perfluoroktanoat (PFOA) ; Perfluornonanoat (PFNA) ; Perfluordekanoat (PFDA)

61 Bilaga 3 BILAGA 3: BEDÖMNINGSGRUNDER FÖR HYDROMORFOLOGISKA KVALITETSFAKTORER I SJÖAR, VATTENDRAG, KUSTVATTEN OCH VATTEN I ÖVERGÅNGSZON HVMFS 2018:xx Volymsavvikelse i vattendrag Beskrivning 1 Volymsavvikelse i vattendrag beskrivs som den genomsnittliga volymsavvikelsen i yt vattenförekomstens vattenföring mellan den nuvarande reglerade flödesregimen och den naturliga flödesregimen. Tidsseriernas upplösning kan antingen vara medelvärden per timme eller per dygn. Naturlig vattenföring beräknas g enom rekonstruktion av oreglerade naturliga förhållanden för samma tidsperiod och upplösning som den reglerade vattenföringen. Volymsavvikelsen ska beräknas enligt följande: där QRi är de n reglerade vattenföringen vid tidssteget i och QNi är den naturliga vattenföringen vid samma tidssteg. ABS motsvarar absoluttalet. är medelvärdet av den naturliga vattenföringen för hela tidsserien, d. v. s. den naturliga medelvattenföringen. Den tidserie som används för att beräkna dygnsvattenföringen bör representera de senaste 10 åren eller kortare, dock minst 1 år, om förändringar i regleringen har införts inom den senaste 10 - årsperioden Avvikelse i f lödets förändringstakt i vattendrag B e skrivning 2 Parametern f lödets förändringstakt mäter hur regleringar påverkar flödesvariationer på den korta tidsskalan. Parametern uttrycks i procent och jämför flödesvariationer i två tidsserier som beskriver reglerad respektive oreglerad vattenföring. Tidsseriernas upplösning kan antingen vara medelvärden per timme eller per dygn. Naturlig vattenföring beräknas genom rekonstruktion av oreglera de naturliga förhållanden för samma tidsperiod och upplösning som den reglerade vattenföringen. Avv ikelsen i flödets förändringstakt beräknas enligt: Ú Ú 1 Senaste lydelse HVMFS 2016:31. 2 Senaste lydelse HVMFS 2016:31. 59

62 HVMFS 2018:xx där QRi - 1 är de n reglerade vattenföringen under föregående tidssteg, QRi är de n reglerade vattenföringen under de t aktuella tidssteget, QNi - 1 är den naturliga vattenföringen under föregående tidssteg och QNi är de n naturliga vattenföringen under de t aktuella tidssteget. Observera att beräkningen av flödets förändringstakt kan resultera i antingen negativa eller positiva tal. Ett negativt tal innebär att regleringarna minskat flödets förändringstakt, medan ett positivt tal innebär att regleringarna ökat flödets förändringstakt. De tidserie r som används för att beräkna parametern bör representera de senaste 10 åren eller kortare, dock minst 1 år, om förändringar i regleringen har införts inom den senaste 10 - årsperioden

63 BILAGA 4: BEDÖMNINGSGRUNDER FÖR BIOLOGISKA KVALITETSFAKTORER I KUSTVATTEN OCH VATTEN I ÖVERGÅNGSZON Bilaga 4 HVMFS 2018:xx Växtplankton i kustvatten och vatten i övergångszon 3.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Växtplankton i kustvatten och vatten i övergångszon ska klassificeras utifrån parametrarna biomassa av växtplankton, uttryckt som biovolym, och klorofyll a. Parametrarna ska vägas samman enligt avsni tt Om data saknas för någon av parametrarna ska klassificeringen baseras på den kvarvarande parametern. Klassgränserna i tabell ska användas vid klassificering av respektive parameter Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för växtplankton i kustvatten och vatten i övergångszon ska kunna tillämpas ska underlagsdata ha insamlats med vedertagna provtagningsmetoder, provtagning ha skett minst två gånger per år under perioden juli - augusti för Östersjön och tre gånger per år under perioden juni - augusti för Västerhavet, data från minst tre år under den senaste sexårsperioden användas, och biovolymdata beräknas enligt de storleksklasser som tillhandahålls av datavärd. Klassificering av växtplanktons biovolym ska baseras på d ata från integrerat prov (med slang eller som ett samlingsprov taget med vattenhämtare på olika djup) i ytskiktet (0-10 m). Om vattendjupet är <12 m, ska klassificeringen baseras på data insamlade med vattenhämtare från 0,5 m. Om annat djupintervall har an vänts, ska värdet räknas om till att gälla 0-10 m. Klassificering av klorofyll ska baseras på data från samma djup som biovolymproverna för Västerhavet (typ 1-7 och 25) och Bottniska viken (typ 16-23). För Egentliga Östersjön (typ 8-15 och 24) ska status k lassificeras baserat på data från 0,5 m djup. Prover från andra djup kan räknas om så att de motsvarar ovan angivet djup och djupintervall. För typ 8, 12, 13 och 24 finns referensvärden för biovolym och klorofyll a fastställda enbart för det yttre kustområ det. Då referensvärdet är salthaltsberoende ska klassgränsen för respektive ytvattenförekomst inom ovan nämnda typer korrigeras utifrån uppmätt salthalt enligt avsnitt innan klassificering Biovolym och klorofyll a Klassificering 1. För alla typer utom 8, 12, 13 och 24 ska den ekologiska kvalitetskvoten (EK) beräknas för varje enskilt prov utifrån referensvärden i tabell , enligt EK= (Referensvärde)/(Observerat värde). För typ 8, 12, 13 och 24 beräknas EK för varje enskilt prov ut ifrån salthalts - korrigerade referensvärden (se detaljerad beskrivning i avsnitt , A - D). 61

64 HVMFS 2018:xx 2. Medelvärde av EK beräknas för varje år och provtagningsstation. 3. Medelvärde av EK beräknas för varje år och ytvattenförekomst utifrån representativa statione r. 4. Medelvärde av EK för ytvattenförekomsten beräknas på data från minst tre år från den senaste sexårsperioden. 5. Statusklassificerin görs genom att flerårsmedelvärdet av EK jämförs med de i tabell angivna EK - klassgränserna. 6. Om EK beräknats för både biovolym och klorofyll vägs EK samman enligt beskrivning i avsnitt för slutlig statusklassificering. --- Tabell Referensvärden (Rv) och klassgränser (HG, GM, MO, OD) för EK för sommarhalter av klorofyll a (µg/l). Grå markering anger att referensvärdena ska korrigeras utifrån observerad salthalt före beräkning av EK och jämförelse av dessa med EK - klassgränserna. Klorofyll a (µg /l) Klorofyll a EK Ty p Rv HG GM MO OD Västerhavet 1n 1,15 0,76 0,62 0,35 0,19 1s 1,6 0,76 0,57 0,35 0,2 2 1,37 0,79 0,53 0,34 0,23 3 0,99 0,79 0,63 0,31 0, ,8 0,86 0,67 0,44 0,28 4 1,0 0,83 0,67 0,33 0,17 5 0,99 0,83 0,67 0,33 0,17 6 0,94 0,82 0,59 0,37 0,18 Eg Östersjön 7 1,3 0,8 0,67 0,35 0,15 8 1,4 0,8 0,67 0,35 0,15 9 1,3 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0, ,4 0,8 0,67 0,35 0,15 Bottenhavet 16 1,4 0,78 0,61 0,33 0, ,2 0,8 0,6 0,32 0, ,4 0,78 0,61 0,33 0, ,2 0,8 0,6 0,32 0,14 Bottenviken 20 1,3 0,72 0,57 0,28 0, ,2 0,75 0,58 0,30 0, ,2 0,67 0,52 0,28 0, Reviderad tabell 3.4.

65 23 1,1 0,73 0,55 0,3 0,13 HVMFS 2018:xx 63

66 HVMFS 2018:xx Bilaga 5 BILAGA 5: BEDÖMNINGSGRUNDER FÖR FYSIKALISK - KEMISKA KVALITETSFAKTORER I KUSTVATTEN OCH VATTEN I ÖVERGÅNGSZON 1 Siktdjup i kustvatten och vatten i övergångzon Krav på underlagsdata Klassificering av siktdjup i kustvatten och vatten i övergångszon ska baseras på data från månatliga mätningar sommartid (juni- augusti) under en treårsperiod. Provtagning ska ha utförts enligt HELCOM:s COMBINE Manual. Klassgränserna för siktdjup i tabell 1.1 ska användas vid klassificering av status för siktdjup i kustvatten och vatten i övergångszon. För typ 8, 12, 13 och 24 finns referensvärden för siktdjup fastställda för det yttre kustområde t. Då referensvärdet är salthaltsberoende ska klassgränsen för respektive ytvattenförekomst inom ovan nämnda typer korrigeras utifrån observerad salthalt (0-10 m) enligt bilaga 4, avsnitt innan klassificering. För detaljerad beskrivning av salthaltsk orrigering se bilaga 4 avsnitt Näringsämnen i kustvatten och vatten i övergångzon 2.1 Kvalitetsfaktor och ingående parametrar Status för fosfor och kväve beräknas på samma sätt. Fosfor och kväve i kustvatten och vatten i överg ångszon ska klassificeras utifrån klassgränserna i tabell för vinterhalter av totalkväve (tot- N), totalfosfor (tot- P), löst oorganiskt kväve (NO3- N + NO2 - N + NH4 - N) och löst oorganiskt fosfor (PO4- P ) samt sommarhalter av totalkväve och totalfosfor i tabell F ör kväve ingår parametrarna v interhalter av totalkväve (TN) och löst oorganiskt kväve (NO3- N + NO2 - N + NH4 - N) samt sommarhalter av totalkväve F ör fosfor ingår parametrarna v interhalter av totalfosfor (TP) och löst oorganiskt fosfor (PO4- P ) samt sommarhalter totalfosfor. Sammanvägning av parametrarna till status för fosfor respektive kväve ska ske, baserat på minst treårsmedelvärde.. Därefter ska en sammanvägning av kvalitetsfaktorn näringsämnen ske enli gt avsnitt Totalkväve, totalfosfor, löst oorganiskt kväve, löst oorganiskt fosfor Klassificering av EK - kvot per parameter 1. Från varje mättillfälle beräknas ett observationsmedelvärde för prover tagna på diskreta djup i ytlagret (0-10 eller 0 till djupet för språngskiktet). 64

67 2. D en ekologiska kvalitetskvoten (EK) beräknas enligt följande ekvation: HVMFS 2018:xx För Västerhavets typer 1-6 samt 25 beräknas medelvärdet av halterna för DIN respektive DIP i ytlagret (0-10 m) för varje mättillfälle. Data från det mättillfälle som har det högsta medelvärdet av DIN används för att klassificera DIN och TotN. Data från d et mättillfälle som har det högsta medelvärdet av DIP använd s för att klassificera DIP och t ot - P. 3. Medelvärdet av EK för varje parameter och ytvattenförekomst beräknas för varje år. 4. Medelvärdet av EK för varje parameter och ytvattenförekomst beräkn as för minst en treårsperiod. 5. Statusklassificering för respektive parameter görs genom att medelvärdet av EK jämförs med de angivna EK - klassgränserna i tabell EK vägs samman för ingående parametrar enligt beskrivning i avsnitt för slutlig statusklassificering Sammanvägning av näringsämnen Steg 1 Sammanvägningen ska baseras på statusklasserna för vintervärden av DIN, DIP, tot - N, tot - P samt statusklasserna för sommarvärden av tot - N, tot - P. Statusklasserna ges ett numeriskt värde enligt tabell 2.1. För varje parameter beräknas ett viktat klassvärde genom formel 2.1 innan sammanvägningen görs enligt steg 2. Tabell 2.1. Statusklassernas indelning i numeriska värden. Status Numeriskt värde Hög status 4-4,99 God status 3-3,99 Måttlig status 2-2,99 Otillfredsställande status 1-1,99 Dålig status 0-0,99 Den numeriska klassen (Nklass) beräknas för respektive parameter för aktuellt EK - klassintervall (EKnedre EKövre) enligt formel 2.1. (Nklass) = (Nnedre) + (EKberäknat- EKnedre)/(EKövre - EKnedre) Formel 2.1. (N klass) = viktat statusklassvärde för varje parameter. Nnedre= första siffran (heltal) i de numeriska värdena för statusklassen enligt tabell 2.1. EK beräknat= beräknat EKvärde från klassificeringen. EK nedre och EK övre = EK för nedre och övre klassgräns för motsvarande klass, hämtas från tabell nedan. EKnedreför dålig status = 0 och EKövre för hög status = 1. Steg 2 65

68 HVMFS 2018:xx Ett medelvärde av de numeriska klassningarna (Nklass) beräknas,för kväve fr ån DIN ochtot - N under vintern och för tot - N under sommaren samt för fosfor ifrån DIP ochtot - P under vintern och för tot - P under sommaren. Statusklassificeringen avgörs av medelvärdet för den numeriska klassningen enligt tabell 2.1. Steg 3 För ett statusvärde för kvalitetsfaktorn näringsämnen beräknas därefter ett medelvärde av statusen för kväve och fosfor Referensvärden och klassgränser I tabell anges de olika typernas salthaltsberoende referensvärden och klassgränser för respektive näringsämne. I tabellerna framgår vilken parameter, tidsperiod, djupintervall och typ som avses. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. Efte rsom salthalt bestämd med konduktivitetssensor inte är definierad för salthalt < 2 psu ska ett konstant referensvärde använd as för alla salthalter 2 psu. Referensvärdet för salthalter 2 psu sätts till det referensvärde som ekvatione r enligt tabeller ger vid salthalt 2 psu Totalkväve vinter Tabell Referensvärden och klassgränser för tot - N vinter. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. Tot alkväve, Vinter Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0, 150*s+23,1 EK 1 0,88 0,79 0,6 0,43 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 23,1 26,2 29,2 38,4 53, ,1 21,6 24,1 31,6 44,2 Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0, 659*s+30,2 EK 1 0,88 0,79 0,6 0,43 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 30,2 34,3 38,2 50,3 70, ,0 19,3 21,5 28,3 39,5 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+17,0 1 Ny tabell

69 EK 1 0,89 0,77 0,61 0,43 HVMFS 2018:xx Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 17,0 19,1 22,1 27,9 39, ,0 19,1 22,1 27,9 39,5 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 6,516 *s+ 62,6 EK 1 0, 91 0, 84 0, 67 0, 50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 62,6 68,8 74,5 93,4 125,2 7 17,0 18,7 20,2 25,3 34,0 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 5,337 *s+ 54,4 EK 1 0, 91 0, 84 0, 67 0, 50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 54,4 59,7 64,7 81,1 108,7 7 17,0 18,6 20,2 25,3 34,0 Typ 10, 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+17,0 EK 1 0, 89 0,85 0,65 0,50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 17,0 19,1 20,0 26,2 34,0 7 17,0 19,1 20,0 26,2 34,0 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 4,555 *s+ 44,3 EK 1 0,91 0,83 0,66 0,50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 44,3 48,7 53,4 67,2 88,7 6 17,0 18,7 20,5 25,8 34,0 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,942 *s+ 34,6 EK 1 0,93 0,85 0,68 0,51 67

70 HVMFS 2018:xx Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 34,6 37,3 40,8 51,0 67,9 6 16,9 18,3 20,0 25,0 33,3 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,264 *s+ 29,3 EK 1 0,93 0,85 0,68 0,51 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 29,3 31,5 34,5 43,1 57,5 5 18,0 19,3 21,2 26,5 35,3 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,040 *s+ 17,8 EK 1 0,91 0,83 0,66 0,50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 17,8 19,6 21,4 27,0 35,6 5 18,0 19,8 21,6 27,3 36,0 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,170 *s+ 18,9 EK 1 0,91 0,83 0,67 0,50 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 18,9 20,7 22,7 28,1 37,7 5 18,0 19,8 21,7 26,8 36,0 Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,590 *s+ 19,8 EK 1 0,93 0,85 0,68 0,51 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 19,8 21,3 23,3 29,1 38,8 3 18,0 19,4 21,2 26,5 35, DIN Löst organiskt kväve Tabell Referensvärden och klassgränser för DIN (NO 3 + NO 2 + NH 4) vintertid. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. 1 Ny tabell

71 DIN, Vinter HVMFS 2018:xx Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0, 096*s+8,6 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 8,6 10,7 12,8 19,5 29,7 27 6,0 7,5 8,9 13,6 20,7 Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0, 445*s+12,6 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 12,6 15,7 18,8 28,6 43,4 20 3,7 4,6 5,5 8,4 12,7 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+2,3 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 2,3 2,9 3,4 5,2 7,9 20 2,3 2,9 3,4 5,2 7,9 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 6,371*s+46,9 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 46,9 58,6 70,0 106,6 161,7 7 2,3 2,9 3,4 5,2 7,9 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 3,700*s+27,9 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 27,9 34,9 41,6 63,4 96,2 7 2,0 2,5 2,9 4,5 6,9 69

72 HVMFS 2018:xx Typ 10 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+2,0 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 2,0 2,5 3,0 4,5 6,9 7 2,0 2,5 3,0 4,5 6,9 Typ 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+1,9 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 1,9 2,4 2,8 4,3 6,6 7 1,9 2,4 2,8 4,3 6,6 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,483*s+16,9 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 16,9 21,1 25,2 38,4 58,3 6 2,0 2,5 3,0 4,5 6,9 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,383*s+16,3 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 16,3 20,4 24,3 37,0 56,2 6 2,0 2,5 3,0 4,5 6,9 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 1,280*s+8,4 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 8,4 10,5 12,5 19,1 29,0 5 2,0 2,5 3,0 4,6 6,9 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig 70

73 Ekvation för referensvärde 0,800*s+6,0 HVMFS 2018:xx EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 6,0 7,5 9,0 13,6 20,7 5 2,0 2,5 3,0 4,5 6,9 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,640*s+5,9 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 5,9 7,4 8,8 13,4 20,3 5 2,7 3,4 4,0 6,1 9,3 Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,933*s+6,3 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 6,3 7,9 9,4 14,3 21,7 3 3,5 4,4 5,2 7,9 12, Totalfosfor vinter Tabell Referensvärden och klassgränser för tot - P vinter. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. Totalfosfor, Vinter Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,011*s+0,40 EK 1 0,85 0,74 0,53 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,40 0,47 0,54 0,75 1, ,70 0,82 0,95 1,32 1,95 Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,011*s+0,48 EK 1 0,87 0,78 0,58 0,41 1 Ny tabell

74 HVMFS 2018:xx Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,48 0,55 0,62 0,83 1, ,70 0,81 0,90 1,21 1,71 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,017*s+0,37 EK 1 0,88 0,78 0,58 0,41 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 0,49 0,55 0,62 0,83 1, ,71 0,80 0,89 1,21 1,71 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,076*s+1,03 EK 1 0,82 0,69 0,47 0,31 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 1,03 1,26 1,49 2,19 3,32 7 0,50 0,62 0,72 1,06 1,61 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,040*s+0,78 EK 1 0,82 0,69 0,47 0,31 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,78 0,95 1,13 1,66 2,52 7 0,50 0,61 0,72 1,06 1,62 Typ 10 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,40 EK 1 0,8 0,68 0,45 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,40 0,50 0,59 0,89 1,38 7 0,40 0,50 0,59 0,89 1,38 Typ 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,40 EK 1 0,8 0,68 0,45 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 72

75 0 0,40 0,50 0,59 0,89 1,38 HVMFS 2018:xx 7 0,40 0,50 0,59 0,89 1,38 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,107*s+1,04 EK 1 0,8 0,66 0,43 0,28 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 1,04 1,30 1,58 2,42 3,71 6 0,40 0,50 0,61 0,93 1,42 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,042*s+0,65 EK 1 0,8 0,66 0,43 0,28 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,65 0,81 0,98 1,51 2,32 6 0,40 0,50 0,60 0,93 1,43 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,010*s+0,45 EK 1 0,83 0,71 0,51 0,34 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,45 0,54 0,63 0,88 1,32 5 0,40 0,48 0,56 0,78 1,18 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,026*s+0,27 EK 1 0,83 0,71 0,51 0,34 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,27 0,33 0,38 0,53 0,79 5 0,40 0,48 0,56 0,79 1,17 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,006*s+0,33 EK 1 0,78 0,64 0,42 0,26 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,33 0,42 0,52 0,79 1,27 5 0,30 0,38 0,48 0,72 1,16 73

76 HVMFS 2018:xx Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,047*s+0,34 EK 1 0,78 0,64 0,42 0,26 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,34 0,44 0,53 0,81 1,31 3 0,20 0,26 0,31 0,48 0, DIP - Löst oorganiskt fosfor Tabell Referensvärden och klassgränser för DIP (PO 4) vinter. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. DIP, Vinter Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,011*s+0,19 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,19 0,24 0,28 0,43 0, ,49 0,62 0,74 1,13 1,74 Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,010*s+0,20 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,20 0,25 0,30 0,45 0, ,40 0,51 0,60 0,91 1,37 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,011*s+0,18 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 0,26 0,33 0,38 0,59 0, ,40 0,51 0,59 0,92 1,37 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig 1 Ny tabell

77 Ekvation för referensvärde - 0,007*s+0,32 HVMFS 2018:xx EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,32 0,40 0,48 0,73 1,10 7 0,27 0,34 0,40 0,62 0,93 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,009*s+0,19 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,19 0,24 0,28 0,43 0,66 7 0,25 0,32 0,37 0,56 0,87 Typ 10 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,25 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,25 0,31 0,37 0,57 0,86 7 0,25 0,31 0,37 0,57 0,86 Typ 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,20 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,20 0,25 0,30 0,45 0,69 7 0,20 0,25 0,30 0,45 0,69 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,015*s+0,34 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,34 0,42 0,51 0,77 1,17 6 0,25 0,31 0,38 0,57 0,86 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,003*s+0,23 75

78 HVMFS 2018:xx EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,23 0,29 0,34 0,52 0,79 6 0,25 0,31 0,37 0,57 0,86 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,014*s+0,13 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,13 0,16 0,19 0,30 0,45 5 0,20 0,24 0,30 0,46 0,69 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,024*s+0,08 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,08 0,10 0,12 0,18 0,28 5 0,20 0,25 0,30 0,46 0,70 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,008*s+0,11 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,11 0,14 0,16 0,25 0,38 5 0,15 0,19 0,22 0,34 0,52 Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,10 EK 1 0,8 0,67 0,44 0,29 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0,10 0,12 0,15 0,23 0,34 3 0,10 0,12 0,15 0,23 0,34 76

79 Totalkväve sommar HVMFS 2018:xx Tabell Referensvärden och klassgränser för tot - N sommar. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. Totalkväve, sommar Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,158*s+14,3 EK 1 0,88 0,79 0,6 0,43 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 14,3 16,2 18,1 23,8 33, ,0 11,3 12,7 16,7 23,3 Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,473*s+21,5 EK 1 0,87 0,77 0,57 0,4 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 21,5 24,7 27,9 37,7 53, ,0 13,8 15,6 21,1 30,0 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,250*s+17,0 EK 1 0,87 0,77 0,57 0,4 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 15,2 17,5 19,8 26,7 38, ,0 13,8 15,6 21,0 30,0 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,856*s+35,0 EK 1 0,86 0,77 0,55 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 35,0 40,7 45,4 63,6 92,1 7 15,0 17,5 19,4 27,3 39,5 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,679*s+33,8 1 Ny tabell

80 HVMFS 2018:xx EK 1 0,86 0,77 0,55 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 33,8 39,2 43,8 61,4 88,8 7 15,0 17,4 19,4 27,3 39,5 Typ 10 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+15,0 EK 1 0,88 0,79 0,56 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 15,0 17,0 19,0 26,8 39,5 7 15,0 17,0 19,0 26,8 39,5 Typ 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+15,0 EK 1 0,88 0,79 0,56 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 15,0 17,0 19,0 26,8 39,5 7 15,0 17,0 19,0 26,8 39,5 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 2,775*s+31,6 EK 1 0,87 0,78 0,56 0,39 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 31,6 36,4 40,6 56,5 81,2 6 15,0 17,3 19,3 26,8 38,5 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 1,483*s+23,9 EK 1 0,87 0,78 0,56 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 23,9 27,5 30,6 42,7 62,9 6 15,0 17,3 19,2 26,8 39,5 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,870*s+20,4 EK 1 0,86 0,76 0,56 0,39 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 78

81 0 20,4 23,7 26,8 36,3 52,2 HVMFS 2018:xx 5 16,0 18,6 21,1 28,5 41,0 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,042*s+16,2 EK 1 0,85 0,75 0,55 0,38 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 16,2 19,1 21,6 29,5 42,7 5 16,0 18,9 21,3 29,1 42,1 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,164*s+15,2 EK 1 0,88 0,78 0,57 0,39 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 15,2 17,2 19,5 26,6 38,9 5 16,0 18,1 20,6 28,0 41,0 Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,060*s+17,2 EK 1 0,86 0,76 0,55 0,39 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 17,2 20,0 22,6 31,2 44,1 3 17,0 19,8 22,4 30,9 43, Totalfosfor sommar Tabell Referensvärden och klassgränser för tot - P sommar. Värdena som presenteras för varje salthaltsintervall är koncentrationer angivna i µmol/l. S althalt = uppmätt salthalt i psu. Totalfosfor, sommar Typ 1n, 2, 3 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,004*s+0,28 EK 1 0,83 0,71 0,50 0,33 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 28 0, 34 0, 39 0, 56 0, , 39 0, 48 0, 55 0, 80 1, 20 1 Ny tabell

82 HVMFS 2018:xx Typ 1s, 4, 25 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,004*s+0,32 EK 1 0,83 0,71 0,50 0,33 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 32 0, 39 0, 45 0, 64 0, , 40 0, 49 0, 57 0, 80 1, 21 Typ 5, 6 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,008*s+0,23 EK 1 0,82 0,71 0,50 0,33 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 7 0, 29 0, 35 0, 41 0, 59 0, , 39 0, 48 0, 57 0, 81 1, 21 Typ 7 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,046*s+0,62 EK 1 0,85 0,74 0,53 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 62 0, 73 0, 84 1, 17 1, , 30 0, 35 0, 41 0, 57 0, 83 Typ 8, 9 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,009*s+0,36 EK 1 0,85 0,74 0,53 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 36 0, 42 0, 49 0, 68 1, , 30 0, 35 0, 41 0, 57 0, 83 Typ 10 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,30 EK 1 0,86 0,73 0,54 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 30 0, 35 0, 41 0, 56 0, , 30 0, 35 0, 41 0, 56 0, 83 Typ 11 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig 80

83 Ekvation för referensvärde 0,000*s+0,30 HVMFS 2018:xx EK 1 0,86 0,73 0,54 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 30 0, 35 0, 41 0, 56 0, , 30 0, 35 0, 41 0, 56 0, 83 Typ 12s, 13, 14 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,075*s+0,75 EK 1 0,86 0,74 0,54 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 75 0, 87 1, 01 1, 39 2, , 30 0, 35 0, 40 0, 56 0, 83 Typ 12n, 15, 24 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,033*s+0,50 EK 1 0,86 0,74 0,54 0,36 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 50 0, 58 0, 68 0, 93 1, , 30 0, 35 0, 41 0, 56 0, 83 Typ 16, 17 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,028*s+0,39 EK 1 0,84 0,72 0,51 0,34 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 39 0, 46 0, 54 0, 76 1, , 25 0, 30 0, 35 0, 48 0, 74 Typ 18, 19 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde 0,004*s+0,23 EK 1 0,83 0,70 0,48 0,31 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 23 0, 28 0, 33 0, 48 0, , 25 0, 31 0, 36 0, 52 0, 80 Typ 20, 21 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för - 0,014*s+0,27 81

84 HVMFS 2018:xx referensvärde EK 1 0,81 0,69 0,47 0,31 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 27 0, 33 0, 39 0, 57 0, , 20 0, 24 0, 29 0, 42 0, 65 Typ 22, 23 Referens Hög/God God/Måttlig Måttlig/Otillf. Otillf./Dålig Ekvation för referensvärde - 0,073*s+0,37 EK 1 0,83 0,69 0,47 0,31 Salthaltsintervall Koncentrationer i µmol/l 0 0, 37 0, 45 0, 54 0, 79 1, , 15 0, 19 0, 22 0, 32 0, 48 3 Syrebalans i kustvatten och vatten i övergångzon 3.1 Kvalitetsfaktor Syrebalans i sjöar ska klassificeras enligt avsnitt 3.3 och utifrån klassgränserna i tabell 3.1, 3.2 och Krav på underlagsdata För att bedömningsgrunden för syrebalans i kustvatten och vatten i övergångszon ska kunna tillämpas ska syrgashalterna ha mätts månadsvis, provtagning ha skett i den djupaste delen av ytvattenförekomsten i en profil från ytan till botten på följande standarddjup: 0 m, 5 m, 10 m, 15 m, 20 m, 30 m, 40 m. osv. med det djupaste provet taget mindre än en meter ovanför botten. Vid grunda stationer (med ett bot tendjup understigande 10 m) ska en finare djupindelning (ex. 2,5 m) användas, provtagning vara utfört enligt HELCOM:s COMBINE Manual och analys ske genom jodometrisk titrering (SS- EN 25813) eller genom mätning med syresensor ( elektrod) av ackrediterat laboratorium Särskilda förorenande ämnen i kustvatten och vatten i övergångszon 4.1 Klassificering 1 K lassificer ing av särskilda förorenande ämnen ska göras för de ämnen angivna i tabell 1 som s läpps ut i betydande mängd i ytvatten förekomsten, eller i betydande mängd tillförs på annat sätt. Vid klassificering ska de värden för respektive ämne användas som anges i samma tabell Senaste lydelse HVMFS 2013:19.

85 Kvalitetsfaktorn särskilda förorenande ämnen ska klassificeras som god status HVMFS 2018:xx om övervakningsresultat visar att värdet angivet i tabell 1 för det aktuella ämnet inte överskrids vid någon övervakningsstation och med måttlig status om värdet överskrids. För det fall vattenmyndigheten identifierar ytterligare ämnen som släpps ut i betydande mängd i en ytvattenförekomst, eller tillförs i betydande mängd på annat sätt ska detta rapporteras till Havs - och vattenmyndigheten för ställningstagande till om dessa ska föras in i tabell Bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen i kustvatten och v atten i övergångszon. 1 Värdena för vatten uttrycks i tabell 1 som totala koncentrationer i hela vattenprovet, med undantag för koppar, zink, krom, arsenik, silver och uran; dessa avser upplöst koncentration, det vill säga den upplösta fasen i ett vattenprov som erhållits genom filtrering genom ett 0,45 µm - filter, eller motsvarande förbehandling. För koppar avses biotillgänglig koncentration. För arsenik, ur an och zink samt koppar i sediment o ch år smedelvärdet för nitrat är värdena framtagna för att hänsyn ska tas till naturlig bakgrund, om den naturliga bakgrunden hindrar efterlevnad av värde na i tabell 1. Värdena för sediment avser sediment med 5 % organiskt kol. Vid avvikande kolhalt hos sedimentet multipliceras analyserad koncentration med [5/(aktuell organisk kolhalt i %)] före jämförelsen med värdet i tabell 1. I det fall värden saknas för kustvatten och vatten i övergångszon kan värdet för inlandsytvatten i bilaga 2 tabell 1 anvä ndas även för dessa. Tabell 1. 2 Bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen i kustvatten och vatten i övergångszon. För vatten (årsmedelvärden och maximal tillåten koncentration) avses enheten µg/l, för sediment enheten µg/kg torrvikt och för biota enheten µg/kg våtvikt. Värden för biota avser fisk om inget annat anges. Ämne God status CAS ( 1 ) Årsme delvär de ( 2 ) Ammoniak (NH3- N) ,66 5,7 ( 4 ) 7 Arsenik och ,55 1,1 arsenikföreningar 2 Bentazon Bisfenol A ,11 Maximal tillåten koncentr ation ( 3 ) Sedimen t Biota Bronopol ,3 C14-17 kloralkaner, MCCP ,2 Ciprofloxacin ,1 Dekametylcyklopentas iloxan, D Senaste lydelse HVMFS 2015:4, ändringen avser fotnot 5 till tabell 1. 2 Tabellen har änd r a t s avseende ämnen c iprofloxacin, d ekametylcyklopentasiloxan, D5, i midakloprid, k oppar och kopparföreningar, n itrat (NO 3- N), o ktametylcyklotetrasiloxan, D4, p oly - och p erfluorerade alkylsubstanser, PFAS11 och s ilver och silverföreningar. 83

86 HVMFS 2018:xx Ämne God status CAS ( 1 ) Årsme delvär de ( 2 ) Diflufenikan Diklofenak , Diklorprop - P alfa - etinylöstradiol , Glyfosat Imidakloprid Kloridazon Koppar och kopparföreningar biotillg ängliga värden: 2,6 för Väster havet 0,87 för Östersj ön ( 5 ) Maximal tillåten koncentr ation ( 3 ) Sedimen t Biota Krom och kromföreningar 0; ; ; ; MCPA ,4 Mekoprop & M ekoprop - P Metribuzin Metsulfuronmetyl Nitrat (NO 3- N) Nonylfenoletox i later ( 6 ) & ,3 NP - TEQ ,5 830 Oktametylcyklotetrasil oxan, D4 Polyklorerade ( 7 ) 75 bifenyler, PCB, ej dioxinlika 84

87 Ämne God status HVMFS 2018:xx CAS ( 1 ) Årsme delvär de ( 2 ) Maximal tillåten koncentr ation ( 3 ) Sedimen t Biota Poly - och ( 9 ) 0,09 perfluorerade alkylsubstanser, PFAS11 ( 8 ) Pirimikarb Silver och silverföreningar ,17 för Väster havet 0,01 för Öster - sjön Sulfusulfuron Triklosan ,01 5 Uran , 17 8,6 1 Zink och zinkföreningar ,4 för Väster havet 1,1 för Östersj ön 17 - beta - östradiol , (1) CAS: Chemical Abstract s Service. Avser kemiskt identifieringsnummer. (2) Denna parameter är ett värde uttryckt som ett medelvärde på årsnivå. ( 3 ) Denna parameter är ett värde uttryckt som maximal tillåten koncentration, uppmätt vid ett enskilt mättillfäll e. Vattenmyndigheten får, i enlighet med förfarande uttryckt i bilaga I del B punkt 2 stycke 2 i direktiv 2008/105/EG, dock tillämpa statistiska metoder för bedömning av efterlevnaden av dessa värden. ( 4 ) Halt a mmoniak, uttryckt som ammoniak - kväve (NH3- N), beräknas utifrån halt ammoniumkväve (NH4- N), temperatur och ph: Halt NH3- N = fraktion NH3- N * halt NH4- N Fraktion NH3- N = 1/(10^(pKa - ph)+1) pka = 0, ,92 / T (T = temperatur uttryckt i Kelvin) (5) Biotillgänglig koncentration beräknas genom att uppmätt koncentration divideras med (DOC/2) 0,6136. Om platsspecifika data för DOC saknas, ska värdet 4,3 µg Cu/l tillämpas för Västerhavet och 1,45 µg Cu/l för Östersjön, istället för de i tabellen angivna värdena. (6) T otal koncentration nonylf enol ( NP ) och NP - ekvivalenter beräknas enligt följande formel: Total koncentration = (Cx * TEF). TEF - värden: NP = 1; NP1 EO = 0,5; NP2EO = 0,5; NPnEO (3 >=n<=8) = 0,5; NPnEO (n >= 9) = 0,005; NP1 EC = 0,005; NP2EC = 0,005. (7) Kongener CB 28, 52, 101, 138, 153 och 180. Värdet avser muskel av fisk eller kräftdjur. (8) Värdet avser vattenförekomster som används för uttag av vatten som är avsett att använda som dricksvatten. (9) Summan av följande kongener: Perfluorbutansulf onat (PFBS) ; Perfluorhexansulfonat (PFHxS) ; Fluortelomersulfonat (6:2 FTS)

88 HVMFS 2018:xx 97-2; Perfluorbutanoat (PFBA) ; Perfluorpentanoat (PFPeA) ; Perfluorhexanoat (PFHxA) ; Perfluorheptanoat (PFHpA) ; Perfluoro ktanoat (PFOA) ; Perfluornonanoat (PFNA) ; Perfluordekanoat (PFDA)

89 Datum Dnr Remissb ilaga 2. Nya b edömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen Miljögifter beaktas inom vattenmyndigheternas statusklass ificeringar vid bedömning av både kemisk och ekologisk status (se Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten). De miljögifter som beaktas vid ekologisk statusklassificering betecknas utgöra k valitetsfaktorn särskilda förorenande ämnen (SFÄ) och framgår av bilaga 2 respektive 5 till föreskrifterna. Farli ga ämnen ska även beaktas inom H avs - och vattenmyndighetens (HaV) bedömning av den marina miljön (se Havs - och vattenmyndighetens föreskrifte r (HVMFS 2012:18) om vad som kännetecknar god miljöstatus samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön). Syftet med de nna remiss bilaga är att kortfattat presentera bakgrunden till att ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ läggs till, det underlag som använts för de värden som föreslås och som ingår i remitterad e föreskrift er liksom hur de har beräknats. Tilläggen görs i både bilaga 2 och 5 till HVMFS 2013:19 men värdena skiljer sig i vissa fall åt, då värdena i bilaga 2 avser sjö ar och vattendrag och bilaga 5 kustvatten. Sammanfattning av förslaget Det handlar dels om tillägg för ytterligare ämnen, dels om tillägg för sedimentvärden för koppar (ett ämne som redan ingår i föreskrifterna ). I tabell 1 redovisas de bedömningsgrunde r som föreslås. Osäkerhetsfaktor (AF) för respektive värde anges också; ju lägre värde desto lägre osäkerhet är förknippad med värdet men för maximal tillåten koncentration sätts aldrig lägre AF än 10. För metaller i vatten (silver) avses löst koncentratio n. För sulfat och koppar i sediment samt årsmedelvärde för nitrat ska naturlig bakgrundskoncentration beaktas vid klassificeringen. För imidakloprid föreslås inget värde för marin miljö men det för limnisk miljö kan tills vidare tillämpas även för marin. Värdet för poly - och perfluorerade alkylsubstanser tillämpas bara för vattenförekomster som används för uttag av dricksvatten. Något marint värde för sulfat föreslås inte, och inte heller för maximal tillåten koncentration av silver i marin miljö. Årsmed elvärdet

90 för silver i marin miljö skiljer sig mellan Västerhavet och Östersjön, pga varierande toxicitet vid olika salinitet. Tabell 1. Nya b edömningsgrunder som föreslås. Osäkerhetsfaktor (AF) för respektive värde anges inom parentes. Notera att för kop par finns redan värden för vatten i föreskrifterna. I kolumnen längst till vänster anges huruvida ämnet eller ämnesgruppen har föreslagits av vattenmyndigheterna (VM) eller tillkommit som förslag inom arbetsgruppen (A). Värden markerade med ARA är värden för vilka naturlig bakgrund ska subtraheras från uppmätt koncentration innan jämförelser mot värdet. Värdet för PFAS11 införs bara för vatten som används för dricksvattenuttag. Se även remissbilaga 1. Ämne eller ämnesgrupp Årsmedelvärde (µg/l) Maximal tillåten koncentration (µg/l) Sediment (µg/kg torrvikt och avseende 5% TOC ) Biota (µg/kg våtvikt) Vattenförekomsttyp Söt - vatten Marin Söt - vatten Marin Söt - vatten Marin A Ciprofloxacin 0,1 (AF 10) 0,1 (AF 10) A Dekametylcyklopentasiloxan (D5) (AF 10) (AF 50) 830 (AF 300) VM Koppar och kopparföreningar (AF 2) (AF 5) [ARA] [ARA] A Imidakloprid 0,00 5 (AF 5) VM Nitrat - kväve (AF 5) (AF 10) (AF 10) (AF 50) [ARA] [ARA] A D4 (oktametylcyklotetrasiloxan) 15 (AF 50) 1,5 (AF 500) 830 (AF 300) VM Poly - och perfluorerade 0,09 0,09 alkylsubstanser (PFAS 11) A 1 Silver och silverföreningar 0,01 (AF 5 alt. 10) Västerha vet: 0,17 (AF 50 ) 0,02 (AF 10) Öster - sjön 0,01 (AF 5 alt. 10 ) VM Sulfat (AF 3) (AF 10) [ARA] [ARA] 1 Silver har även nämnts som tänkbar kandidat av ett av länen.

91 Allmänt om bedömningsgrunderna för SFÄ Enligt vattendirektivet ska samtliga medlemsländer ta fram egna bedömningsgrunder för ämnen som är av relevans i de olika distrikten (se bilaga V avsnitt i vattendirektivet). Vilka och hur många ämnen som regleras i olika medlemsländer varierar. För några av ämnena som ingår i vårt förslag redovisas eventuella skillnader gentemot andra län ders värden i bakgrundsrapporten för respektive ämne. Under remisstiden kommer ytterligare internationella avstämningar att göras med relevanta europeiska länder som också har eller planerar att ta fram SFÄ - värden för samma substanser. Ö vriga nordiska länd er ingår också i sändlistan för denna remiss. Bedömningsgrunder för SFÄ ska baseras på en bedömning av risk för toxiska effekter på akvatiska organismer, toppredatorer via näringskedjan samt människor, via dricksvatten och konsumtion av t.ex. fisk och ska ldjur. CIS vägledningsdokument 27 (European Commission 2011) anger lämpligt tillvägagångssätt för att harmonisera hur värden för SFÄ tas fram i olika länder. Vägledningen bygger i hög grad på samma tillvägagångssätt som tillämpas inom kemikalielagstiftning en, såsom REACH och biocidförordningen. De värden som i detta sammanhang uttrycks för biota räknas dock om till en halt uttryckt för vatten genom att utgå från så kallade jämvikts - eller fördelningskoefficienter. Det lägsta värdet indikerar då vilken organ ismgrupp (t. ex. fiskätande fåglar) som är mest känslig. Genom att utgå ifrån den matris som denna organismgrupp främst exponeras för (i detta fall fisk), i samband med klassificeringen av ämnet, säkerställer man således att samtliga organismgrupper av rele vans skyddas ( även t. ex. vattenlevande organismer ). Enligt CIS 27 ska värden för sediment dock enbart baseras på risk för sedimentlevande organismer, till skillnad från värden för biota och vatten. Genom HVMFS 2015:4 infördes bedömningsgrunder för SFÄ, fr amtagna enligt denna metodik, i HVMFS 2013:19 (se även remissbilaga 3 till de då aktuella remisshandlingarna) 2. De utgick i huvudsak från då befintliga förslag på värden. De ämnen som ingår i föreskrifterna bör utgå från ämnenas relevans i svensk akvatisk miljö. I samband med revideringen 2015 föreskrevs därför också att vattenmyndigheten ska rapportera in behov av att ytterligare bedömningsgrunder tas fram för sådana ämnen som har identifierats släppas ut i betydande mängd ( bilaga fjärde stycket och bilaga fjärde stycket till HVMFS 2013:19 ). 2 ga n ationella - gransvarden - och - bedomningsgrunder - for - farliga - amnen.pdf

92 Behov av ytterligare bedömningsgrunder Vattenmyndigheterna rapporterade, utifrån den mall som Havs - och vattenmyndigheten tillhandahåller på sin hemsida, i början av september 2016 in ett behov av ytterligare bedömningsgrunder för ca 15 ämnen och ämnesgrupper, baserat på önskemål från länsstyrelsernas beredningssekretariat. Nitton län framförde önskemål och de värden som önskades av de flesta län var bedöm ningsgrunder för PFAS 11 samt kompletterande värden för sediment för följande parametrar: PAH, arsenik, koppar och zink men många önskade även sedimentvärde för dioxiner. Ungefär hälften av länen efterfrågade värde för nitrat och en tredjedel av länen bedö mningsgrunder för sulfat. Arbetet med att, utifrån framförda önskemål, ta fram ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ har bedrivits inom ramen för en myndighets - arbetsgrupp och med stöd från Stockholms universitet (Marlene Ågerstrand och Sara Sahlin). Ytter ligare förslag på ämnen, utöver de som föreslagits av vattenmyndigheterna, tillkom inom arbetsgruppen. I slutet av september 2016 beslutades att inför vattenförvaltningens tredje förvaltningscykel prioritera att utreda möjligheter att ta fram bedömningsgru nder för totalt 16 nya ämnen och kompletterande värden för 7 befintliga ämnen medan resten av önskemålen fick lägre prioritet. En referensgrupp, med bred sammansättning och representanter från universitet, näringsliv, miljöorganisationer, andra nationella myndigheter och vattenmyndigheterna, sattes också ihop och har vid olika tillfällen konsulterats avseende t.ex. val av ämnen att prioritera och vilka konsekvenser införandet av dessa värden kan tänkas få. Det senare beskrivs ytterligare i konsekvensutredni ngen. Motiv för de värden som föreslås, beskrivs nedan för respektive ämne. Arbets - och referensgruppens sammansättning framgår nedan. Framöver kommer även Svenskt Vatten och Stockholms Stad att ingå i referensgruppen. Arbetsgruppens nuvarande sammansättn ing: Havs - och vattenmyndigheten, sammankallande Naturvårdsverket Läkemedelsverke t Kemikalieinspektionen Referensgruppens nuvarande sammansättning: Vattenmyndigheterna C entrum för K emiska B ekämpningsmedel (CKB), SLU Kemiska institutionen, Umeå universitet

93 Livsmedelsverket Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU Statens Geotekniska Institut, SGI Representanter nominerade av Jernkontoret att representera näringslivets dialoggrupp kring frågor rörande vattenförvaltningen 3 Naturskyddsföreningen Und erlag som använts och avvägning ar som har gjorts Underlag Befintliga, publicerade vetenskapliga studier av ämnenas toxicitet har använts som utgångspunkt för de förslag på ämnen där Ha V presenterar helt nya värden (nitrat, sulfat, ciprofloxacin, siloxanerna D4 och D5 och koppar i sediment ). För dessa ämnen finns också en rapport per ämne som mer i detalj beskriver vilket underlag man har utgått ifrån och hur beräkningar av värden har gått till. R apporterna har tagits fram av Stockholms universitet, se också referens under respektive ämnesrubrik. För övriga ämnen som ingår i förslaget har HaV utgått från värden beslutade i andra sammanhang. För att harmonisera med bedömningarna inom biocidlagstiftningen utgår vi ifrån samma värden ( PNEC ) som beslutats användas vid riskbedömningar av silver och imidakloprid. För poly - och perfluorerade alkyls ubstanser utgår vi ifrån samma värde som används av vattenmyndigheterna för klassificering av grundvatten och som i sin tur baseras på Livsmedelsverkets åtgärdsgräns för dricksvatten. Smärre justeringar kan dock ha gjorts och dessa redogörs för i detalj nedan. Hur värden räknas fram och a vvägningar som görs Bedömningsgrunderna som föreslås för SFÄ utgår från studier av ämnets toxicitet. Ett ämnes kroniska toxicitet brukar i testsammanhang anges genom så kallade NOEC 4 - och LOEC 5 - värden alternativt t.ex. EC10 6. Av CIS 3 Här ingår i dagsläget bl.a. SSAB, Nordic galvanizers, Energiföretagen Sverige, Svenskt Näringsliv, LRF, Svemin, IKEM, SCDA, Jernkontoret, Skogsindustrierna. 4 No O bserved Effect Concentrat ion, den högst testade koncentrationen vid vilken man inte har observerat några signifikanta effekter. 5 Lowest Observed Effect Concentration, den lägsta testkoncentration där signifikanta effekter har observerats.

94 27 framgår att man vid framtagande av bedömningsgrunder (även kallat EQS - värden 7 ) för SFÄ i första hand ska utgå från NOEC - värden, men att om man bara har tillgång till LOEC - värden för en viss studie kan man använda den som stödjande info rmation. För akuttoxiska studier brukar man istället ange toxiciteten som LC50 - värden 8. Vidare framgår att om LC50<NOEC så kan man istället överväga att utgå ifrån EC10 (se sid 34 CIS 27). I normalfallet beräknas EQS genom att man utgår från känsligaste o rganismen och toxikologiska värdet (t.ex. det lägsta NOEC - värdet) och dividerar detta me d en s.k. osäkerhetsfaktor (AF 9 ). V ärdet på AF beror främst på datatillgängligheten. Detta beskrivs mer i direktiv och vägledning men generellt gäller att ju sämre data tillgång desto högre AF. En högre AF ger i sin tur ett lägre EQS. Av CIS 27 sid 50 framgår tydligt att man under inga omständigheter ska sätta AF lägre än 10 vid framtagande av MAC - värden (dvs värden som avser att skydda mot akuttoxiska effekter och uttryc ks som maximal tillåten koncentration ). Vid relativt god tillgång till data kan man utifrån en artkänslighetskurva beräkna den koncentration som kan antas skydda 95% av alla arter (HC5). Förutsättningar för att göra en sådan s.k. probabilistisk beräknin g anges i CIS 27 på sid 41. Kortfattat gäller att man ska ha tillgång till åtminstone tio men helst mer än femton NOEC - eller EC10 - värden för ämnet och från arter som representerar åtminstone 8 taxonomiska grupper. För ämnen med en specifik verkningsmekani sm anges att man kan behöva beräkna HC5 enbart baserat på data för den mest känsliga organismen men att man då ändå behöver klara kraven för probabilistiska beräkningar enligt ovan (dvs. åtminstone ha tillgång till 10 datapunkter). Vid probabilistiska berä kningar utgår man sedan från HC5 - värdet och delar detta med en AF på 1-5 beroende på omständigheterna. Värdet AF=5 är det som används som default, dvs det ska krävas särskilda omständigheter för att man ska välja en lägre osäkerhetsfaktor. Eftersom det alltid finns osäkerheter i den här typen av beräkningar och förhållanden skiljer t.ex. mellan verklighet och laboratoriet anser vi dock att en AF lägre än 2 av försiktighetsskäl inte bör tillämpas. Motiv för att sänka AF från 5 till en lägre n ivå är t.ex. att man 6 Effect Concentration 10%, den testkon centration vid vilken 10 % av testorganismerna uppvisar effekt. 7 EQS: Environmental Quality Standard 8 Lethal Concentration 50%, den testkoncentration vid vilken 50 % av testorganismerna uppvisar effekt. 9 Assessment Factor. Ofta används begreppet osäk erhetsfaktor eftersom värdet speglar osäkerheten i värdet men i den svenska översättningen av vattendirektivet (se bilaga V) används istället säkerhetsfaktor.

95 har ett underlag som omfattar en stor diversitet i de taxonomiska grupperna och många olika levnadsstrategier och endpoints. Den statistiska säkerheten hos HC5 - värdet kan också beaktas, liksom vad stödjande data visar. Om man har tillg ång till fält - eller mesokosm - data och som visar på resultat som avviker en faktor 10 eller mer från laboratoriedata anges att detta är motiv för att se över val av AF (se t.ex. sid 24 och 28 samt avsnitt i CIS 27 ). I några fall har Stockholms un iversitet lämnat flera alternativa förslag i sina rap p orter. I de fall det ena alternativet baseras på en deterministisk beräkning och det andra en probabilistisk beräkning har Ha V i normalfallet valt att utgå från värden som tagits fram med en probabili stisk beräkning. Detta är också i linje med CIS 27. Deterministiska beräkningar är mer styrda av resultatet i bara en studie och man utgår då från den känsligaste arten. Dessa används normalt då man har relativt få data och då brukar man också ansätta en h ögre osäkerhetsfaktor. Värdena blir således ofta mer osäkra. Genom att utgå från probabilistiskt beräknade värden blir det istället mer tillförlitliga värden. Av CIS 27 framgår att man för naturligt förekommande ämnen kan ta fram EQS som tar höjd för a tt man vid utvärderingen av data beaktar naturlig förekomst av ämnet genom att subtrahera naturlig bakgrundskoncentration från det uppmätta värdet innan man jämför mot bedömningsgrunden. Sådana värden brukar kallas för ARA - värden där ARA står för Added Ris k Approach. Processen för att ta fram sådana värden framgår av bl.a. sid 61 i CIS Av sid 29 i CIS framgår också att storleken på AF normalt inte ska vara sådan att det värde man erhåller är högre än den naturliga bakgrundskoncentrationen, såvida man i nte tar fram ett ARA - värde. Att ett ämne förekommer naturligt innebär således inte att det är motiverat att sätta en lägre AF, om man samtidigt utvecklar ett ARA - värde. Vidare framgår av CIS 27 att man i normalfallet inte heller ta r fram ett värde som både avser biotillgänglig koncentration och ARA 11. Övriga frågor Referensgruppen har i huvudsak varit fokuserad på frågor gällande val av ämnen, underlag för att ta fram dem, hur man beräknar EQS och vilka konsekvenser införandet av de ssa värden skulle kunna få. Ä ven frågor 10 Varje enskilt testresultat behöver räknas om och kan bara göras om man har tillgång till data även för koncentrationen av ämnet i kontrollerna, eftersom uppmätt koncentration i kontrollen dras ifrån analyserad testkoncentration. 11 Zink, som redan ingår i föreskrifterna, är således ett undantag på så sätt att årsmedelvärdet för vatten både är ett ARA - värde och avser biotillgänglig koncentration.

96 gällande naturliga bakgrundskoncentrationer har lyfts inom referensgruppen. Dessa frågor kommer att hanteras inom ramen för vägledningsarbete. Därutöver har i den senare delen av arbetet framförts synpunkter om att det är lämpligare att utarbeta lokalspecifika bedömningsgrunder för sulfat och nitrat, antingen av respektive vattenmyndighet ( distriktsspecifika SFÄ) eller överlåta åt domstol att bedöma vilken halt som inte får överskridas i recipienten. I konsekvensutre dningen beskrivs varför Ha V nu remitterar förslag et på bedömningsgrunder för dessa och övriga ämnen i föreskriftsform. En annan fråga som har lyfts i den senare delen av arbetet är huruvida nitrat kan utgöra SFÄ, med tanke på att i vattendirektivets bilag a V III nämns nitrat som exem pel på ämne som bidrar till eutrofiering. Ett och samma ämne kan ge upphov till flera olika typer av effekter. Nitrat kan, precis som några andra ämnen som bidrar till eutrofiering, också vara toxiskt i tillräckligt höga halter (se Bedömningsgrunder för nitrat längre fram i denna bilaga). Ammoniak ingår exempelvis i HVMFS 2013:19 och även i detta fall har bedömningsgrunderna tagits fram utifrån ämnets toxicitet snarare än eutrofierande egenskaper. När det gäller bedömningsgrund er för övergödningsstatus i kvävebegränsande system ska man för sjöar snarare utgå från kvoten Ptot/N, se remissens förslag på bedömningsgrunder för fysikalisk - kemiska kvalitetsfaktorer avseende näringspåverkan (remissbilaga 1). Värden som baseras på i andra sammanhang beslutade värden Bedömningsgrunder för silver Silver ingick i det numera upphävda skaldjursvattendirektivet men något värde angavs inte. Ämnet är dock med i fisk - och musselvattenförordningen som fortfarande gäller i svensk rätt men trol igen kommer att upphävas. I HaVs regeringsuppdrag om översyn av fisk - och musselvattenförordningen föreslås att detta ämne vid behov skulle kunna hanteras som ett SFÄ. Ett förslag på att ta med silver i SFÄ processen tillkom därför inom arbetsgruppen, för att säkerställa att alla metaller i förordningen tas omhand. Silver ingår också bland de tio ämnen som nu utreds på EU - nivå inför revideringen av direktivet om prioriterade ämnen. Sverige (Havs - och

97 vattenmyndigheten tillsammans med Kemikalieinspektionen och med stöd från Stockholms universitet på uppdrag av HaV) leder arbetet med silver inom en underarbetsgrupp till CIS Chemicals. Övriga deltagare i den under - arbetsgruppen är representanter från Danmark, Tyskland, Frankrike, Litauen och en branschorganis ation (Eurometaux). Tanken är att ta fram ett förslag på värde för silver och som sedan granskas av SCHER. Riskbedömningsrapporten 12 inom biocidlagstiftningen för silver är ännu inte publicerad men värdena avseende miljörisker är beslutade och tillgängliga via Kemikalieinspektionen som agerat rapportörsland. PNEC - värdet som beslutats för biocider föreslås inför a s som årsmedelvärde för limnisk miljö efter en mindre justering från 0,008 till 0,01 µg/ l efter ytterligare granskning av underlaget. Detta värde har tagits fram genom deterministiska beräkningar (och AF 10) eftersom alla krav för att kunna ta fram ett probabilistiskt värde inte uppfylls. Men preliminära beräkningar har gjorts av Stockholms universitet o ch även om man skulle tillämpa probabilistiska beräkningar (och AF 5) utifrån befintligt underlag skulle värdet bli identiskt. Underlaget för vatten har också diskuterats inom de n internationella underarbets gruppen och det mesta tyder på att årsmedelvärdet inte kommer att föreslås sättas till en lägre nivå än så, men inte heller högre, om det inte i ett senare skede visar sig motiverat utifrån ytterligare, tillkommande underlag. I nom REACH har ett högre värde (0,04 µg/l) registrerats. Det bygger på probabilistiska beräkningar men har utgått från en lägre osäkerhetsfaktor (AF 3) än vad som normalt kan motiveras ens om man har det underlag som krävs enligt CIS 27. Eftersom silver har antimikrobiella egenskaper beräknas cyanobakterier (blågröna alger) höra till de mest känsliga organismerna. Ytterligare tester pågår för närvarande för att undersöka detta. För limnisk miljö föreslås som maximal tillåten koncentration värdet 0,02 µg/ l. Detta värde baseras på en deterministisk beräkning och utgår från resultat från studier på kräftdjur, fisk och alger där evertebrater (D. magna) uppvisat högst känslighet. Osäkerhetsfaktorn 10 används. Något värde för akut - toxicitet i marin miljö går inte att ta fram eftersom underlaget inte är tillräckligt (det bara finns data för kräftdjur). Något värde för marin miljö har inte beslutats inom biocidlagstiftningen men inget tyder på att silver skulle vara mer toxiskt i marin miljö, utan det 12 Risk assessment report for silver compounds. Regulation (EU) No 528/2012.

98 är snarare mindre toxiskt vid högre salthalt. Därför ansätts tills vidare årsmedel värdet 0,17 µg/ l för Västerhavet. Detta v ärde baseras på en deterministisk beräkning och utgår från resultat från studier på kräftdjur, fisk och tagghudingar (Echinodermata) där den sista gruppen (arten A. punctulata ) uppvisat högst känslighet. E n osäkerhetsfaktor på 50 tillämpas, och värdet avser vatten med en salthalt på 30 promille. För Östersjön föreslås av försiktighetsskäl att samma värde som för limnisk miljö tillämpas, dv s 0, 01 µg/ l. Detta eftersom salthalten är betydligt lägre (som mest 8-10 promille i de södra delarna och i norr snarare ca 2 promille) 13. Även för sediment har ett värde beslutats i biocidsammanhang. De studier som detta värde bygger på är dock ännu inte tillgängliga för den internationella gruppen. De har därför ännu inte kunnat granskas. Värdet avviker i hög grad från det som har registrerats inom REACH varför en granskning och diskussion i den internationella arbetsgruppen är angelägen. Därför avvaktar vi med att föreslå ett värde för silver i sediment trots att det även kan ackumuleras i sediment. Bedömningsgrunder för imidakloprid Förslag om att ta fram bedömningsgrunder lyftes inom arbetsgruppen. Imidakloprid bedömdes vara det i dagsläget mest angelä gna bekämpningsmedlet att kunna ta fram bedömningsgrunder för, utifrån observationer inom övervakning och screening men även internationella studier. CKB - rapport 2017:2 lyfter också fram behovet av se över riktvärdet som används vid utvärdering av miljömål et Giftfri miljö. En artikel i Nature (Hallman et al 2014) lyfte även farhågor om att imidakloprid kan ligga bakom observerad populationsnedgång hos fåglar, indirekt kopplade till misstankar om påverkan på vattenlevande organismer. Sådana indirekta effekte r på fåglar bedömde författarna skulle kunna uppstå vid halter om ca 20 ng/l. PNEC - v ärdet för imidakloprid för tillämpning vid riskbedömning av biocidprodukter reviderades nyligen till 4,8 ng/l av ECHA och den reviderade riskbedömningsrapporten finns publ icerad 14. Detta underlag har använts som utgångspunkt för det förslag som ingår i remissen. Den studie som har varit mest styrande för ovanstående värden har granskats av Stockholms universitet och bedömts som tillförlitlig (Sahlin & Ågerstrand, 13 Ett preliminärt förslag på värde vid 10 promille ligger på ca 6 ng/l men detta föreslås inte eftersom det normalt är lägre salinitet än så i Östersjön. 14 Se den reviderade rapporten från 2015:

99 2018 a ). So m årsmedelvärde föreslås därför, efter avrundning, värdet 0,00 5 µg/ l. EFSA har med värdet 9 ng/l i sin rapport om ämnet (för tillämpning inom riskbedömningar av växtskyddsmedel 15 ). Även RIVM har tagit fram ett PNEC - värde för ämnet, på 8,3 ng/l. Det bygger dock på en probabilistisk beräkning där flera av kraven för att göra en sådan inte uppfylls och ändå ansätts en osäkerhetsfaktor om 3, mot normala 5. Den vägledning som finns för hur PNEC inom biocidlagstiftningen räknas fram liknar i högre grad än motsv arande vägledning för växtskyddsmedel den vägledning som ska användas för att räkna fram EQS (CIS 27). EFSAs värde anges också som preliminärt, till skillnad från ECHAs värde. Imidakloprid står även med på bevakningslistan och vid utvärdering av övervaknin gsdata i det sammanhanget kommer det holländska värdet att användas men anges även då som preliminärt. HaV väljer därför hellre att utgå från biocidlagstiftningens värde än växtskyddsmedelslagstiftningens eller Hollands värde. De hamnar dock samtliga på b etydligt lägre nivåer än det riktvärde som idag används för utvärdering av övervakningsdata i Sverige. Bedömningsgrunder för poly - och perfluorerade alkylsubstanser Samtliga län har föreslagit att ett värde för poly - och perfluorerade alkylsubstanser bör ingå i föreskrifterna och detta får stöd av arbets - och referensgruppen. I dagsläget ingår redan värden för PFOS i föreskrifterna och i de flesta fall är det detta ämne i gruppen som dominerar i miljön. I takt med att PFOS fasas ut kan dock andra ämnen i s amma grupp tillkomma som ersättningsämnen. För denna ämnesgrupp utgår vi ifrån samma värde ( 90 ng/l ) som använts som utgångspunkt vid vattenmyndigheternas framtagande av förslag på åtgärdsprogram avseende halter i grundvatten och som i sin tur baseras på Livsmedelsverkets åtgärdsgräns. Värdet utgår från halter som kan utgöra en risk för human hälsa via dricksvatten och avser summan av elva ämnen 16. Sådana så kallade QSdw - värden kan tas fram och om de är mest 15 Idag godkända produkter med imidakloprid som aktiv substans och som används som växtskyddsmedel utgörs främst av sådana som använd s för betning av utsäde (sockerbetor och potatis), för barrträdsplantor och vid växthusodling. 16 Perfluorbutansulfonat (PFBS) ; Perfluorhexansulfonat (PFHxS) ; Fluortelomersulfonat (6:2 FTS) ; Perfluorbutanoat (PFBA) ; P erfluorpentanoat (PFPeA) ; Perfluorhexanoat (PFHxA) ; Perfluorheptanoat (PFHpA) ; Perfluoroktanoat (PFOA) ; Perfluornonanoat (PFNA) ; Perfluordekanoat (PFDA)

100 styrande för värdet ska de enligt CIS 27 (se kap itel 3.9.) bara avse de vattenförekomster som används för uttag av dricksvatten. Eftersom detta värde endast avser att skydda vid intag av dricksvatten framgår det av fotnot att det bara avser vattenförekomster som används för dricksvattenuttag. För närva rande pågår en revidering av den riskbedömning som ligger till grund för värdet 17 och beslut är att vänta inom kort. Det kan därför på relativt kort sikt behöva justeras. Värden som har tagits fram inom arbetsgruppen Det huvudsakliga arbetet med att ta fr am förslag på nya värden har bedrivits av Stockholms universitet. De har genomfört litteratursökningar och granskningar av studier och även beräknat förslag på värden utifrån de riktlinjer som ges i CIS 27. De har också tagit fram substansrapporter, enligt den mall som ingår i vägledningen, skrivna på engelska för att underlätta kommunikationen kring värdena med t.ex. andra medlemsländer. Referenser till dessa rapporter ges för respektive ämne nedan. Bedömningsgrunder för nitrat Redan i samband med att värden för SFÄ först infördes i HVMFS 2013:19 (genom revideringsföreskrifterna HVMFS 2015:4) ingick förslag på värden för nitrat, efter önskemål framförda av länsstyrelserna om tillägg för detta ämne. Ämnet togs sedan inte med i HVMFS 2013:19 eftersom det under remisstiden framkom att underlaget skulle behöva ses över, i synnerhet vad gäller årsmedelvärdet för inlandsvatten 18. Dessutom pågick då utredningar om att eventuellt lägga till ett värde för nitrat som näringsämne. Något tillägg för nit rat som fysikalisk - kemisk bedömningsgrund för näringspåverkan ingår dock inte i denna remiss. B edömningar av övergödningsstatus i kvävebegränsade system utgår istället från kvoten Ptot/DIN för sjövattenförekomster, se remissens förslag på nya bedömningsgru nder för fysikalisk - kemiska kvalitetsfaktorer avseende näringspåverkan. 17 För ytterligare information om hur värdet 90 ng/l har räknats fram och urval av substanser i gruppen, se t.ex. Glynn & Sand (2013) och Glynn & Lignell (2015). 18 Då föreslogs 0,16 mg/l. Se även sammanfattning av remissynpunkter och beslut om ändringar motande - remissynpunkter - 22april.pdf

101 I juni 2015 framförde Länsstyrelsen i Norrbotten åter önskemål om att ett värde för nitrat tas fram och detta upprepades i samband med vattenmyndigheternas inrapportering av behov av ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ i början av september 2016 och fick då stöd av hälften av länsstyrelserna. Att ta fram bedömningsgrunder för nitrat avseende dess toxicitet har därför prioriterats högt och u nderlaget om nitrats toxicitet har nu gransk ats ytterligare och ett ny tt förslag presenteras. Utredningen har genomförts av Marlene Ågerstrand och Sara Sahlin vid Stockholms universitet (Sahlin & Ågerstrand, 2017a) men avvägningar vid granskningarna av studierna har även diskuterats med deltagare i arbetsgruppen och ytterligare inkopplad forskningsexpertis för att utvärdera några av de ingående studiernas tillförlitlighet och relevans. För limnisk miljö föreslås nu 2,1 mg/l NO3 - N som årsmedelvärde, vilket motsvarar 9,1 mg/l NO3. Det bygger på en p robabilistisk beräkning, trots att det saknas data för alger och högre växter. N itrat är även ett växtnäringsämne och det bedömdes därför inte som nödvändigt att även ha med sådana studier. Avsaknaden av sådana data har inte heller påverkat val av osäkerhe tsfaktor (AF). Årsmedelvärdet är beräknat som ett added risk - värde vilket innebär att man i samband med klassificeringen ska beakta naturlig bakgrundshalt om den annars innebär att värdet överskrids. Detta görs genom att naturlig bakgrundskoncentration s ubtraheras från den uppmätta koncentrationen innan man jämför med värdena i föreskrifterna för att se om dessa överskrids. Att ämnet förekommer naturligt har därför inte beaktats ytterligare, vid val av osäkerhetsfaktor. Årsmedelvärdet hamnar på samma nivå som det värde som införts av NIWA 19 (Nya Zeeland) och strax under det som införts av CCME (Kanada), men i vårt fall får man även ta hänsyn till bakgrunden 20. Som maximal tillåten koncentration föreslås 11 mg/l NO3 - N (motsvarande 47 mg/l NO3) användas, vilket är i paritet med det värde som ingår i nitratdirektivet (50 mg/l NO3) och som indikerar övergödningspåverkan. 19 Egentligen har Nya Zeeland en tregradig skala avseende kroniska effekter och där värdet 2,1 ug/l motsvarar goda ( good ) förhållanden och anges skydda 95% av arterna. Värdet 1,0 ug/l anger utmärkta ( excellent ) förhållanden och skyddar 99% av arterna. Sl utligen finns en gräns på 6,9 ug/l ( fair ) och som endast anges skydda 80% av arterna. Värdet som motsvarar good har tagits fram på ett sätt som mer ligger i linje med CIS se tabell 12 i Sahlin & Ågerstrand, 2017a

102 Motsvarande värden för marin miljö föreslås till 10 respektive 11 mg/l NO3 - N. Bedömningsgrunder för sulfat En tredjedel av de län som rapporterade in behov av ytterligare bedömningsgrunder har önskat att ett värde för sulfat införs i föreskrifterna. Även sulfat prioriterades därför högt i SFÄ - processen. De förslag som ingår har tagits fram genom litter atursökningar och granskning av befintliga studier. Detta arbete har genomför ts av Marlene Ågerstrand och Sara Sahlin vid Stockholms universitet men avvägningar vid granskningarna av studierna har även diskuterats med deltagare i arbets gr uppen och ytterlig are inkopplad forskningsexpertis för att utvärdera några av de ingående studiernas tillförlitlighet och relevans. För detaljerat underlag, se Sahlin & Ågerstrand ( 2017b ). Sulfattoxicitet en kan variera med vattnets hårdhet men det har inte gått att ta fra m probabilistiskt beräknade värden för olika hårdhetsklasser, vare sig för maximal tillåten koncentration eller årsmedelvärden. Det saknas i synnerhet data för dagsländor, den känsligaste organismen, vid lägre hårdhet. Även i rapporten från BC noteras 21 att ytterligare studier skulle behövas. Av värdena för både årsmedel och maximal till åten koncentration framgår att det vid användande av en deterministisk beräkning skulle innebära att det beräknade värdet vid 100 mg/l CaCO3 blir lägre än värdet vid lägre hå rdhet, vilket troligen inte speglar verkliga skillnader i toxicitet utan snarare vilka data man behöver avgränsa en hårdhetsklassindelad beräkning till. Osäkerhetsfaktorn ökar också eftersom det är färre studier som ligger till grund för värdena inom res pektive kl ass. Därför förordar vi att bedömningsgrunder införs som visserligen inte varierar beroende på hårdhet men som baseras på tester utförda vid förhållanden som utgår från ett så kalla t realistiskt värstafallsscenarie genom att de i så hög grad so m möjligt speglar de hårdhetsförhållanden som råder i Sverige. Vidare förordas en probabilistisk beräkning både för maximal tillåten koncentration och årsmedelvärde, för att p å så sätt få ett mer tillförlitligt värde. Sverige har normalt relativt mjukt vatten och för kroniska studier är det möjligt att beräkna ett årsmedelvärde utifrån den probabilistiska metoden och som utgår från alla studier som har utförts vid hårdhet <100 mg 21 Preliminary work by Conley and Buchwalter (personal communication 2011) showed that the mayfly may be sensitive to sulphate. It is recommended that additional studies be conducted on the toxicity of sulphate to aquatic insects such as mayflies."

103 CaCO2/l (men oftast 50 mg/l CaCO3 eller lägre). Årsmedelvärdet blir då 34 mg/l som added riskvärde, dvs man ska vid utvärderingen av övervakningsdata subtrahera den naturliga bakgrunden från uppmätta koncentrationer innan jämförelse med värdet i bedömningsgrunden. För att reglera maximal tillåt en koncentration används istället värdet 7 3 mg/l (också uttryckt som added riskvärde). Detta baseras bara på studier som gjorts vid ungefär 100 mg CaCO3/l, vilket är högre hårdhet än vad som normalt råder i Sverige men man kan anta att kortvariga toppar av sulfat ofta sammanfaller med koncentrationstoppar i hårdhet 22. Något värde för sulfat i marin miljö föreslås tills vidare inte. Begränsningsvärden för sulfat tycks inte ha etablerats i någon större utsträckning idag mer än för gruvor. Bedömningsgrunder f rån British Colombia ( ambient water quality guidelines ) används ofta som utgångspunkt i dessa prövningsärenden. Dessa värden utgår, precis om de värden som föreslås i denna remiss, från akvatisk toxicitet men ett något annorlunda tillvägagångssätt när ma n räknar fram slutliga värden har tillämpats. D et lägsta sulfatvärdet som anges av British Colombia (128 mg/l) avser hårdhet upp till 30 mg CaCO3/l. Värdet utgår från en deterministis k beräkning och baseras på ett L C20 - värde, vilket avviker från det förfar ande som anges i CIS En osäkerhetsfaktor på 2 har tillämpats istället för 10 enligt CIS 27 (när det gäller deterministiska beräkningar). I normalfallet väljs osäkerhetsfaktorn 5 när man gör en probabilistisk beräkning, enligt CIS 27. E n osäkerhetsfa ktor på 3 tillämpas dock på det av Sahlin och Åkerstrand beräknade värdet. A tt utgå ifrån en så pass låg osäkerhetfaktor som AF 2 kan inte motiveras i synnerhet då det saknas data för d en mest känsliga organismen ( N. triangulifer ) vid lägre hårdhet. Det år smedelvärde (34 mg/l) som föreslås av HaV är baserat på scenarie 3 i Sahlin och Åkerstrand (2017b) och utgår från en probabilistisk beräkning samt att naturlig bakgrund av sulfat ska beaktas vid utvärderingen. Sku lle man istället räkna om värdena från Bri tish Colombia enligt CIS 27 skulle värdet för den lägsta hårdhetsklassen (nu 128 mg/l) snarare hamna på 17,5 mg/l och nästföljande klass (nu 218 mg/l) på 30 mg/l, dvs lägre än det långtidsvärde som föreslås ingå i föreskrifterna. Inom ramen för referensg ruppsarbetet har alternativa förslag på bedömningsgrunder för sulfat tillkommit, baserat på LC10 - värden och en 22 se även tabell 2 och 3 i Sahlin & Ågerstrand, 2017b angående en observerad samvariation mellan sulfat och calcium. 23 Enligt CIS 27 ska man helst utgå från NOEC, dvs den högsta testkoncentration som inte ger upphov till observerbara effekter, och i andra hand EC10, vilket är den koncentrati on som ger effekter på 10% av testorganismerna. EC20 motsvarar snarare den koncentration som ger effekter på 20% av testorganismerna.

104 AF2 och med varierande värden beroende på hårdhet. En osäkerhetsfaktor på 2 kan dock inte motiveras med tanke på att det saknas data för den käns ligaste organismen för vatten med låg hårdhet, dvs då högst toxicitet kan förväntas. Fältstudier tycks också saknas. Några andra medlemsländer har enligt uppgift från EU - kommissionen 24 också infört värden för sulfat men de tycks överlag inte utgå från ämn ets toxicitet 25 vilket är den utgångspunkt som avses för särskilda förorenande ämnen (se även vattendirektivets bilaga V avsnitt och vägledningsdokument CIS 27). Istället har man etablerat värden som används för att bl.a. indikera näringsstatus. Det är således int e förvånande att värdena som föreslås av Sahlin & Ågerstrand (2017b) och även i denna föreskriftsrevision avviker från värden som tagits fram på annat sätt än det som avses för SFÄ enligt vattendirektivet. Bedömningsgrund er för ciprofloxacin Ciprofloxacin är en läkemedelssubstans (antibiotika) som vid upprepade tillfällen uppmärksammats internationellt avseende risk för att halterna kan vara höga i jämförelse med de som kan ge effekter i den akvatiska miljön och bidra till utveckling och sprid ning av antibiotikaresistens. Förslaget att prioritera detta ämne tillkom inom arbetsgruppen. Ämnet är med på en förslagslista som tagits fram nationellt på initiativ av L äkemedelsverket för att identifiera ytterligare läkemedelssubstanser som är relevanta att övervaka, utöver de som redan ingår på EU : s bevakningslista. Ciprofloxacin kommer också att ingå på bevakningslistan framöver. Relativt stora doser (1000 mg) brukar ges och ämnet är persistent i den yttre miljön och resistensutveckling har kunnat på visas. Eftersom ciprofloxacin är ett bredspektrumantibiotika är det extra angeläget att begränsa utsläppen i de fall halter påträffas i nivåer som kan tänkas ge upphov till resistensutveckling. Ciprofloxacin är ett antibiotikum och förutom att det därmed kan vara starkt toxiskt mot bakterier både autotrofa (dvs cyanobakterier, även kallade blågröna alger) och heterotrofa bakterier 26 kan förekomsten av 24 Stephanie Schaan, EU - kommissionen, pers komm. Följande länder ska ha etablerat värden för sulfat: Litauen, Polen, Tjecki en och Slovenien. 25 Pers. komm med representanter från Polen, Tjeckien och Litauen. 26 Heterotrofa bakterier behöver konsumera organiska ämnen för sitt energiupptag och de kan därför ofta fungera som nedbrytare.

105 ciprofloxacin i miljön innebära en risk för att antibiotikaresistens utvecklas (se även konsekvensutred ningen). De förslag som ingår har tagits fram genom litteratursökningar och granskning av befintliga studier. Detta arbete har genomförts av Marlene Ågerstrand och Sara Sahlin vid Stockholms universitet och Joakim Larsson, Göteborgs Universitet (se Sahlin et al 2018 ). Någon miljöriskbedömning inom ramen för läkemedelslagstiftningen har inte genomförts eftersom ämnet har funnits på marknaden innan kravet på miljöriskbedömningar infördes. Såvitt vi känner till har inte heller några andra medlemsländer tagit f ram bedömningsgrunder (EQS) för ciprofloxacin. Sahlin et al (2018) presenterar flera olika förslag på värden beroende på om man använder ett konventionellt angreppssätt för att ta fram bedömningsgrunder eller även beaktar risk för resistensutveckling i d en yttre miljön. Sammanfattningsvis kan sägas att om man väljer det konventionella sättet att räkna, men utesluter data för heterotrofa bakterier, skulle värdet 0,5 µg/ l respektive 0,05 µg/ l som årsmedelvärden för limniska respektive marina vatten vara mot iverade, liksom värdet 833 mg/kg för biota för att skydda mot sekundär förgiftning via näringskedjan. Väljer man däremot att beakta resistensutveckling hamnar värdet på 0,1 µg/ l, dvs mitt emellan dessa två värden men i ungefär samma härad. De två vattenvär dena som avser kronisk toxicitet styrs dock av toxicitet mot organismer med en väldigt kort generationstid. Det resistensbaserade värdet är dessutom mer relevant att tillämpa som e n maximal tillåten koncentration eftersom det i princip bara krävs ett sel ektionstryck vid ett enstaka tillfälle för att resistens ska uppstå. Det blir därför mera meningsfullt att tillämpa vattenvärdena som maximal tillåten koncentration än årsmedelvärde. Halter i biota som ens kommer i närheten av 833 mg/kg har hittills aldr ig påträffats, vare sig i Sverige eller internationellt 27. Vatten snarare än biota bedöms därför i det här fallet vara den mest angelägna matrisen att utgå ifrån vid statusklassificering. Om biota - värdet räknas om till vatten erhålls som lägst värdet 0,4 µg / l men denna beräkning bedöms som osäker och om en annan omräkningsfaktor används hamnar man snarare på värdet 1,6 µg/ l. Detta indikerar att vattenlevande organismer är mer känsliga än t.ex. organismer högre upp i näringskedjan. Havs - och vattenmyndighet en väljer att föreslå att värdet 0,1 µg/ l som maximal tillåten vattenkoncentration används som bedömningsgrund vid statusklassificeringen. På så sätt bedöms en tillräckligt hög skyddsnivå uppnås, för pelagiska organismer (inklusive 27 se tabell 3 i Sahlin et al 2018

106 blågröna alger samt akut a och kroniska effekter) i marin och limnisk miljö, oss människor (direkt och indirekt) och topp - predatorer. Ett kroniskt värde för marin miljö skulle visserligen hamna ännu lägre (0,05 µg/ l) men det finns inget som tyder på att marina organismer är mer kä nsliga än limniska i det här fallet. Värdet bedöms även skydda mot risk för påverkan på heterotrofa bakteriers nedbrytande funktion. Även ett preliminärt PNEC värde har tagits fram inför revidering av bevakningslistan och detta hamnar på ungefär samma nivå. Bedömningsgrunder för siloxanerna D4 och D5 Sahlin & Ågerstrand (2017 c, d) har med förslag på bedömningsgrunder för siloxanerna D4 (oktametylcyklotetrasiloxan) och D5 (dekametylcyklopentasiloxan). Förslaget att prioritera siloxaner tillkom inom arbets gruppen. Några andra medlemsländer har tagit fram EQS för D4. Värdena för D4 i vattenfas avseende skydd av pelagiska organismer är identiska med de som tagits fram i Nederländerna och Storbritannien; 0,44 respektive 0,044 µg/ l som årsmedelvärden för inla ndsvatten respektive andra ytvatten (marin miljö). De är dock nästan 4 gånger lägre (striktare) än de som registrerats genom REACH 28. För D4 i sediment föreslås värdena 15 respektive 1,5 µg/ kg torrvikt för limnisk respektive marin miljö. I båda fallen avs es sediment med 5 % TOC och de bygger på toxicitetsdata på bentiska organismer. De är lägre än de brittiska värdena och de som registrerats genom REACH. Skillnaden förklaras bl.a. av att det brittiska värdet har tillämpat en lägre osäkerhetsfaktor, utifrån s.k. read across till en studie på D5 men värt att notera är att D5 i det fallet är mycket mindre toxisk än D4 varför tillämpning av read across i detta fall kan ifrågasättas (se även nedan angående värden för D5 ; notera skillnader i enhetsangivelser fö r de två ämnena ). Vid are har vid REACH - registreringen en studie uteslutits men som vid granskningen av Stockholms universitet funnits uppfylla de krav som kan ställas enligt OECD - standarder se tab ell 10 i Sahlin & Ågerstrand, 2017c 29 se vidare under avsnitt 8.3. i rapporten av Sahlin & Ågerstrand, 2017c.

107 För biota och skydd av topp - predatorer föreslås värdet 83 0 µg / kg våtvikt 30. Om man räknar om detta till vatten fås ett lägre värde (0,06 µg/ l) än vad som angavs ovan för pelagiska organismer. Värdet för biota är således mer kritiskt än motsvarande värde för vattenfas. Det är därför lämpligt att vid statusklassificeri ng i huvudsak utgå från uppmätta halter för biota snarare än ytvatten och därför föreslås att värden införs enbart för sediment och biota men inte vatten eftersom värdena som nämns ovan för vatten inte är tillräckligt skyddande. Om man vid en expertbedömni ng behöver utgå från vattenfas är det snarare relevant att utgå från värdet 0,06 µg/ l (avseende limnisk miljö) men en omräkning från en matris till en annan är alltid förknippad med en del osäkerheter och detta värde förs därför inte in i föreskrifterna. E ftersom ämnet ackumuleras i sediment och biota är det förmodligen normalt mer relevant att övervaka det i dessa matriser snarare än i vatten. Värdet för biota har i remissen avrundats till 830 µg/ kg. För D5 har det inte gått att ta fram några värden avse ende halter i vatten. Ämnet har inte uppvisat någon toxicitet ens v i d halter som närmar sig ämnets löslighetsgräns. För sediment föreslås värdet 11 mg/kg torrvikt respektive 2,2 mg/kg torrvikt för limnisk respektive marin miljö. Värdet för limnisk miljö är identiskt med det som ingår i REACH registreringen men det för marin miljö är dubbelt så högt som det som ingår i REACH registreringen. För biota föreslås värdet 830 µg/ kg våtvikt, vilket är baserat på en bedömning av risk för sekundärförgiftning. Det är lägre än det värde som registrerats inom REACH men kan motiveras eftersom det inte finns motsvarande reproduktionsstudier på D5 som för D4 (och som är klassat som toxiskt för reproduktionen). Om man räknar om värdet för biota (sekundärförgiftning) till vat ten erhålls värdet 0,13 µg/ l, vilket tyder på att exponeringen för organismer högre upp i näringskedjan är mer kritisk än den som akvatiska organismer utsätts för. Det är därför lämpligt att vid statusklassificering i huvudsak utgå från uppmätta halter i b iota snarare än i ytvatten. Bedömningsgrunder för koppar i sediment Bedömningsgrunder för koppar i sediment har framförts som önskemål från samtliga län som inrapporterat behov av ytterligare bedömningsgrunder till vattenmyndigheten. Även för Havs - och vattenmyndighetens egen bedömning av tillståndet i den marina miljön 30 I rapporten av Sahlin & Ågerstrand (2017c) ingår också ett värde som avser att skydda vid human konsumtion men det är betydligt högre än det s om avser risk för sekundär förgiftning via näringskedjan.

108 skulle ett värde för koppar i sediment var a önskvärt, eftersom halterna kan tänkas öka som en följd av användningen i båtbottenfärger. Sahlin & Ågerstrand (2018) har med flera olika alternativa förslag på värden för koppar och kopparföreningar i sediment, beroende på om man uttrycker de m som ARA - värde eller TRA - värde men också om man ska ta hänsyn till organisk kolhalt eller inte. Just denna rapport har inte hunnit diskuteras i detalj i arbetsgruppen och inte heller inom referensgruppen. Då synpunkter har framförts bl.a. inom referensgruppen om at t man vid klassificeringen av status inom vattenförvaltningen bör kunna beakta den naturliga bakgrundskoncentrationen även för koppar föreslår dock Havs - och vattenmyndigheten att sedimentvärdena uttrycks som ARA - värden. De värden som föreslås är därför 36 mg/kg torrvikt för limniska sediment och för marina sediment föreslås värdet 52 mg/kg torrvikt. Båda dessa värden avser sediment med 5% organiskt kol. De osäkerhetsfaktorer som har använts är relativt låga (AF 2 respektive AF 5) med tanke på att det inte har funnits tillräckligt med underlag för att ta fram probabilistiskt beräknade värden. Detta motiveras med att det i detta fall även har funnits relativt gott om fältstudier, mesokosmdata och annan typ av underlag som stödjer tillämpning av så pass låga A F - värden. Ett alternativ som presenteras i rapporten är att inte uttrycka bedömningsgrunderna för sediment omräknat till 5% TOC. I laboratorie tester har man visserligen sett en korrelation mellan toxicitet och organisk kolhalt för sedimentet men organismer na har matats med föda som inte innehåller koppar dvs. de exponeras endast för koppar via porvatten och inte i samband med födointag. Att uttrycka sedimentvärden på organisk kolhaltsbasis är normalt tillvägagångssätt när det gäller opolära organiska ämnen men rekommenderas normalt inte när det gäller metaller. Motsvarande ARA - värden, om de inte uttrycks på 5% TOC basis, är 28 mg/kg torrvikt respektive 16 mg/kg torrvikt för limnisk respektive marin miljö. Fältdata tycks dock stödja att det är lämpligt att ut trycka bedömningsgrunderna för koppar i sediment för en viss organisk kolhalt och sedan räkna om uppmätta halter utifrån platsspecifika TOC halter. Referenser European Commission Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC). Guidance Document No. 27. Technical Guidance For Deriving Environmental Quality Standards. Technical Report

109 European Copper Institute European Union Risk Assessment Report - VOLUNTARY RISK ASSESSMENT OF COPPER, COPPER II SULPHATE PENTAHYDRATE, COPPER(I)OXIDE, COPPER(II)OXIDE, DICOPPER CHLORIDE TRIHYDROXIDE. Glynn A, Sand S Intagsberäkningar som underlag för framtagande av hälsobaserad åtgärdsgrä ns för perfluorerade alkylsyror (PFAA) i dricksvatten. Livsmedelsverket, Risk - och nyttovärderingsavdelningen. Glynn A, Lignell S :2 FTS och andra PFAS som inte ingår i Livsmedelsverkets åtgärdsgräns, men som uppmätts i rå - och dricksvatten. Livsm edelsverket, Risk - och nyttovärderingsavdelningen. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017a. Nitrate EQS data overview. ACES report 13. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017b. Sulphate EQS data overview. ACES report 14. Stockholms universite t. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017c. Octamethylcyclotetrasiloxane EQS data overview. ACES report 22. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017d. Decamethylcyclopentasiloxane EQS data overview. ACES report 23. Stockholms universitet. Sa hlin S, Larsson J och Ågerstrand M Ciprofloxacin EQS data overview. ACES report 15. Stockholms universitet. Sahlin S, Ågerstrand M. 2018a. Imidacloprid. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M b. Copper in sediment EQS data overv iew. ACES report 28. Stockholms universitet.

110 1 / 46 Konsekvensutredning Datum Diarienummer Mottagare Se sändlista Handläggare Direkt Jonas Svensson Havs - och vattenmiljöenheten Jonas.svensson@havochvatten.se Konsekvensutredning av revidering av Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter (H VM FS 2013: 19 ) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten 1. Beskrivni ng av problemet och vad man vill uppnå Övergripande syfte med förslaget F ör att åstadkomma väl motiverade och kostnadseffektiva åtgärder i arbetet med att förbättra vattenmiljön är en förutsättning att uppgifter na om och bedömningen av den befintliga vattenkvaliteten som myndigheter och verksamhetsutövare utgår ifrån speglar en korrekt bild av miljötillståndet. Detta är också essentiellt för rättssäkerheten i tillståndsprövningar och tillsyn. En viktig utgångspunkt vid dessa bedömninga r är de biologiska, hydromorfologiska och fysikalisk - kemiska bedömningsgrunder (även för särskilda förorenande ämnen, SFÄ) som ingår i Havs - och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten. B edömningsgrunderna används vid klassificering av ytvattnets status men även vid kartläggning och analys samt framtagande av övervakningsprogram (se även HVMFS 2017:20 och HVMFS 2015:26). I förlängningen möjliggör detta att åtgärder prioriteras till områden där det lokalt annars finns risk för negativa effekter. För att vattenmyndigheterna ska kunna beakta reviderade och nya bedömningsgrunder vid klassificering av ekologisk status under innevarande förvaltningscykel för vattendirektivet, , behöver nya bestämmelser vara beslutade inför vattenmyndigheternas klassificeringsarbete som ska påbörjas hösten Några av de biologiska bedömningsgrunderna som nu föreslås har dessutom tillkommit genom ett EU - gemensamt interkalibreringsarbete. De har Havs - och Besök och leverans Telefon Bankgiro vattenmyndigheten Gullbergs Strandgata 15 Fax Organisationsnummer Box Göteborg havochvatten@havochvatten.se Göteborg

111 2/46 beslutats av EU-kommissionen och behöver införas även i nationell lagstiftning senast 6 månader efter beslut. Några av ändringarna föranleder justeringar i databasen VISS och dessa behöver vara genomförda innan klassificeringsarbetet startar upp och som i sin tur följs av bl.a. normsättning och framtagande av åtgärdsprogram, vilka ska beslutas För närvarande planeras en större översyn av HVMFS 2013:19 med avseende på struktur och övergripande innehåll. Att invänta en eventuell föreskriftsrevidering till följd av översynen skulle dock innebära att bedömningsgrunderna inte kan ligga till grund för åtgärdsprogrammet som ska beslutas 2021, utan först för det åtgärdsprogram som beslutas Bakgrund till remitterat förslag Ett femårigt forskningsprogram WATERS startades 2011 av Naturvårdsverket för att utreda, och vid behov ta fram förslag på bättre, biologiska bedömningsgrunder för statusklassificering av ytvatten enligt vattendirektivet. Programmet drevs av Havsmiljöinstitutet, men involverade även forskare från bl.a. SLU. Hösten 2016 presenterade WATERS förslag på revidering av bedömningsgrunder. Efter det gjorde Havs- och vattenmyndigheten (HaV), i samverkan med vattenmyndigheterna och länsstyrelserna, en prioritering av revisionsförslagen. Under 2017 lades uppdrag ut på forskare att omvandla de mest högprioriterade förslagen till reviderade biologiska bedömningsgrunder för uppdatering av HVMFS 2013:19. Utöver detta har några av de biologiska bedömningsgrunderna tillkommit genom ett EU-gemensamt interkalibreringsarbete. Hösten 2016 initierades även en översyn av fysikalisk-kemiska bedömningsgrunder för bl.a. näringspåverkan. Uppdrag för detta lades ut på SLU (inlandsvatten) och SMHI (kustvatten). Under samma period initierades från HaV också en mindre översyn av enstaka hydromorfologiska bedömningsgrunder av betydelse för bl.a. utpekande av kraftigt modifierade vatten (KMV) enligt vattenförvaltningsförordningen. Resultaten presenterades hösten September 2016 rapporterade vattenmyndigheterna in behov av ytterligare bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen (SFÄ) till HaV. Stockholms universitet fick i uppdrag att ta fram underlag och en myndighetsarbetsgrupp (HaV, Kemikalieinspektionen, Läkemedelsverket) bildades för att se över

112 3/46 vattenmyndigheternas förslag, komplettera med ytterligare kandidater utifrån bl.a. nationella och internationella observationer samt för att granska underlag. En referensgrupp med bred sammansättning bildades också och har vid flera tillfällen konsulterats avseende t.ex. urval av ämnen och vilka konsekvenser införandet av dessa värden kan tänkas få. Utifrån forskarnas samlade underlag har HaV tagit fram ett förslag på reviderade föreskrifter. Syftet med föreskriftsändringar av biologiska, fysikalisk-kemiska och hydromorfologiska bedömningsgrunder är främst att öka validiteten i mätningarna. Genom ändringarna av biologiska, fysikalisk-kemiska och hydromorfologiska bedömningsgrunder samt genom tillägg av ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ underlättas också för vattenmyndigheterna att göra korrekta och harmoniserade klassificeringar av ekologisk status. Motiv till respektive ändring 1 kap. 3 I kapitel 1 föreslås en förändring i definitionen av grupp av ytvattenförekomster. Denna är baserad på Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter 2017:20, 7 Gruppering av ytvattenförekomster. Förändringen förtydligar att det är möjligt att även gruppera sjöar eller andra vattenförekomster som inte är sammanhängande. Det avgörande är att vattenförekomsterna har samma typindelning enligt de definitioner som används. Detta kan, bland annat, möjliggöra en effektivare miljöövervakning och bättre underlag för klassificeringar. Förändringen innebär också ett förtydligande av att det inte är möjligt att gruppera ytvattenförekomster med olika påverkan i samma grupp (se även HVMFS 2017:20). 2 kap. 10 En mindre justering görs av 10 (sura förhållanden) för att stämma överens med ny metod för klassificering med hjälp av biologiska metoder. Biologiska bedömningsgrunder, Bilaga 1 och 4 i HVMFS 2013:19 Grunden för revidering till följd av WATERS förslag är i huvudsak att öka precisionen i bedömningarna, så att risken för felaktiga statussänkningar eller förbisedd påverkan minskar. Ett förslag från WATERS grundas dock på andra

113 4/46 motiv. Det är införande av hälsogränsvärden för bedömning av toxiska cyanobakterieblomningar. Motivet till detta är istället att fånga in oönskade störningar så som de beskrivs i vattendirektivet. Utöver förslag från WATERS har två nya index tillkommit för fisk i sjöar. Dessa är framtagna inom ramen för det genom vattendirektivet reglerade interkalibreringsarbetet. Detta görs för att få samstämmighet mellan EU:s medlemsländer om gränsvärden för biologiska bedömningsgrunder. Sverige är skyldig att genom revision av föreskrifterna införa nya, av EU-kommissionen beslutade, gränsvärden senast 6 mån efter beslut. Även för växtplankton i kustvatten krävs ett antal sådana justeringar till följd av interkalibreringen. Fysikalisk-kemiska bedömningsgrunder, Bilaga 2 och 5 i HVMFS 2013:19 Fysikalisk-kemiska bedömningsgrunder för näringspåverkan Förändringarna av de fysikalisk-kemiska bedömningsgrunderna för näringspåverkan leder till mer korrekta bedömningar av näringspåverkan. HaV bedömer att ändringarna generellt leder till att Sveriges sjöar och vattendrag får en något högre statusklassificering avseende fosfor jämfört med dagens bedömningsgrunder. Underlagsrapporten ovan visade att av 190 sjöar inom nationell och regional miljöövervakning var det endast 7 sjöar som var aktuella för bedömning av kväve. Detta indikerar att bedömningsgrunden endast är aktuell för en låg andel sjöar men kan ha stor betydelse för det enskilda objektet. Parametrarna siktdjup och syrgas i sjöar har förtydligats och förenklats men innebörden av ändringarna bedöms inte ha någon avgörande inverkan på statusklassificeringen. De ändringar som föreslås för fysikalisk-kemiska bedömningsgrunder i kustvatten innefattar främst en uppdatering av referensvärden för näringsämnen samt förslag på uppdatering av viss text i föreskriften gällande syrebalans och siktdjup. Utöver uppdatering av referensvärden för näringsämnen föreslås en förändrad sammanvägning av kväve och fosfor i bedömningsgrunden. Det innebär att de ingående parametrarna för kväve och fosfor sammanvägs var för sig. Bedömningsgrunderna ger då en separat status för varje näringsämne (kväve och fosfor) baserat på de ingående parametrarna. Detta ger både en större möjlighet till

114 5/46 att se vilket näringsämne som bidrar till att eventuellt sänka status och stämmer överens med hur rapporteringen till EU-kommissionen ska ske. Nya referensvärden och klassgränser för näringsämnen i kustvatten togs fram av SMHI på vattenmyndighetsuppdrag Ingen uppdatering av föreskrifterna gjordes emellertid i samband med det uppdraget. Någon större inverkan på statusklassificeringen avseende näringsämnen för kustvatten bedöms inte de nu föreslagna ändringarna ha, men det kan inte uteslutas att enstaka kustvattenförekomster kan få ändrad status för näringsämnen. För syre föreslås en uppdatering om vilka mätmetoder som får användas, så att även mätningar med sensorer kan användas för statusbedömning. Avseende siktdjup är ändringen mer av förtydligande karaktär, vilket kan bidra till ökad samstämmighet i bedömningarna. Särskilda förorenande ämnen (SFÄ) Samtliga medlemsländer ska ta fram egna bedömningsgrunder för SFÄ som är av relevans i det egna landet/vattendistrikten. Tillvägagångssättet bygger i korthet på att värdena ska baseras på en bedömning av vilka halter som, om de överskrids i den akvatiska miljön, kan ge upphov till negativa effekter på vatten- och sedimentlevande organismer människor via intag av dricksvatten eller fisk och skaldjur topp-predatorer via akvatiska näringskedjor (t.ex. fiskätande fåglar och däggdjur). Den här typen av värden tas därför fram på ett annat sätt än de andra fysikaliskkemiska bedömningsgrunderna ovan. I samband med revideringen av HVMFS 2013:19 genom HVMFS 2015:4 infördes bedömningsgrunder för 26 ämnen eller ämnesgrupper i bilaga 2 och 5. Vattenmyndigheterna rapporterade i början av september 2016, in ett behov av ytterligare bedömningsgrunder för ca 15 ämnen och ämnesgrupper. Urvalet baserade sig på önskemål från länsstyrelsernas beredningssekretariat. Arbetet med att, utifrån framförda önskemål, ta fram ytterligare bedömningsgrunder för särskilda förorenande ämnen har bedrivits inom ramen för en arbetsgrupp med representanter från HaV, Kemikalieinspektionen och

115 6/46 Läkemedelsverket. Ytterligare förslag på ämnen, utöver de som rapporterats av vattenmyndigheterna, tillkom inom arbetsgruppen, baserat på t.ex. observationer inom övervakning och screening men också internationellt uppmärksammade ämnen. Det slutliga urvalet av ämnen som ingår i remissförslaget har baserats på en bedömning av ämnenas relevans avseende potentiella risker för akvatiska organismer, predatorer eller oss människor som en indirekt följd av ämnenas förekomst i den akvatiska miljön. HaV har dock även behövt ta hänsyn till bl.a. tillgång till underlag och tidsramarna för arbetet. I remissbilaga 2 beskrivs ytterligare hur bedömningsgrunderna för SFÄ beräknats, hur urval har gjorts, vilket underlag som har använts och avvägningar som har gjorts vid framtagande av de i denna remiss ingående värdena. Remissen har med förslag på bedömningsgrunder för åtta ämnen eller ämnesgrupper, utöver de befintliga (26 ämnen) som idag kan beaktas vid klassificering av SFÄ. Remissen har också med förslag på sedimentvärden för koppar, dvs. ett ämne som redan ingår i föreskrifterna. Om halterna överskrider de nivåer som anges innebär det en risk för att negativa effekter kan uppstå och att det råder måttlig ekologisk status (se även vattendirektivets bilaga V avsnitt ). Hydromorfologiska bedömningsgrunder, Bilaga 3 När det gäller de hydromorfologiska bedömningsgrunderna är det speciellt viktigt att de hydromorfologiska parametrarna är väl klassade för de vattenförekomster där det finns en samhällsnyttig användning av vattenförekomsten som kan ligga till grund för att en vattenförekomst får förklaras som kraftigt modifierad (jmf vägledning)1. För att få förklara en vattenförekomst som kraftigt modifierad är ett första krav att vattenförekomsten har en väsentligt förändrad fysisk karaktär. Det betyder att vattenförekomsten har så kraftiga fysiska förändringar att dessa omöjliggör att god ekologisk status kan nås. En vattenförekomsts fysiska karaktär kan anses vara väsentligt förändrad om kvalitetsfaktorerna hydrologisk regim/hydrografiska villkor och morfologiskt tillstånd motsvarar otillfredsställande 1 lagar/vagledningar/vattenforvaltning/om-vattenforvaltning/kraftigt-modifieradevatten.html

116 7/46 eller dålig status och det är en avgörande orsak till att ekologisk status är sämre än god. De ändringar som föreslås omfattar justerad tidserie och formel för Volymsavvikelse i vattendrag samt justerad tidserie och formel för Flödets förändringstakt i vattendrag inom kvalitetsfaktorn Hydrologisk regim i vattendrag. Skälen till dessa ändringar är att många typer av hydromorfologisk påverkan utgör påverkan av storskalig vattenkraft på hydrologisk regim i vattendrag. Väl fungerande bedömningsgrunder underlättar därför möjligheten att förklara vattenförekomster som påverkas av vattenkraftverk som kraftigt modifierade samt upprättande av kvalitetsnormer och åtgärdsbeting. Ett andra skäl är att det ofta saknas data för biologiska kvalitetsfaktorer medan data för hydrologiska kvalitetsfaktorer är betydligt vanligare på grund av underlag från SMHIs modelleringar, vilka kan förbättras ytterligare med hjälp av indata från vattenkraftbolagen. Genom att justera tidsseriernas upplösning så att de antingen kan vara medelvärden per timme eller per dygn kan konsekvenserna av korttidsreglering nu fångas in i de fall underlag per timme finns. Förtydliganden och tillägg I föreskrifterna har gjorts mindre förändringar för överensstämmelse med de nya bedömningsgrunderna, se missiv. 2. Beskrivning av alternativa lösningar för det man vill uppnå och vilka effekterna blir om någon reglering inte kommer till stånd Biologiska, fysikalisk-kemiska och hydromorfologiska bedömningsgrunder Om inte förändringen genomförs kommer i den tredje förvaltningscykeln ett större antal vattenförekomster att klassificeras till fel status alternativt kvarstå som felaktigt klassificerade. Möjligheterna till utpekande av kraftigt modifierade vatten kommer att vara begränsade. Det finns inga andra alternativa förslag på bedömningsgrunder utarbetade.

117 8/46 Särskilda förorenande ämnen Effekter om nya värden inte läggs till Ett alternativ, när det gäller SFÄ, skulle kunna vara att några ytterligare bedömningsgrunder inte fastställs. Ämnena har befunnits vara relevanta för svensk miljö. Vilka effekterna blir om någon reglering inte kommer till stånd varierar för olika ämnen. I samtliga fall innebär förekomsten av de aktuella ämnena i halter som överstiger de värden som föreslås en förhöjd risk för att negativa effekter kan uppstå på akvatiska organismer, via näringskedjan eller indirekt för oss människor. Flera av bedömningsgrunderna i remissen avser att skydda akvatiska organismer. Om en reglering inte kommer till stånd kan det därför i sig leda till negativ påverkan på flera ekosystemtjänster såsom: Primärproduktion 2 Upprätthållande av näringsvävarnas dynamik 3 upprätthållande av livsmiljöer 4 upprätthållande av ekosystemets resiliens tillhandahållande av livsmedel (fisk och skaldjur). Även andra ekosystemtjänster riskerar att drabbas negativt. Här kan särskilt nämnas att värdet för poly- och perfluorerade alkylsubstanser avser att skydda mänsklig hälsa vid intag av dricksvatten. Ämnesgruppen är problematisk vid dricksvattenframställning och höga halter har lett till att några dricksvattentäkter permanent har tagits ur bruk. 5 2 Omvandling av koldioxid och annat oorganiskt material till organiskt material med solljus som energikälla. I vattenmiljöer utförs primärproduktionen främst av växtplankton genom den process som kallas fotosyntes. En stödjande tjänst som indirekt skapar nytta. 3 Rovdjur eller rovfiskars reglering av populationer, konkurrens mellan växter som motverkar igenväxning. Bidrar till balanserade nivåer av populationer 4 Tillhandahållande av habitat för populationer av arter för olika funktioner under alla stadier av artindividernas livscykel (reproduktion, sovplatser, födosök, reproduktion, spridning, flyttning, övervintring m.fl.). Stödjande tjänst som indirekt bidrar till bland annat livsmedel och reglering av skadedjur som möjliggör för olika arter att fortleva. Bidrar även till mer resilienta ekosystem, bidrag till högre och mer förutsägbar produktion, kan bidra till upplevelsevärden och värdet av att veta att jag som individ kan nyttja en resurs i framtiden/andra personer kan nyttja resursen i framtiden 5 Se även Regeringen Utredningen om spridning av PFASföroreningar i dricksvatten (M 2015:B). tredningen-om-spridning-av-pfas-fororeningar-i-dricksvatten.pdf

118 9/46 Om fortsatt oreglerat i vattenmiljön kan förekomsten av ciprofloxacin också ge upphov till resistensutveckling och därmed negativa effekter för de individer som får allvarligare bakterinfektioner och för samhället i stort som får en ökad kostnad för sjukvård. Även läkemedelsbranschen kan drabbas om preparat blir overksamma. Vilka organismgrupper som bedömts som mest känsliga men också skyddas av förslaget beskrivs ytterligare i bilagan till denna konsekvensutredning och remissbilaga 2. Om det inte finns några bedömningsgrunder för de nya ämnena kommer vattenmyndigheterna inte att ta fram några åtgärdsprogram inom ramen för vattenförvaltningsförordningen för att komma tillrätta med problemen. Slutligen angav länsstyrelserna att ett skäl för att kompletterande värden för sediment skulle behöva etableras var att länen hade relativt god tillgång till övervakningsdata för denna matris. Om värden för sediment inte etableras försvåras användandet av dessa data och i samband med expertbedömningar finns en risk för att olika bedömningar görs av olika län, alternativt tillkommer ytterligare kostnader för att även provta och analysera vattenfas. Alternativa lösningar Att ta fram bedömningsgrunder för SFÄ är relativt tids- och resurskrävande, vilket motiverar att bedömningsgrunder tas fram nationellt och inte av respektive län eller distrikt. Under den första förvaltningscykeln valde bara ett distrikt att klassificera kvalitetsfaktorn SFÄ och trots att förslag på värden fanns tillgängliga genom Naturvårdsverkets rapport 5799 utgick man från andra värden. Värden som ska användas vid klassificering av SFÄ behöver granskas av utomstående experter och bli föremål för samråd med allmänheten i medlemsstaten 6. Bedömningsgrunder för SFÄ har därför införts i föreskrifterna i samband med revideringen av HVMFS 2013:19 genom HVMFS 2015:4. Även i övriga medlemsländer tas värdena för SFÄ fram nationellt och de förs i de flesta fall in i lagstiftningen. Ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ behöver således ingå i föreskrifterna (och inte i t.ex. vägledning) för att ämnena ska kunna beaktas av vattenmyndigheterna i samband med klassificeringen av ekologisk status. Det är 6 se vattendirektivets bilaga V avsnitt iv och 4 kap. 4 VFF.

119 10/46 också positivt ur rättsäkerhetssynpunkt genom att samtliga län och distrikt utgår från samma bedömningsgrunder. Alldeles oavsett införandet av dessa bedömningsgrunder kan åtgärder relaterade till de nya ämnena komma att vidtas som en följd av t.ex. prövningar eller tillsyn av de verksamheter som eventuellt berörs. Olika bedömningar angående vilka halter som inte bör överskridas i den yttre miljön kan dock komma att göras och användas som utgångspunkt. Detta skulle i sin tur ge en sämre rättssäkerhet. 3. Uppgifter om vilka som berörs av regleringen Direkt berörda Bedömningsgrunderna ligger till grund för bedömningar av påverkan, risk, status, åtgärdsbehov, förutsättningar för undantag, beslut om miljökvalitetsnormer samt fastställande av åtgärdsprogram. Vattenmyndigheterna berörs därför i första hand eftersom de är ansvariga för genomförandet av vattendirektivet. Vattenmyndigheterna ansvarar också för att till HaV lämna den information som behövs för rapporteringen till EU-kommissionen. Länsstyrelsernas beredningssekretariat berörs också direkt av förslaget på bedömningsgrunder eftersom de på vattenförekomstnivå genomför klassificering, identifiering av betydande påverkan och bedömer om det föreligger en risk för att kvalitetskraven inte uppnås. Indirekt berörda Ansvaret för att se till att miljökvalitetsnormerna följs ligger på myndigheter och kommuner. Det innebär att de vid sin rättstillämpning, genomförandet av egna åtgärder och sin regelgivning behöver se till att de åtgärder som behövs, vidtas. Det kan t.ex. innebära att ställa krav på en eller flera verksamhetsutövare att begränsa sina utsläpp eller genomföra avhjälpande åtgärder för att normerna ska kunna följas. Om det finns en risk för försämring behövs förebyggande eller begränsande åtgärder som leder till att en sådan försämring inte uppstår. Undantag från ovanstående kan dock gälla för de vattenförekomster där vattenmyndigheterna har beslutat om mindre stränga krav. Vidare gäller för SFÄ att de bedömningsgrunder som införs inte är allmänt gällande gränsvärden (som för kemisk status), utan de tillämpas bara för de vattenförekomster där det förekommer betydande utsläpp från mänskliga verksamheter (se även HVMFS 2017:20). Det är också i det senare fallet som de identifierade ämnena behöver övervakas (se även avsnitt 4 nedan).

120 11/46 Indirekt berörs därför företag som bidrar med negativ påverkan på vattenmiljöer. Ändrade bedömningsgrunder påverkar klassificeringen av vattenförekomsterna, vilket i sin tur ändrar de uppskattade behoven av åtgärder. Främst är det därför företag som bidrar med övergödande utsläpp (t.ex. jordbruk och fiskodlingar) samt företag som påverkar vattendragens struktur (t.ex. vattenkraftsbolag och jordbruket) som kan beröras av förslaget avseende biologiska-, fysisk-kemiskasamt hydromorfologiska bedömningsgrunder. Vad gäller SFÄ är det olika branscher som kan beröras beroende på ämne och vad klassificeringarna visar, se bilagan med en utredning för respektive ämne, samt avsnitt Uppgifter om vilka kostnadsmässiga och andra konsekvenser regleringen medför och en jämförelse av konsekvenserna för de övervägda regleringsalternativen Allmänt Inledningsvis finns en mindre administrativ kostnad för myndigheterna i att etablera de nya bedömningsgrunderna, till exempel genom att ändra beräkningar hos datavärdar. Ökad precision och minskad risk för felklassificering kan dock på sikt medföra stora kostnadsbesparingar för samhället då onödiga åtgärder kan undvikas och värdefulla ekosystemtjänster bevaras. För företagen bidrar bedömningsgrunderna även till ökad rättssäkerhet. För befintliga tillståndspliktiga verksamheter gäller även fortsättningsvis de villkor som fastställts för verksamheten, oavsett om dessa villkor medför högre eller lägre krav än med de nya bedömningsgrunderna. En tillståndsmyndighet kan dock i enlighet med 24 kap. 5 MB ompröva tillstånd samt ändra eller upphäva villkor eller andra bestämmelser eller meddela nya sådana om verksamheten med någon betydelse medverkar till att en miljökvalitetsnorm inte följs. Det är således först vid ny- eller omprövningar som de nya värdena blir aktuella att använda som utgångspunkt för villkor. Särskilda förorenande ämnen Generellt gäller att införandet av ytterligare bedömningsgrunder för SFÄ inte ger några ekonomiska konsekvenser i sig. Att ett ämne tas upp i bilaga 2 och 5 innebär

121 12/46 inte att det automatiskt behöver övervakas eller att åtgärder behöver vidtas för att t.ex. minska utsläppen. Vattenmyndigheterna behöver för respektive ämne och vattenförekomst först bedöma om det föreligger en risk för att något av värdena överskrids (se HVMFS 2017:20). Riskbedömningarna görs för att optimera övervakningsprogram (se HVMFS 2015:26) och åtgärdsprogram. Ökade kostnader för undersökningar kan uppstå men beror på ämne och rådande förhållanden i det enskilda fallet. Kostnader för att analysera respektive ämne framgår av bilagan till denna konsekvensutredning. Se även vidare under avsnitt Bedömning av om regleringen överensstämmer med eller går utöver de skyldigheter som följer av Sveriges anslutning till Europeiska unionen Regleringen överensstämmer med de skyldigheter som följer av EU:s vattendirektiv (2000/60/EG). 6. Bedömning av om särskilda hänsyn behöver tas när det gäller tidpunkten för ikraftträdande och om det finns behov av speciella informationsinsatser För att vattenmyndigheterna ska kunna använda de nya bedömningsgrunderna under innevarande förvaltingscykel behöver de vara beslutade inför klassificeringsarbetet som ska påbörjas hösten 2018, se även avsnitt 1. HaV planerar att tillgängliggöra vägledningar som förtydligar användningen av bedömningsgrunderna i samband med att föreskriftsförändringarna träder i kraft. 7. Konsekvenser för företag Allmänt Föreskriftsändringarna bedöms överlag inte ge några negativa effekter av betydelse för företags arbetsförutsättningar, konkurrensförmåga eller villkor i övrigt. HaV bedömer att företagens administrativa kostnader inte kommer att påverkas signifikant utöver vad som redan krävs genom egenkontrollen. En positiv effekt för företagen är också ökad rättssäkerhet i bedömningarna av var åtgärder behöver vidtas för att minska negativ påverkan på, alternativt upprätthålla, vattnens status.

122 13/46 De reviderade föreskrifterna kommer att medföra en säkrare klassificering av ytvattenförekomster i hela Sverige då de grundar sig på bättre metoder för bedömning. Detta betyder att rättssäkerheten ökar, vilket gynnar företagen i stort. Avseende de befintliga bedömningsgrunderna kan enskilda företag dock påverkas både positivt och negativt av säkrare klassificeringar, beroende på åt vilket håll felet slog i de gamla klassificeringarna. Ändringar i de biologiska-, fysikalisk-kemiska- och hydromorfologiska bedömningsgrunderna Konsekvenser av förändringarna i biologiska bedömningsgrunder för verksamhetsutövare, t.ex. i form av ändrade åtgärdsbeting eller villkor i tillståndsprövningar, är svåra att förutspå men bedöms generellt bli små. En positiv konsekvens är att risken för felaktiga klassificeringar minskar, vilket är positivt både ur ett samhällsekonomiskt perspektiv och för enskilda verksamhetsutövare som löper mindre risk att behöva genomföra och bekosta åtgärder som inte är motiverade ur ett miljöperspektiv. Generellt innebär de nya fysikalisk-kemiska bedömningsgrunderna för näringspåverkan (övergödande ämnen) att vattenförekomster generellt får en något högre statusklassificering men det går inte att avgöra i det enskilda fallet. För företag som släpper ut näringsämnen till sjöar och vattendrag som tidigare felaktigt pekats ut som påverkade kan detta vara en fördel. Vid en jämförelse av statusklassning enligt nuvarande klassificering i VISS och de nya föreslagna bedömningsgrunderna blev utfallet att 42 av 98 vattendrag fick höjd status medan 14 vattendrag fick sänkt status (SLU 2017). I en motsvarande jämförelse för 105 sjöar blev utfallet att 22 sjöar fick höjd status medan endast en sjö fick sänkt status. Justeringarna avseende hydromorfologiska bedömningsgrunder medför att en vattenförekomst lättare kan utpekas som kraftigt modifierad vilket kan medföra lättnader i åtgärder mot fysisk påverkan för t ex enskilda kraftbolag. Då regleringen avseende biologiska, fysikalisk-kemiska avseende näringspåverkan och hydromorfologiska bedömningsgrunderna sammantaget inte bedöms ha några negativa effekter för företagen, och då det inte på förhand går att uttala sig om effekter för enskilda företag, så bedömer HaV att det inte går att beskriva

123 14/46 konsekvenser för företag mer i detalj, i enlighet med 7 i förordningen om konsekvensutredning vid regelgivning (2007:1244). Särskilda förorenande ämnen (SFÄ) För SFÄ beräknas svenska företag och andra verksamhetsutövare eventuellt kunna påverkas indirekt i de fall då de släpper ut höga halter eller stora mängder under en längre tid av de nya ämnena till mindre (dvs. känsliga) recipienter, alternativt om det förekommer flera utsläppskällor för samma ämne och den totala tillförseln bedöms som betydande för en enskild vattenförekomst. Det handlar dock generellt och i första hand troligen om provtagnings- och analyskostnader inom ramen för företagens egenkontroll, för att säkerställa att de egna utsläppen inte bidrar negativt till att normer inte kan följas. Detta kan eventuellt gynna företag som anlitas för att genomföra analyser av dessa ämnen. Kostnader för kemiska analyser av dessa ämnen framgår av bilagan till denna konsekvensutredning. Av bilagan till konsekvensutredningen framgår för respektive ämne vilken typ av verksamheter som kan tänkas släppa ut de aktuella ämnena och vad övervakningsdata visar idag, liksom, i de fall det har gått att identifiera, vilken typ av åtgärder som kan tänkas vara aktuella och kostnaderna för dessa. Även konsekvenser för avloppsreningsverk har bedömts. Nedan redovisas några av slutsatserna av dessa utredningar. Antalet företag som berörs, vilka branscher företagen är verksamma i samt storleken på företagen, På grund av kunskapskravet och de allmänna hänsynsreglerna i miljöbalken och den tillståndsprövning som krävs för många av de aktuella verksamheterna kan åtgärder behöva vidtas oavsett dessa föreskriftsändringar. Dessutom utgår flera av de föreslagna bedömningsgrunderna från värden som har beslutats i andra sammanhang. Sammanfattningsvis kan HaV dock dra slutsatsen att vid ungefär en tredjedel av totalt sexton gruvor i Sverige är dagens sulfathalter mycket höga i ytvattenrecipienter och på stora avstånd från utsläppspunkterna. För de företag som bryter malm i dessa gruvor kan de föreslagna värdena därför indirekt eventuellt ge upphov till betydande kostnader. Samtliga dessa företag är stora företag med mer än 50 anställda. I övrigt bedöms förslaget på nya SFÄ ge upphov

124 15/46 till inga eller endast ringa konsekvenser i form av åtgärdskostnader för svenska företag och kommuner, utöver vad som redan krävs med befintliga författningar. Vilken tidsåtgång regleringen kan föra med sig för företagen och vad regleringen innebär för företagens administrativa kostnader HaV bedömer att företagens administrativa kostnader inte kommer att påverkas signifikant utöver vad som redan krävs genom egenkontrollen. Vilka andra kostnader den föreslagna regleringen medför för företagen och vilka förändringar i verksamheten som företagen kan behöva vidta till följd av den föreslagna regleringen Vid uppskattningsvis fem av totalt sexton gruvor i Sverige är dagens sulfathalter mycket höga i ytvattenrecipienter och på stora avstånd från utsläppspunkterna. Om all sulfat ska renas bort blir kostnaderna betydande. Utsläpp av sulfat regleras dock redan genom provisoriska villkor för en av gruvorna. De tillkommande åtgärdskostnaderna för dessa gruvföretag, utöver åtgärdskostnaderna förknippade med de villkor som företagen skulle få även om ingen föreskriftändring genomförs, förväntas bli betydligt lägre. I jämförelse med det nu gällande provisoriska villkoret handlar det om att halterna eventuellt skulle behöva reduceras till en femtedel. Kostnaderna för att åstadkomma en sådan ytterligare reduktion varierar beroende på val av åtgärd eller kombination av åtgärder och förhållandena på platsen. Detta beskrivs ytterligare i bilagan till konsekvensutredningen. I vilken utsträckning regleringen kan komma att påverka konkurrensförhållandena för företagen Värdena för sulfat kan medföra krav på betydande åtgärdsinsatser för ett fåtal gruvföretag. De åtgärder som kan behöva införas bedöms dock inte inverka negativt på dessa gruvföretags konkurrenskraft i ett internationellt perspektiv. Fraser institute, en kanadensisk tankesmedja, ber årligen investerare i gruvbranschen att poängsätta provinser, delstater och länder utifrån mineraltillgångar (best practice mineral potential index) men även utifrån hur attraktiva dessa är för gruvverksamhet avseende regleringar, infrastruktur, tillgång till arbetskraft, institutionell miljö i övrigt mm i ett så kallat policy perception index (PPI). När det gäller PPI avseende 2017 så hamnade Sverige på fjärde plats av 91 utvärderade jurisdiktioner, efter Irland, Finland och provinsen Saskatchewan i Canada. Sverige har de senaste fem åren hamnat på plats 2-4 på listan. Sverige uppfattas alltså ha relativt goda villkor för investerare i jämförelse med andra länder.

125 16/46 Även i andra länder sätts villkor för gruvverksamhet som medför krav på åtgärder för att minska utsläppen av sulfat till vattenförekomster. Uppmätta halter på stora avstånd från fyra av de fem identifierade gruvorna överskrider tydligt även bedömningsgrunder för sulfat fastställda i några andra EU-medlemsländer ( mg/l) (se även remissbilaga 2 angående hur de olika bedömningsgrunderna har tagits fram). Uppmätta halter överskrider även det värde för sulfat som redan idag har etablerats som provisoriskt villkor vid den femte av dessa gruvor. De föreslagna bedömningsgrunderna medför att alla företag som verkar i Sverige får lika och förutsägbara villkor, vilket kan förbättra konkurrenssituationen. Hur regleringen i andra avseenden kan komma att påverka företagen Företag som t.ex. tillhandahåller reningsutrustning för sulfat kan gynnas, liksom företag som utför kemiska analyser och företag som säljer läkemedel (antibiotika). De övergripande konsekvenserna av att införa värdena för silver, poly- och perfluorerade ämnen och imidakloprid bedöms vara mycket små eftersom värdena redan används som utgångspunkt vid t.ex. produktgodkännanden. Minskade kostnader för dricksvattenframställning kan gynna dricksvattenproducenter. Om särskilda hänsyn behöver tas till små företag vid reglernas utformning. Föreskrifterna riktas till vattenmyndigheter och länsstyrelser och kan endast indirekt tänkas beröra företag och då via t.ex. tillsyn eller vid prövning eller omprövning. Förslaget uppskattas främst kunna ge indirekta konsekvenser för ett fåtal större företag med betydande utsläpp. HaV bedömer därför att någon särskild hänsyn till små företag inte behöver tas vid reglernas utformning. 8. Beskrivning av tidigt samråd HaV har vid flera tillfällen informerat vattenmyndigheterna och länsstyrelserna om de planerade förändringarna. Vattenmyndigheterna och länsstyrelserna har också varit med och prioriterat bland förslagen från forskningsprogrammet WATERS. Under hösten 2017 har vattenmyndigheterna och länsstyrelsernas beredningssekretariat tagit del av förslagen på nya bedömningsgrunder och lämnat synpunkter på dessa, vilket har beaktats i nuvarande förslag.

126 17/46 Förslagen på nya hydromorfologiska bedömningsgrunder har diskuterats i olika former och forum med berörda aktörer. Bland annat har vattenmyndigheten och länsstyrelser fått möjlighet att ta del av forskarnas förslag och lämna synpunkter på dessa innan den slutliga remissversionen har tagits fram. Framtagandet av förslag på värden för särskilda förorenande ämnen har bedrivits inom en myndighetsarbetsgrupp (HaV, Kemikalieinspektionen, Läkemedelsverket) och en referensgrupp. Referensgruppen har en bred sammansättning med representanter från universitet, näringsliv, miljöorganisationer, andra nationella myndigheter och vattenmyndigheterna. Referensgruppen har konsulterats avseende t.ex. urval av ämnen och vilka konsekvenser införandet av dessa värden kan tänkas få, se även bilagan till denna konsekvensutredning. Arbets- och referensgruppens sammansättning, vilket underlag som har använts och avvägningar som gjorts vid framtagandet av värdena redovisas i remissbilaga 2.

127 18/46 BILAGA OM SFÄ Identifierade risker och vad som skyddas De värden som föreslås, vilka organismgrupper som bedömts som mest känsliga men också skyddas av förslaget framgår av tabell B1. Dessutom beskrivs övergripande hur de föreslagna värdena förhåller sig till observationer inom övervakning och recipientkontroll. Detta ger en uppfattning om idag identifierade risker (konsekvenser för människa och miljö av påträffade halter), se även en mer utförlig beskrivning i avsnitten nedan för respektive ämne. Tabell B1. Värden som föreslås, känsligaste organismgrupper och hur uppmätta koncentrationer förhåller sig till förslag på värden. Värdena för sulfat, koppar i sediment och årsmedelvärde för nitrat är s.k. ARA-värden och därför ska naturlig bakgrundskoncentration subtraheras från uppmätt koncentration innan jämförelser görs mot värdet. Värden för sediment avser sediment med 5% organiskt kol. Därför ska vid avvikande kolhalter en normalisering göras innan jämförelser mot värdet. Ämne eller ämnesgr upp Vattenförekoms ttyp Ciprofloxacin 0,1 0,1 Pelagiska organismer, human hälsa indirekt (antibiotikaresistens) Dekametylcyklopentasiloxan (D5) Imidakloprid Årsmedelvär de (ug/l) Sötvatte n Marin Maximal tillåten koncentrat ion (ug/l) Sötvatt en Marin Sediment (ug/kg torrvikt) Sötvatte n Marin Bio ta (ug /kg våt vikt ) Känsligast e organisme rna Sedimentlevande organismer, organismer högre upp i näringskedjan (t.ex. fiskätande fåglar och däggdjur) 0,005 Pelagiska organismer Uppmätta halter i jämförelse med nu föreslagna värden Fåtal data finns men dessa tyder på generellt låga halter. Fåtal data finns men dessa tyder på generellt låga halter. De kan dock tänkas öka (pga att ämnet är stabilt och risk för ökad användning i takt med att PFAS fasas ut; för att uppnå smutsoch vattenavvisande egenskaper hos produkter). Höga halter har påträffats relativt ofta i jämförelse med andra växtskyddsmedel som ingår i nationell övervakning av

128 19/46 Ämne eller ämnesgr upp Vattenförekoms ttyp Årsmedelvär de (ug/l) Sötvatte n Marin Maximal tillåten koncentrat ion (ug/l) Sötvatt en Marin Sediment (ug/kg torrvikt) Sötvatte n Marin Bio ta (ug /kg våt vikt ) Känsligast e organisme rna Uppmätta halter i jämförelse med nu föreslagna värden jordbruksområden och vid screening. Minskande halter är att vänta men vissa användningsområden är fortfarande godkända. Koppar och kopparfören ingar Sedimentlevande organismer Screeningdata tyder på att ungefär en femtedel av de inrapporterade data från lokalt påverkade områden (vid punktkällor eller i urban miljö) överskrider värdena. Hänsyn har då tagits till ungefärlig naturlig bakgrund men inte TOC (inte rapporterats). Data inrapporterade till SGU tyder på att värdena överskrids främst i sediment från Östersjön (hänsyn har då tagits till både bakgrund och TOC). Nitratkväve Pelagiska organismer Halter generellt låga, något förhöjda i jordbruksområden, överskrids främst i enstaka gruvrecipienter. Länsstyrelserna rapporterade att förekomsten av bl.a. en observerad påverkan från gruvor är en anledning till att det skulle behövas bedömningsgrunder. D4 (oktametylcyklotetrasiloxan) 15 1,5 830 Sedimentlevande organismer, organismer högre upp i näringskedjan (t.ex. fiskätande fåglar och däggdjur) Fåtal data finns men dessa tyder på generellt låga halter. De kan dock tänkas öka (pga att ämnet är stabilt och risk för ökad tillförsel i samband med utfasning av PFAS, för smuts- och vattenavvisande egenskaper).

129 20/46 Ämne eller ämnesgr upp Vattenförekoms ttyp Poly- och perfluorerade alkylsubstanser Silver och silverföreni ngar Årsmedelvär de (ug/l) Sötvatte n Sulfat Marin Maximal tillåten koncentrat ion (ug/l) Sötvatt en Marin Sediment (ug/kg torrvikt) Sötvatte n Marin Bio ta (ug /kg våt vikt ) Känsligast e organisme rna 0,09 0,09 Human hälsa indirekt (intag av dricksvatten) 0,01 Väster havet: 0,17 Östers jön: 0,01 0,02 Pelagiska organismer Pelagiska organismer Uppmätta halter i jämförelse med nu föreslagna värden Höga halter påträffas frekvent i anslutning till lokalt belastade områden (brandövningsplatser, brandplatser). Har också påträffats i höga halter i råvatten för dricksvattenframställn ing. Halter generellt låga. Har minskat i takt med digitalisering av fotografin, men skulle kunna öka vid ökad användning pga. ämnets antibakteriella egenskaper. Halter generellt låga, troligen något förhöjda i områden som exponeras för utsläpp från t.ex. sulfatmassafabriker, men överskrids främst i enstaka gruvrecipienter och då ibland i hög grad. Länsstyrelserna rapporterade att förekomsten av bl.a. en observerad påverkan från gruvor är en anledning till att det skulle behövas bedömningsgrunder. Användningsområden och utsläppsvägar Tabell B2. nedan redovisar kortfattat hur de aktuella ämnena huvudsakligen används. Dessutom redovisas några potentiella utsläppsvägar till den akvatiska miljön. I vissa fall har dessa kunnat bekräftas genom mätdata men i andra fall är bedömningen mer osäker och av de ämnen som listas nedan är det idag bara utsläpp av koppar och silver som omfattas av krav på inrapportering (se Naturvårdsverkets föreskrifter (2016:8) om miljörapport). För mer utförliga beskrivningar, se även nedanstående avsnitt för respektive ämne.

130 21/46 Tabell B2. Användningsområden och potentiella utsläppsvägar till akvatisk miljö för de ämnen som ingår i förslaget. Ämne eller ämnesgrupp Användnings-områden (exempel) Potentiella utsläppsvägar till akvatisk miljö Ciprofloxacin Humanläkemedel (antibiotika) Avloppsreningsverk, enskilda avlopp Dekametylcyklopentasil oxan (D5) Imidakloprid Nitrat D4 (oktametylcyklotetrasilo xan) Poly- och perfluorerade alkylsubstanser Silver och silverföreningar Plasttillverkning, tätningsmedel, ingår i kosmetiska produkter Bekämpningsmedel (insekticid). Förbud mot användning i vissa typer av produkter har införts och försålda mänger av ämnet har minskat kraftigt sedan dess. Det ingår dock i några produkter som fortfarande är godkända i Sverige. Högsta halterna aktiv substans förekommer i produkter som är godkända för betning av följande utsäde: sockerbetor, potatis och barrträdsplantor samt för användning i växthus (tomat, paprika, gurka, prydnadsväxter). Ämnet förekommer även i mindre mängd i produkter som är godkända för annan användning, såsom bekämpning av skadeinsekter (myror och kackerlackor). Några biocidprodukter med ämnet (men inga växtskyddsmedel) är även godkända för användning av allmänheten. Sprängämnen, ammunition och gödsel. Naturligt förekommande ämne (växtnäringsämne). Plasttillverkning, tätningsmedel, ingår i kosmetiska produkter Stort antal produkter såsom brandsläckningsskum, impregnerings- och rengöringsmedel, mjukgörare etc. Biocid, smycken, lödmaterial, elektronik. Naturligt Avloppsreningsverk, enskilda avlopp, långväga spridning via luft Växthusodling, punktbehandling av barrträdsplantor, markläckage från potatis- och sockerbetsodlingar efter plantering av betat utsäde, biocidanvändning i och omkring byggnader och på golfbanor. Gruvdrift (sprängning), jordbruk (gödsling), bergtäkter och infrastrukturprojekt (sprängningar), skogsbruk (avverkning eller dränering), avloppsreningsverk Avloppsreningsverk, enskilda avlopp, långväga spridning via luft Brandövningsplatser, vid släckning av bränder, via avloppsreningsverk och enskilda avlopp, långväga spridning via luft Avloppsreningsverk, enskilda avlopp

131 22/46 Ämne eller ämnesgrupp Sulfat Koppar Användnings-områden (exempel) förekommande ämne. Frigörs vid SH-rening (vid gruvor), ingår i fällningskemikalier som används vid rening av avloppsvatten. Naturligt förekommande ämne. Båtbottenfärger, träskyddsmedel, växtskyddsmedel (svampmedel), bromsbelägg, elektronik, gödsel m fl Naturligt förekommande ämne. Potentiella utsläppsvägar till akvatisk miljö Gruvdrift, sulfatmassabruk, avloppsreningsverk, gruvavfall, grävarbeten (i sulfidjordar eller vid saltvatteninträngning) Avloppsreningsverk, dagvatten, ytavrinning m fl. Analyskostnader Ungefärliga analyskostnader för ämnena som ingår i de nya bedömningsgrunderna anges nedan. Uppskattningarna kan ibland baseras på kostnader för ett större analyspaket. Aspekter såsom kvantifieringsgränser och analysosäkerheter har inte utretts men priserna avser i de flesta fall kommersiellt tillgängliga analyser. Uppgifterna är främst avsedda att ge en uppfattning om storleksordningen på kostnaderna för olika typer av ämnen och prissättningen varierar mellan utförare. Nitrat och sulfat: ca 100 kr per prov Poly- och perfluorerade alkylsubstanser i vatten: ca 3000 kr per prov Ciprofloxacin: ca för ett större analyspaket av läkemedelssubstanser, där ämnet ingår Silver: ca kr per prov (ingår i analyspaket) Koppar och zink i sediment: ca kr per prov (ingår i analyspaket) Imidakloprid: enstaka prov ca 1000 kr per prov, men analyspaket med ca 90 bekämpningsmedels-substanser kostar ca 4000 kr och med nästan 110 substanser kostar något över 5000 kr. Siloxaner (D4 och D5) i sediment eller biota: ca kr beroende på hur många prover som analyseras.

132 23/46 Därutöver tillkommer provtagningskostnader men som i hög grad varierar beroende på hur och var provet behöver tas och av vem, liksom hur ofta. Lägst provtagningskostnader vid ett enskilt tillfälle kan t.ex. förväntas vid provtagning på t.ex. utgående avloppsvatten. Ytvatten kan ofta provtas från land och det krävs då inte tillgång till båt, vilket normalt annars fördyrar provtagningen. Provtagningskostnader för sediment och biota är normalt högre än för vatten. Provtagning i marin miljö är generellt också dyrare än i limnisk, av samma skäl som ovan. Provtagning av biota och särskilt sediment behövs dock betydligt mera sällan än vatten. Vattenprovtagning bör ofta göras åtminstone en gång i månaden. För sediment anges i direktivet om prioriterade ämnen (2008/105/EG) visserligen en årlig provtagningsfrekvens i de fall då värdena ska användas för att bedöma kemisk status men så pass tät provtagning är sällan motiverad när det gäller sediment. Vid en depositionshastighet på ca 0,2 cm per år är det t ex istället rimligt att provta den översta centimetern av sedimentet en gång per förvaltningscykel. Provtagningskostnaderna vid vattenprovtagning är således visserligen lägre vid ett enskilt tillfälle men den övervakningsfrekvens som krävs är betydligt högre för vatten. Detta pga den stora variation i halter som kan förekomma. Det blir då också betydligt fler prover att analysera, varför de totala kostnaderna kan öka. Omvänt gäller att vid sedimentprovtagning behöver färre prover analyseras kemiskt och i slutänden kan de totala kostnaderna för att övervaka vissa ämnen i sediment, men även biota, därför bli lägre än i vatten. Konsekvenser för avloppsreningsverk Flera av de nya ämnena kan tillföras miljön indirekt via avloppsreningsverk. Det gäller t.ex. silver, siloxaner (D4 och D5), ciprofloxacin, poly- och perfluorerade alkylsubstanser och sulfat. Det bedöms dock inte som troligt att halterna nedströms avloppsreningsverken idag överskrider de föreslagna värdena i någon nämnvärd omfattning (se även text för respektive ämne). Flera av ämnena (t.ex. silver, siloxaner och ciprofloxacin) binder också till slam. De skulle dock kunna tillföras ytvattenrecipienter i samband med betydande bräddningar och i synnerhet vid nödutsläpp (koncentrerat orenat vatten). Sådana är dock relativt ovanliga. Om det i ett enskilt fall skulle framkomma att det förekommer betydande utsläpp kan utsläppen reduceras genom optimering av konventionella metoder (inklusive att

133 24/46 minska bräddningarnas omfattning). Bedömningsgrunderna bedöms därför inte medföra mer än ringa kostnader för avloppsreningsverken och då främst i form av provtagnings- och analyskostnader för att mäta halter på utgående vatten och om det bedöms relevant i recipient och på ingående vatten till reningsverket. För de flesta av de ovan nämnda föroreningarna, saknas utsläppsdata för att i detalj kunna utreda vilka industriella verksamheter som skulle kunna beröras indirekt. Av tabell B2 framgår dock några identifierade användningsområden för respektive ämne och detta beskrivs utförligare nedan. Bedömningsgrunder som utgår från värden som har beslutats i andra sammanhang De övergripande konsekvenserna av att införa värdena för silver, poly- och perfluorerade ämnen, imidakloprid som bedömningsgrunder för SFÄ bedöms vara mycket små eftersom de redan används helt eller delvis som utgångspunkt vid t.ex. riskbedömningar och produktgodkännanden i andra sammanhang. Genom att införa värdena som bedömningsgrunder för SFÄ harmoniseras bedömningarna mellan regelverken i högre grad än tidigare. Silver Huvudsakliga utsläppskällor Silver används i många olika sammanhang, bl.a. som biocid men även i smycken, som lödmaterial och i elektronik. Silver kan också indirekt släppas ut från reningsverk och en betydande andel av silvret uppskattas då komma från kläder 7. Uppmätta halter Silver mäts inte regelbundet inom nationell övervakning men ämnet har screenats. Det är dock viktigt att kontrollera år för provtagningen innan några slutsatser om idag förekommande halter kan dras. Värdet avser dessutom löst koncentration och silver binder i hög grad till partiklar. Idag tycks halterna av silver generellt underskrida de bedömningsgrunder som föreslås (bedömt utifrån inrapporterade övervakningsdata från SLU). Silverutsläppen har minskat avsevärt sedan 7 Se Svenskt vatten utveckling rapport

134 25/46 övergången till digital fotografi men skulle kunna öka till följd av en ökad användning som t.ex. antibakteriell/desinficerande substans. Konsekvenser Årsmedelvärdet som föreslås för limnisk miljö och Östersjön är i stort sett samma värde (något högre) som har beslutats som PNEC vid riskbedömning av biocidprodukter. För Västerhavet föreslås ett högre värde. Införandet av dessa värden bedöms inte ge några indirekta negativa konsekvenser i form av åtgärder för någon särskild industribransch i Sverige även om utsläpp kan förekomma från flera olika typer av verksamheter. Vad gäller avloppsreningsverk berörs inga eller troligen bara ett fåtal verk och ämnet bedöms kunna renas på konventionellt vis. Ämnet binds till slammet och i de flesta fall beräknas halterna i utgående vatten inte utgöra något problem vid normalt fungerande rening. Imidakloprid Huvudsakliga utsläppskällor Imidakloprid är ett bekämpningsmedel (insekticid och fungicid) och som ingår i sexton godkända produkter på den svenska marknaden, både som växtskydd och biocid. Den aktiva substansen utgör mellan 0,01 och 70 viktprocent av dessa produkter 8. De produkter med högst halter utgörs av växtskyddsmedelsprodukter. Som växtskyddsmedel får det idag användas vid betning av utsäde för sockerbetor och potatis, vid behandling av barrträdsplantor och för växthusodling (prydnadsväxter, tomat, gurka och paprika). De produkter som idag är godkända för användning av allmänheten (behörighetsklass 3) utgörs bara av biocidprodukter och inte växtskyddsmedel och den största andelen aktiv substans är då 0,05%. Som biocid ingår det i produkter för att bekämpa myror (inomhus och runt byggnader), kackerlackor (inomhus), husflugor (djurstallar och avfallshantering) och vid insektsangrepp vid golfbanor (för användning på tees, greens och fairway). 8

135 26/46 Betning av utsäde av potatis och sockerbetor ska enligt tillstånden för de godkända produkterna ske i slutna/professionella system och spridningsrisken därifrån bedöms som relativt liten. Däremot skulle det kunna spridas efter sådd, från betad gröda genom marken även till ytvatten. För användning på barrträdsplantor får godkända produkter med medlet även, genom punktbehandling, sprayas på plantorna efter utplantering, med en maxdos om 70 g verksamt ämne/ha. Den här typen av ombehandling förekommer dock troligen relativt sällan inom ett och samma område (med tanke på avverkningsfrekvensen) och i huvudsak relativt snart efter utplantering. Ombehandling tycks dessutom ha minskat kraftigt de senaste 10 åren och förekommer idag främst som en nödåtgärd när mekaniskt skydd eller förbehandling med insekticider inte har varit tillräckligt. Ett visst behov av ombehandling förväntas dock kvarstå bl.a. som en följd av populationsökning hos snytbagge, till följd av varmare klimat. Medel med imidakloprid används även på obarkat virke vid svåra förhållanden efter omfattande stormfällningar och därpå följande massförekomst av granbarkborre 9. En annan spridningskälla skulle kunna vara växthus där godkända produkter med hög koncentration får användas för droppbevattning och sprutning. Växthus ska enligt användarvillkoren vara täckta och permanenta odlingsutrymmen med ståhöjd. Detta krav gäller dock inte vid tunnelodling. Någon statistik för hur stor andel av den försålda mängden som ingår i produkter godkända för växthusanvändning har vi dock inte tillgång till (sekretesskyddad information). Ämnet är enligt ECHAs riskbedömningsrapport stabilt i jord och i akvatisk miljö, samtidigt som rörligheten bedöms som moderat. Det skulle kunna innebära att uppmätta halter idag speglar även tidigare och mer omfattande användning av ämnet. Uppmätta halter Imidakloprid är det bekämpningsmedel som utifrån observationer gjorda inom bl.a. nationell övervakning och screening oftast överskrider det riktvärde (högre än det värde som föreslås i denna remiss) som tillämpas vid utvärderingen av det 9 Se även t.ex. Konsekvensutredning med anledning av förslag till Skogsstyrelsens föreskrifter (SKSFS 2016:XX) om användning av växtskyddsmedel på skogsmark (Skogsstyrelsens dnr 2015/1842).

136 27/46 svenska miljökvalitetsmålet Giftfri miljö, se t.ex. Boström et al , CKB rapport 2017:2 och en uppföljande nationell screening av bekämpningsmedel i jordbruksområden (Lindström et al 2017) 11. Imidakloprid var den substans som under 2016 påträffades i flest prover i halter lika med eller över sitt riktvärde (totalt 16 % av proverna) och dessutom med högst överskridande. Notera att det riktvärde man använt sig av i jämförelsen ovan är betydligt högre än det remitterade förslaget. En tidigare studie i områden med växthusodling påvisade också bl.a. höga halter 12 imidakloprid (Kreuger et al 2008) 13. Såvitt HaV känner till har imidakloprid inte screenats i skogsmark. Konsekvenser Ämnet har uppmärksammats internationellt (se t ex Naturvårdsverkets rapport 6634) 14. Det hör till gruppen neonikotinoider, vars användning numera starkt begränsats för att undvika exponering för honungsbin 15 och ECHA har nyligen konstaterat att risken för honungsbin kan bekräftas 16 vilket kan komma att leda till åtgärder inom växtskyddsmedelsområdet. Försäljningen av medlet har redan minskat stadigt och var 2016 nere på totalt 2,2 ton (år 2010 låg t.ex. motsvarande siffra på nästan 10 ton) 17. Ämnet begränsas således redan nu men är fortfarande tillåtet i några produkter och beräknas främst användas inom jordbruk och skogsbruk men även (om än i mycket lägre grad) av hushåll och inom industri. Årsmedelvärdet som föreslås är i stort sett samma värde som har beslutats som PNEC vid riskbedömning av biocidprodukter. För växtskyddsmedel tillämpas ett något högre värde än så men detta anges som preliminärt rapporter/nationell-screening-av-bekampningsmedel-2016-uppfoljningen_ivm- 2017_5.pdf 12 I ett område med odling av prydnadsväxter och gurka varierade halterna mellan 1,7 och 9,6 ug/l och i ett annat område med växthusodling av tomat och gurka varierade halterna i vattendrag mellan 0,05 och 15 ug/l. Halterna i överskottsvattnet från växthus uppgick till som mest 89 ug/l Biociders spridning i miljön och deras hälso- och miljörisker Screening år En kunskapsöversikt Enligt försäljningsstatistik redovisad av Kemikalieinspektionen, se f

137 28/46 Skogsbruket har arbetat aktivt med att i högre grad gå över till fysiska skyddsåtgärder och inom jordbruk vid odling på åkermark är det bara tillåtet att användas vid betning av utsäde i slutna system. Vilken spridning som sker vid växthusanvändning är i dagsläget svårt att bedöma då det inte går att få tillgång till statistik för hur stor andel av produkterna som används för detta ändamål. Det går inte heller att utesluta att dagens halter till viss del kan förklaras av tidigare användning. Orsaker till att det fortfarande påträffas i så hög grad i den yttre miljön kommer därför att behöva utredas ytterligare innan det går att bedöma vilka eventuella ytterligare åtgärder som kan behöva vidtas (och därmed vilka indirekta konsekvenser det skulle kunna innebära för företag). SLU kommer att på uppdrag av HaV under våren 2018 använda modelleringsverktyget MACRO-SE för att bistå vattenmyndigheterna och länens beredningssekretariat med att, i enlighet med HVMFS 2017:20, försöka identifiera för vilka vattenförekomster det föreligger störst risk för att imidakloprid förekommer i halter som överskrider det remitterade värdet. Modelleringen täcker då dock bara in spridning från potatiseller sockerbetsodlingar (inte växthus eller skogsbruk). Införandet av värdet beräknas främst leda till att undersökningar prioriteras och att bedömningarna av uppmätta halter harmoniseras. Per- och polyfluorerade ämnen Huvudsakliga utsläppskällor Denna ämnesgrupp har främst släppts ut i samband med brandövning (genom användning av brandbekämpningsskum) och ett flertal aktörer, såsom flygplatser och militära anläggningar, kan vara ansvariga i det enskilda fallet. Även olycksplatser (utsläpp i samband med brandbekämpning) är av stor betydelse. Avloppsreningsverk och avfallshantering kan dock också utgöra källor om än i betydligt mindre grad. Ett omfattande kartläggningsarbete har bedrivits av bl.a. Naturvårdsverket och flera länsstyrelser och över 2000 potentiella lokala, potentiellt betydande källor har hittills identifierats. Utredningar bedrivs fortfarande för att identifiera ytterligare källor och bedöma skadornas omfattning. För ytterligare information om problematiken med denna ämnesgrupp, se t.ex. Naturvårdsverkets rapport 6709.

138 29/46 Uppmätta halter De höga PFAS-halter som nu upptäckts i dricksvatten härrör i huvudsak från brandskum. Flera utredningar pågår och höga halter påträffas frekvent i anslutning till lokalt belastade områden (brandövningsplatser och brandplatser), se t.ex. Naturvårdsverkets rapport Konsekvenser Att dricka vatten med mycket höga halter av PFAS under lång tid misstänks kunna öka risken för negativa hälsoeffekter, såsom störningar på sköldkörteln, levern, fettomsättningen och immunförsvaret. En fortsatt icke reglering av poly- och perfluorerade alkylsubstanser i den akvatiska miljön innebär att ämnesgruppen fortsätter att utgöra ett problem vid dricksvattenframställning, vilket kan antas medföra ökade kostnader för VA-kollektivet i form av ökade behov av rening 18 eller i värsta fall att nya dricksvattentäkter behöver tas i anspråk. Det värde som föreslås är identiskt med den åtgärdsgräns som har tagits fram av Livsmedelsverket, med utgångspunkt ifrån att dricksvatten inte får innehålla ämnen i sådana koncentrationer att de kan utgöra en risk för människors hälsa (se även i Livsmedelsverkets föreskrifter (2001:30) om dricksvatten). Av art. 7 i ramdirektivet för vatten framgår att medlemsstaterna ska säkerställa erforderligt skydd för dricksvattenförekomsterna för att bl.a. minska den nivå av vattenrening som krävs för framställning av dricksvatten. Det nu föreslagna värdet är identiskt med Livsmedelsverkets åtgärdsgräns för dricksvatten och införandet av värdet även för ytvattenförekomster som är skyddade områden avseende uttag av dricksvatten beräknas främst leda till att bedömningarna av uppmätta halter harmoniseras mellan olika regelverk, och att tydliggöra att åtgärder i så hög grad som möjligt behöver vidtas genom uppströmsarbete (dvs. nära utsläppskällan). Detta kan i sin tur på sikt tänkas innebära positiva effekter (mindre reningsbehov) för dricksvattenverken. Kvantitativa kostnader för de saneringsinsatser som kan komma att identifieras är svåra att ange eftersom de i hög grad är platsberoende. Vilka verksamheter som kan behöva stå för dessa varierar men kan tänkas beröra ansvariga för brandövningsplatser vid t.ex. flygplatser, industrier och militära anläggningar och som bidragit till att förorena dricksvattenförekomster. 18 Se även Svenskt vatten utveckling rapport 2017:20 om olika reningsmetodik för att avlägsna PFAS från dricksvatten.

139 30/46 Värden som har tagits fram inom arbetsgruppen Nitrat Huvudsakliga utsläppskällor Ämnet förekommer naturligt men kan bland annat frisläppas vid gödsling (jordbruk) respektive sprängning, då det ingår i sprängmedel. Sprängningar förekommer frekvent vid gruvverksamhet men även vid bergtäkter och i samband med större infrastrukturprojekt. Vid större avverkningsprojekt av skog och/eller dränering av skogsmark kan upplagrat kväve från deposition också frigöras. Uppmätta halter Sammanfattningsvis visar övervakningsdata att av de fyra värden som ingår i det remitterade förslaget är det främst årsmedelvärdet för limnisk miljö (2,1 mg/l) som kan tänkas överskridas i ytvattenförekomster men enbart i vad som kan anses vara belastade områden. Halterna överlag i Sverige är däremot låga i jämförelse med årsmedelvärdet. I Torne Älv ligger t.ex. halten (NO3 + NO2)-N på 0,062 mg/l och i Nissan och Lagan på 0,33 respektive 0,26 mg/l. Av tabell 1 i Sahlin & Ågerstrand (2017a) framkommer också att värdet 2,1 mg/l sällan överskrids vare sig i sjöar eller vattendrag. Enligt den sammanställning som redovisas i rapporten uppvisar bara 31 av totalt 376 vattendragsstationer uppmätta medelhalter som överstiger 1,15 mg/l. Motsvarande siffra för sjöar är 5 av 336 stationer. Dessa data avser perioden och bygger på en sammanställning av Jordbruksverket. Genom egna jämförelser med övervakningsdata för 2014 från det svenska flodmynningsprogrammet kan man dra slutsatsen att årsmedelvärdet överskrids främst i några av vattendragen i utpräglade jordbruksområden: Skivarpsån, Kävlingeån, Råån, Smedjeån och Gothemsån. Årsmedelhalterna för (NO3 + NO2)- N låg då på 3,7; 2,8; 5,5; 2,6 respektive 2,9 mg/l, dvs. upp till en faktor 2,6 över förslag på bedömningsgrund. Notera dock att något avdrag från uppmätt halt för naturlig bakgrundshalt då inte har gjorts och att en viss mindre del kan tänkas utgöras av nitrit snarare än nitrat. Halterna av nitrat i gruvrecipienter varierar. För någon eller några gruvor kan ett årsmedelvärde på 2,1 bli svårt att klara särskilt vid lågflödesperioder. Enligt uppgifter för ett 20-tal prov från gruvrecipienter (erhållna från Länsstyrelserna i

140 31/46 samband med inrapportering av behov av bedömningsgrund och avseende högsta årsmedelvärde för perioden ) kan de variera mellan 0,4 och nästan 5 mg/l dvs ligger som mest i samma härad som flodmynningsstationerna i de mest belastade jordbruksområdena ovan. Värdet 2,1 mg/l NO3-N överskrids i 7 av ca 20 redovisade fall. Uppgifterna stämmer i huvudsak överens med de som lämnats inom referensgruppen för sju större gruvor i Sverige. Medelhalterna varierar enligt den sammanställningen mellan 0,8 och 10 mg/l och maxhalterna mellan 1,7 och 13 mg/l på ett avstånd om ca 1-2 km från dessa gruvor. Det är dock bara för en av gruvorna som medelhalter överskrider 2,1 mg/l på detta avstånd. Även värdet avseende maximal uppmätt koncentration (10 mg/l) överskrids vid samma gruva. Konsekvenser Inom ramen för arbetet i referensgruppen är det främst tänkbara konsekvenser för gruvdrift och jordbruk som har lyfts fram. Konsekvenser för jordbruket förväntas dock bli ringa eller helt utebli. I samtliga fall som redovisas ovan, där uppmätta halter har överskridit årsmedelvärdet som föreslås för nitrat, råder redan idag måttlig eller sämre ekologisk status, bedömt utifrån en övergödningsproblematik. Detta är inte förvånande då tillförsel av nitrat och fosfat ofta följs åt i dessa områden. Några ytterligare åtgärder inom jordbrukssektorn i stort är därför inte att vänta till följd av att detta värde införs. Konsekvenser för gruvbranschen förväntas bli ringa. Vilket värde man utgår ifrån i samband med prövning av gruvverksamhet kan variera men ofta används det kanadensiska eller det nyazeeländska värdet (se remissbilaga 2). Årsmedelvärdet hamnar på samma nivå som det värde som införts av NIWA (Nya Zeeland) 19 och strax under det som införts av CCME (Kanada), men i vårt fall får man även ta hänsyn till bakgrunden (se tabell 12 i Sahlin & Ågerstrand, 2017a). För en svensk gruva har nu beslutats om ett maximalt månadsmedelvärde på 9 mg/l för utsläppet. För samma gruva regleras även att utsläppen maximalt får utgöra 1/3 av flödet i recipienten vilket i princip innebär att den halt som får förekomma i recipienten är 3 mg/l. Detta värde är identiskt med det kanadensiska värdet och bara strax över vårt förslag på värde. Den främsta konsekvensen av regleringen i detta sammanhang blir därför att bedömningarna och villkoren framöver blir mer 19 Egentligen har Nya Zeeland en tregradig skala avseende kroniska effekter och där värdet 2,1 ug/l motsvarar goda ( good ) förhållanden och anges skydda 95% av arterna. Värdet 1,0 ug/l anger utmärkta ( excellent ) förhållanden och skyddar 99% av arterna. Slutligen finns en gräns på 6,9 ug/l ( fair ) och som endast anges skydda 80% av arterna.

141 32/46 harmoniserade, vilket är positivt ur rättsäkerhetssynpunkt. För en enskild gruvverksamhet kan det dock bli motiverat att införa åtgärder vid hantering av sprängämnen och restvatten från sprängningar som en indirekt följd av regleringen. Med sedvanliga reningsmetoder, såsom biologisk nitrifikation/denitrifikation, är det möjligt att klara den föreslagna nivån även i de gruvrecipienter som eventuellt berörs. Någon kvantitativ kostnadsuppskattning har inte gjorts eftersom vad som är lämpliga åtgärder behöver bedömas från fall till fall och eftersom vårt värde i stort sett överensstämmer med värde som redan beslutats i villkor. Gruvindustrin har också enligt uppgift från referensgruppen startat flera utredningar för att bl.a. utreda möjliga åtgärder för att reducera utsläppens storlek. Sammanfattningsvis kan sägas att då Sverige inte har några nationellt fastställda bedömningsgrunder för nitrat används idag ofta värden framtagna i andra länder (Nya Zeeland och Canada) vid tillståndsprövningar och tillsyn. Detta gör att olika verksamheter idag kan möta olika villkor vid samma miljöbelastning. För nitrat bedöms införandet av årsmedelvärdet för inlandsvatten främst kunna ha en positiv påverkan på gruvföretagens förutsättningar, i form av ökad rättsäkerhet och likabehandling. För enskilda gruvbolag kan förändringen medföra strängare villkor än vad som annars varit fallet, men det handlar då om att företag som annars hade fått mindre stränga villkor än övriga gruvföretag, nu får samma villkor som övriga företag, givet samma belastning. Sulfat Huvudsakliga utsläppskällor I Sverige finns idag 16 gruvor där man bryter malm. Sulfat kan frisläppas i samband med brytning av sulfidmalm. Malm, anrikningssand och gråberg innehåller svavel och för att minska utsläppen av reducerade svavelföreningar (SHföreningar) vilka kan ge både toxiska effekter och syrebrist har rening med hjälp av oxidation och tillsats av svavelsyra och järnsulfat ofta införts. Sammantaget leder dock detta till att sulfatkoncentrationerna i utgående vatten från sådana gruvor kan ligga på ca 1000 mg/l (enligt uppgift från referensgruppen). Sulfat är inte med bland de utsläppsparametrar som ska rapporteras in enligt Naturvårdsverkets föreskrifter om miljörapport (NFS 2016:8). Det råder därför stor brist på data i dagsläget för att kunna bedöma omfattningen av utsläpp från

142 33/46 andra branscher. Sulfat har inte heller screenats. Eventuella konsekvenser för sulfatmassaindustrin har dock också lyfts inom referensgruppen fanns totalt 51 massabruk och pappersbruk i Sverige 20. I en nyligen publicerad rapport om miljösituationen i skogsindustrirecipienter nämns dock inte någon sulfatproblematik (Karlsson et al 2016). Andra branscher med utsläpp av sulfater är t.ex. livsmedelsindustrier och avloppsreningsverk (kommunala och industriella). Svavel ingår i inkommande vatten men reningsverken kan också använda fällning med järn- eller aluminiumsulfat. I Sverige finns totalt ca reningsverk av vilka 431 har en storlek på över 2000 personekvivalenter 21. Andra potentiella källor som har nämnts inom referensgruppen är läckage från nedlagda gruvor med sulfidhaltiga avfallsupplag, eller gruvavfallsrester som använts för byggnadsändamål (vägar, järnvägar och äldre husgrunder). Även större grävarbeten i sulfidjordar kan frigöra sulfat, liksom projekt som orsakar betydande inträngning av havsvatten. Uppmätta halter Av tabell 1 i Sahlin & Ågerstrand (2017b) framgår att halterna normalt ligger långt under de föreslagna värdena i bedömningsgrunderna. 98 % av alla mätvärden från sjöar och vattendrag enligt SLUs databaser (totalt nästan enskilda mätvärden från åren ) hamnar på under 50 mg SO4/l. Av tabell 2 och 3 i samma rapport framgår också att högre sulfathalter normalt motsvaras av högre kalciumhalter och vice versa. Genom egna jämförelser med övervakningsdata från 2014 från det svenska flodmynningsprogrammet (och efter omräkning av data från mekv/l till mg/l) 22 kan man dra slutsatsen att årsmedelvärdet precis överskrids i några av vattendragen. Notera dock att något avdrag för naturlig bakgrundshalt då inte gjordes och att det därför förmodligen är relativt ovanligt att årsmedelvärdet 34 mg/l överskrids om man även tar hänsyn till bakgrunden. Enskilda mätvärden har hittills (data från ) inte heller vid något tillfälle överskridit värdet 73 mg/l (föreslaget värde för maximal tillåten koncentration). Data för omdrevssjöarna (data från ) visar på att sulfathalter som överskrider 73 mg/l är mycket ovanliga och bara påträffades i 8 prover av totalt över bb740/svenskt-vatten.pdf 22 Genom multiplicering med faktorn 48

143 34/46 mätvärden. Omdrevssjöar provtas bara en gång under en 6-årscykel varför det inte går att uttala sig om medelhalter men inte heller överskridanden av 34 mg/l är särskilt frekventa (total 28 prover under hela tidsperioden). Observera att sjöar som ingår i omdrevsprovtagningen även omfattar lokalt belastade områden. Halterna av sulfat i gruvrecipienter varierar kraftigt och inte bara mellan gruvor utan även över året. Enligt data erhållna från Länsstyrelserna i samband med inrapportering av behov av bedömningsgrund för sulfat framgår dock att halterna oftast är relativt låga i jämförelse med de föreslagna värdena. I vissa fall (för vissa gruvor och tidpunkter) förekommer det emellertid höga halter. Högsta enskilda inrapporterade mätvärdet ligger på 800 mg/l och de högsta långtidsmedelvärdena (under t.ex. vinterperioden) ligger på över 500 mg/l men flera också på över 100 mg/l. Även uppgifter från deltagare i referensgruppen bekräftar denna bild, där medelhalter på upp till 600 mg/l på ett avstånd av ca 2 km från enskilda gruvor kan förekomma. Mot bakgrund av de data som redovisas i rapporten av Sahlin och Ågerstrand kan toxiska effekter på akvatiska organismer då förväntas och påverkade organismer har av Länsstyrelserna rapporterats förekomma. Lågflödesperioder (dvs. då halterna kan bli som högst) kan dessutom förväntas sammanfalla med de känsligaste perioderna för t.ex. öringrom. Uppgifter om sulfathalter i skogsindustrirecipienter har inte rapporterats in av länen. Enligt en miljökonsekvensbeskrivning framtagen för ett sulfatmassabruk uppskattades dock att halter under lågflödesperioder på upp till 170 mg/l kan uppstå (bedömt utifrån tillståndsgiven produktion, vilket förmodligen innebär att värdet överskattats) (Karlsson, 2002). Enligt beräkningar av Sangfors & Landner (2000) uppskattas att för den minsta recipient som ingick i utredningen beräknas halten i recipienten öka med totalt 90 mg natriumsulfat/l vid lägsta månadsmedelvattenföringen, varav 20 mg/l bedömdes komma från den så kallade stoftutblödningen och resten från alkali- eller tvättförluster 23. Vid medelflöden handlade det dock snarare om ett tillskott på ca 7 mg/l, varav 2 mg/l från stoftet. 23 Sangfors & Landner (2000) gjorde bedömningen att den totala stoftutblödningen kan uppskattas till ton per år, varav tre fabriker står för 70-80%. Elfilterstoftet består till största delen av natriumsulfat. Det förekommer dock utöver detta redan relativt stora utsläpp av salter (natriumsulfat) via alkali- eller tvättförluster vid samtliga massafabriker.

144 35/46 Enligt en inte publicerad sammanställning nyligen gjord av IVL på uppdrag av branschen, baserade på uppgifter för ett fåtal inlandsbaserade sulfatmassabruk, är den högsta halten av sulfat i recipienten ca 60 mg/l som medelvärde (ca 30 som medianvärde, dvs några enstaka prover uppvisar avvikande halter). I de övriga recipienterna är sulfathalterna lägre (mellan 8 och 36 mg/l). Notera att för sulfat ska även naturlig bakgrund beaktas och bruken uppskattades i dessa fall bidra med som max ca 25%. Halter nedströms avloppsreningsverk är svårbedömda eftersom det saknas säkra uppgifter om utsläpp av sulfat från de flesta verk i dagsläget. Vid ett reningsverk med PIX-fällning har, enligt uppgifter från referensgruppen, en genomsnittshalt på ca 70 mg/l uppmätts i utgående vatten och vid två andra visar stickprov på sulfathalter om ca 20 mg/l i utgående vatten från det verk som inte fäller, och ett annat verk påvisade 60 mg/l i utgående vatten från verk som använder PIX fällning. Värdena som föreslås i föreskrifterna avser dock halter i vattenförekomsten. Vid två-tre gångers spädning i recipienten kan man anta att halterna inte kommer att överskridas i någon högre grad nedströms reningsverk. Dessutom ska vid klassificeringen hänsyn tas till naturlig bakgrund om denna annars innebär att värdet överskrids. Nedströms reningsverk med sulfatfällning beräknas därför sulfatvärdet som föreslås främst möjligen kunna överskridas i vattenförekomster med ogynnsamma spädförhållanden och kanske främst om även industriella avloppsvatten (från t.ex. livsmedelsindustrier) har påkopplats, och från vilka det i sin tur också kan tillföras sulfater; alternativt då även andra lokala källor till sulfat förekomer. Konsekvenser Då Sverige inte har några nationellt fastställda bedömningsgrunder för sulfat, så används idag ofta olika värden från British Columbia vid tillståndsprövningar och tillsyn. Detta gör att olika verksamheter kan möta olika villkor vid samma miljöbelastning. För vissa enskilda gruvor kan både långtidsmedelvärdet och värdet uttryckt för maximal tillåten koncentration vara svåra att klara utan ytterligare rening. Det är också främst i samband med gruvprövningar som frågan om sulfatrelaterade villkor tycks ha förekommit. För en svensk gruva anges nu som provisorisk föreskrift ett maximalt månadsmedelvärde på 750 mg/l för utsläppet. För samma gruva regleras även att utsläppen maximalt får utgöra 1/3 av flödet i recipienten

145 36/46 vilket i princip innebär att den halt som under prövotiden högst får förekomma i recipienten är 250 mg/l. Bedömningsgrunder från British Colombia ( ambient water quality guidelines ) används ofta som utgångspunkt i prövningsärenden för gruvor. Värdena från BC varierar beroende på vattnets hårdhet. Även det lägsta av dessa värden (128 mg/l) är betydligt högre än det årsmedelvärde (34 mg/l) som ingår i denna remiss. Att vid klassificering av ekologisk status tillämpa samma sulfatvärden som i British Colombia har inte bedömts lämpligt eftersom detta skulle innebära en tydlig avvikelse från den vägledning som tagits fram på EU-nivå. Detta utvecklas ytterligare i remissbilaga 2. Skulle man räkna om utifrån CIS 27 skulle de hamna på lägre nivåer. Vattenmyndigheterna ska vid klassificeringen enligt vårt förslag beakta naturlig bakgrund, vilket gör att direkta jämförelser mellan föreskriftsförslaget och värdena ovan är svåra att göra. Det går dock att konstatera att ett införande av de föreslagna bedömningsgrunderna för sulfat indirekt kan innebära att vissa villkor på sikt behöver skärpas i jämförelse med dagens situation. Det är dock inte samtliga gruvor som berörs utan uppskattningsvis en tredjedel av de sexton gruvor som är i drift idag. De aktuella gruvorna drivs av tre stora företag. Det kan för vissa sulfatmassabruk i enstaka fall (vissa processer med stora utsläppsmängder och små recipienter) möjligen vara svårt att klara de föreslagna värdena i vattenförekomster. Flera av dessa recipienter utgörs dock av kustvatten och för marin miljö föreslås inget värde för sulfat. Föreskriftsförslaget bedöms därför inte ge några negativa konsekvenser för sulfatmassabruken i stort men det går inte att utesluta att det i något enstaka fall skulle kunna förekomma utsläpp av betydelse, i synnerhet om de sker till mindre inlandsrecipienter och vid låga flöden. Sammanfattningsvis bedöms införandet av värdena för sulfat främst kunna påverka några enstaka, större företag vid uppskattningsvis fem av sexton svenska gruvor. De ytterligare kostnaderna för dessa gruvföretag vid införandet av bedömningsgrunderna kan dock förväntas variera beroende på val av åtgärd eller kombination av åtgärder och förhållandena på platsen.

146 37/46 Uppskattade kostnader för sulfatrening Det finns ett antal väl beprövade metoder som används internationellt för hantering av sulfathaltigt vatten som släpps ut från gruvområden. Enligt uppgift från näringslivets representant i referensgruppen kan det handla om ca 500 MSEK i investeringskostnader vid de större gruvorna. En tillverkare av reningsutrustning för sulfat i processvatten har kontaktats och kan bekräfta att det kan handla om den storleksordningen på kostnader om utsläppen ska reduceras mer eller mindre helt genom rening. Redan idag pågår dock utredningar för att försöka minska sulfathalten i bräddvatten från svenska gruvor. Konsekvenserna i form av kostnader för åtgärder till följd av förslaget på värde för sulfat bör utgå ifrån de ytterligare åtgärder som kan bli aktuella (indirekt) snarare än kostnader för de åtgärder som ändå redan övervägs (även om en bedömningsgrund för SFÄ inte skulle tagits fram). Det finns olika typer av åtgärder för att minimera halten av sulfat i lakvattnet. Då sulfat inte riskerar att ackumuleras på samma sätt som t.ex. tungmetaller eller stabila organiska ämnen kan man t.ex. också öka uppehållstiden i dammarna så att utsläppen kan styras bort från lågflödes-säsongerna. Man kan separera avfallet i olika fraktioner så att det sulfidrika avfallet kan hanteras på ett säkrare sätt. Man kan också maximera återcirkulation av vatten. Reduktion av sulfat (SO4) från processvatten kan vidare göras med flera olika metoder 24. Den mest lämpliga metoden beror på de lokala förhållanden som råder vid den aktuella anläggningen. Viktigt för val av metod är också bland annat den utgångskoncentration man har i det obehandlade vattnet och den slutkoncentration man vill uppnå efter rening. Följande huvudsakliga processalternativ finns tillgängliga för reduktion av SO4: 1. Kemisk fällning av sulfat med efterföljande sedimentering 2. Biologisk sulfatreduktion 3. Membranteknologi kombinerat med kemisk fällning på retentatströmmen 4. Jonbytarteknologi 5. Indunstning och kristallisation av salter Den enklaste typen av sulfatrening är utfällning genom tillsats av kalcium (utfällning av kalciumsulfat eller gips). Den bildade gipsfällningen avskiljs därefter i en sedimenteringsbassäng. På grund av den relativt höga lösligheten av 24 Beskrivningen av de olika processalternativen har erhållits genom kontakt med tillverkare av reningsutrustning; VA-ingenjörerna vid KAM Mining&Minerals

147 38/46 kalciumsulfat går det med denna metod inte att komma under ca 1700 mg sulfat/l efter rening. Andra fällningskemikalier kan också användas för att åstadkomma lägre utgående sulfathalter (< 100 mg/l). Vid ettringitfällning doseras både kalciumhydroxid och aluminiumhydroxid till vattnet. Vid ett ph på ca 11,5 12 bildas då en ettringitfällning vars kemiska sammansättning är Ca6Al2(SO4)3 (OH)12 26 H2O. Processen genererar stora mängder slam och för att den ska vara ekonomiskt och miljömässigt motiverad krävs normalt ett system för återvinning av aluminium från slammet. I den biologiska sulfatreduktionen, kommer i första steget, sulfatreducerande bakterier (SRB) som utvinner energi genom att till exempel oxidera organiskt material, reducera sulfat till sulfid. Denna process kräver någon form av elektrondonator (vanligtvis organiskt material eller vätgas), vilket är ett problem med processvatten från gruvor som naturligt inte innehåller någon kolkälla. Kolkälla behöver då doseras i form av t.ex. metanol eller etanol. I processens nästa steg oxideras sulfiden till elementärt svavel med annan typ av bakterier (sulfidoxiderande bakterier). Svavlet avskiljs därefter som en svavelslurry i en sedimenteringsbassäng. Metoden kan användas för att erhålla sulfathalter understigande 100 mg/l. Den bilogiska sulfatreduktionen genererar en betydligt mindre mängd överskottsslam jämfört med ettringitfällning. Omvänd osmos (RO) kan användas för att reducera ned SO4-halten till < 50 mg/l. Tekniken går ut på att med hjälp av ett yttre tryck låta processvattnet vandra genom ett semipermeabelt membran, ett halvgenomsläppligt membran. Det som händer är att jonerna stannar kvar på den ena sidan av membranet och vattenmolekylerna passerar genom membranet, vilket då innebär att man övervunnit det osmotiska trycket. Membrananläggningen producerar ett permeat med mycket låga halter salter som kan släppas till recipient och ett högkoncentrat retentat som innehåller de avskilda ämnena. Avskiljningen av sulfat sker normalt genom kemisk fällning på den uppkoncentrerade retentatströmmen. Membran är känsliga för partiklar i inkommande vatten och metoden kräver därför relativt omfattande förbehandling före membranen. Jonbytarteknik går ut på att jonhaltigt vatten som ska behandlas leds antingen genom en filterkolonn med katjonbytarmassa där positiva joner byts ut mot vätejoner följt av anjonbytarmassa är negativa joner byts ut mot hydroxidjoner. Det

148 39/46 går även att enbart köra ett filter vilket är beroende på vilken jon eller joner som skall reduceras. När massan är mättad regenereras katjonbytarmassan med syra och anjonbytarmassan med lut, därefter kan en ny driftcykel startas. Jonbytartekniken producerar ett koncentrat likartat som för omvänd osmos, som behöver behandlas eller lagras. Indunstning och kristallisation av sulfat är en energikrävande process och används normalt endast vid relativt låga flöden eller då överskottsvärme finns att tillgå. Om man utgår ifrån det provisoriskt satta villkoret (750 mg/l i utgående vatten) som nämnts ovan kan man istället basera kostnadsuppskattningen på vad det skulle kosta att med hjälp av rening reducera utsläppen till ungefär en femtedel (150 mg/l) och sedan anta att det förekommer en spädning med tre gånger i recipienten. De ytterligare kostnaderna för sulfatrening uppskattas då till ca 90 MSEK i investeringskostnader (om man samtidigt räknar med ett flöde på ca 600 m 3 /h till recipient). Därtill kommer drifts- och underhållskostnader 25. Ovanstående summa är eventuellt också en överskattning eftersom det provisoriska villkoret kan tänkas justeras alldeles oavsett införandet av bedömningsgrunden och det dessutom kan tänkas råda mer gynnsamma utspädningsförhållanden utanför andra gruvor. Som tidigare nämnts så kommer val av åtgärd (och kostnad) att bero på de lokala förhållanden som råder vid den enskilda gruvan. Faktorer som spelar roll är bland annat hur gruvans vattensystem är uppbyggt, krav på annan rening, sammansättning och halt på det vatten som ska behandlas och krav på renhet efter rening. Viktigt är också de möjligheter som finns att ta emot bildade restprodukter som till exempel slam som bildas vid kemisk fällning och kostnader för energi och kemikalier. Ovanstående exempel ska därför bara ses som en grov uppskattning av vad ett kompletterande sulfatreningssteg skulle kunna kosta i investering Här tillkommer också kostnader för deponering av stora mängder slam, uppskattningsvis ca 45 ton/dag. 26 I detta fall ingår inte system för återanvändning av aluminium vilket medför att produktionen av restprodukter i form av slam, blir relativt omfattande.

149 40/46 Siloxanerna D4 och D5 Huvudsakliga utsläppskällor Ämnena används vid bland annat plasttillverkning och i tätningsmedel. De ingår i ett stort antal konsumentprodukter såsom kosmetika. Siloxaner tillverkas dock inte i Sverige 27. De kan spridas till miljön i samband med användning av produkter där ämnet ingår. Det gör att ämnena kan tänkas spridas från t.ex. avloppsreningsverk men även mer diffust i miljön och långväga via luft. Siloxaner skulle också kunna spridas i samband med industriella aktiviteter där ämnet ingår i de produkter som används. Utfasningen av perfluorerade ämnen såsom PFOS kan innebära att användningen av siloxaner inom vissa områden ökar och att halterna därför går upp ytterligare i miljön. Siloxaner används då som ersättning i produkter som är smuts-och vattenavvisande, istället för PFAS. Uppmätta halter D4 har screenats i svensk miljö men inte kunnat detekteras i ytvatten. Det har dock identifierats i avloppsvatten och slam. Ämnet har uppmätts internationellt i sediment i halter som överstiger ovanstående förslag på värden (se tabell 6 i Sahlin & Ågerstrand). I en svensk screeningstudie kunde det inte detekteras i sediment men i en nordisk studie detekterade man det i ett av sedimentproverna. D4 har även påträffats i biota men inte i halter som överstiger det föreslagna värdet. I Sverige har D4 också detekterats i bröstmjölk. D5 i sediment har hittills inte påträffats i halter som överskrider de föreslagna värdena men i något fall ligger de nära det värde som föreslås för marin miljö (se tabell 5 i Sahlin & Ågerstrand, 2017d). Retrospektiva analyser på fisk i Östersjön tyder på att halterna av D5 ökar. Värdet för D5 i biota överskrids också i några av de prover som redovisas. Lipidnormalisering har dock inte gjorts och det går därför inte att med säkerhet uttala sig om status Vid utvärdering av uppmätta halter av fettlösliga ämnen i fisk gör man vid statusklassificering en omräkning till 5% lipidhalt.

150 41/46 Konsekvenser Ämnenas tendens att lagras upp i sediment och biota och i näringskedjan, liksom att spridas långväga, anges som skäl till ett brittiskt förslag om att begränsningsregler införs för D4. Det är en viktig ämnesgrupp att bevaka och genom att införa bedömningsgrunder för ämnena för olika akvatiska matriser underlättas möjligheter att utvärdera status avseende halter av siloxanerna i svensk miljö. Det går dock inte att i dagsläget identifiera några negativa konsekvenser för en specifik svensk industribransch och troligen inte heller avloppsreningsverk. Ciprofloxacin Huvudsakliga utsläppskällor Ciprofloxacin är en antibiotikasubstans men används även som konserveringsmedel i vissa medicinska tillämpningar 29. Ämnet tillverkas inte i Sverige och det används inte som veterinärmedicin utan bedöms främst tillföras den svenska akvatiska miljön via avloppsreningsverk som tar emot hushållsavlopp. Det kan eventuellt även släppas ut via enskilda (små) avlopp. Uppmätta halter Enligt uppgifter redovisade i tabell 3 i Sahlin et al (2017e) är halterna i inkommande vatten till reningsverk ofta höga i jämförelse med det föreslagna värdet för maximal tillåten koncentration (0,1 ug/l), medan halter i utgående renat vatten normalt är lägre. Ämnet är svårnedbrytbart på biologisk väg men tenderar att binda till partiklar och således snarare hamna i reningsverksslam än i utgående vatten. I normalfallet är halter i ytvatten ännu lägre och överskrider sällan det föreslagna värdet för maximal tillåten koncentration. I några enstaka fall har dock halter som överskrider detta värde påträffats även i ytvattenrecipienter nedströms reningsverk. Senare års (ännu inte publicerade) data visar dock inte på några detekterade halter i ytvatten. Konsekvenser Eftersom ämnet är ett bredspektrumantibiotika (påverkar många olika arter av bakterier) är det mer resistensdrivande än många andra antibiotikum. Bakterier som blir resistenta mot ciprofloxacin blir nästan alltid resistenta mot övriga antibiotika inom gruppen kinoloner genom samma resistensmekanism. Dessutom 29 Kan även påträffas i ögondroppar och testkit för in vitro analys av hepatit B.

151 42/46 är kinolon-resistenta bakterier ofta resistenta mot flera andra klasser av antibiotika då flera olika resistensgener ofta förekommer tillsammans. Därför riskerar även andra preparat än de som innehåller just ciprofloxacin att bli ineffektiva. Redan idag bedrivs ett omfattande arbete för att begränsa förskrivningen av antibiotika och för att förhindra uppkomsten av resistens. Bredspektrumpreparat brukar dessutom förskrivas främst för infektioner där andra preparat inte har haft effekt. Den svenska handlingsplanen mot antibiotikaresistens 30 identifierar dock att en viktig åtgärd för att minska spridning och förökning av resistenta bakterier är att minska halten av olika antibiotika i miljön, med ursprung hos människor eller djur. Förekomsten av ciprofloxacin i miljön i halter som överstiger värdet kan ge upphov till resistensutveckling och därmed, om fortsatt oreglerat i miljön, negativa effekter för de individer som får allvarligare bakterinfektioner och även för samhället i stort som får en ökad kostnad för sjukvård (då idag tillgänglig behandling mot bakterieinfektioner blir ineffektiv) men även för läkemedelsbranschen. Om preparat bli overksamma kan försäljningen och investeringsbehovet för att utveckla nya preparat påverkas. Ett införande av SFÄ värde för ciprofloxacin bedöms inte ge några negativa konsekvenser för läkemedelssektorn utan det är snarare positivt om införandet av värdet kan bidra till att minska riskerna med uppkomst av antibiotikaresistens. Vad gäller avloppsreningsverk berörs inga eller troligen bara ett fåtal verk. Ämnet binds till slammet och i de flesta fall beräknas halterna i utgående vatten inte utgöra något problem vid normalt fungerande rening (se även Konsekvenser för avloppsreningsverk ). Koppar i sediment Huvudsakliga utsläppskällor Koppar kan släppas ut i den akvatiska miljön från ett stort antal tänkbara källor. Koppar ingår t.ex. i båtbottenfärger, träskyddsmedel, växtskyddsmedel edfc14/handlingsplan-mot-antibiotikaresistens-och-vardrelateradeinfektioner pdf

152 43/46 (svampmedel), bromsbelägg, elektronik, gödsel m m, Tillförsel kan ske via dagvatten, ytavrinning mm. Koppar är även ett naturligt förekommande ämne. Uppmätta halter Koppar ingår redan i föreskrifterna och det går i dagsläget inte att med säkerhet uttala sig om införandet av sedimentvärden skulle kunna innebära att det är motiverat att sänka status för ytterligare vattenförekomster och i så fall hur många. En jämförelse med sedimentdata som redovisas av datavärdar har dock gjorts. Halterna i limniska sediment, provtagna 2013, hamnade i intervallet mg/kg enligt SGU. För utsjösediment (också redovisade av SGU) analyserade 2014 hamnade halterna på mg Cu/kg. Det högsta värdet kommer dock från en station där även i övrigt uppmätta halter tydligt avviker. Om man TOC normaliserar värdena i SGUs databas och dessutom beaktar naturlig bakgrundshalt 31 visar dessa inte på några överskridanden i limnisk miljö eller i Västerhavet, men däremot för några lokaler i Östersjön. En sökning har också gjorts i screeningdatabasen. För koppar finns en stor mängd sedimentdata redovisade (ca 1000 mätvärden) och halterna varierar mellan 1,4 till mg/kg. I datamängden ingår dock både sediment från bakgrundslokaler och urbana eller på annat sätt belastade miljöer och dessutom data från kustvatten eller mindre vatten såsom bäckar. För ett fåtal sådana data (44 st) står det tydligt angivet att proverna avser marin miljö. För samtliga dessa anges samtidigt att proverna har tagits i urban miljö. Av dessa 44 prover är det bara för fyra prover som uppmätta halter överstiger 67 mg/kg. Uppgifter om vilken TOC-halt som råder framgår dock inte och har därför inte kunnat beaktas. För 273 av de rapporterade värdena i screeningdatabasen anges på motsvarande sätt att de avser limnisk miljö och för ca 150 av dem anges att proverna kommer från antingen urban miljö eller utanför punktkällor. Ungefär 20% av dessa prover 31 För marin miljö kan man, för att få en uppfattning, utgå ifrån att den naturliga kopparhalten är ca 15 mg/kg. Värdet 15 mg/kg kommer från NV rapport 4914 och avsåg prover tagna på ca 55 cm djup i opåverkade områden. Föreslaget värde plus naturlig bakgrundshalt för marina sediment (dvs mg/kg) blir 67 mg/kg. För limnisk miljö, kan man för att få en uppfattning utgå ifrån att den naturliga kopparhalten är ca 20 mg/kg. Värdet 20 mg/kg kommer från Naturvårdsverkets allmänna råd 90:4 men framgår också av NV rapport 4913 och avser prover tagna på djupare sedimentlager i sjöar i södra Sverige. Föreslaget värde plus naturlig bakgrundshalt för limniska sediment (dvs mg/kg) blir 56 mg/kg

153 44/46 från lokalt påverkade limniska sediment överstiger 56 mg/kg. Uppgifter om vilken TOC-halt som råder framgår dock inte och har därför inte kunnat beaktas. Konsekvenser Koppar ingår redan i föreskrifterna men här finns idag bara värden uttryckta för vattenfas. Ett viktigt skäl för att lägga till även sedimentvärde för koppar är att ämnet ofta ackumuleras och övervakas i sediment. Vattenmyndigheter och länsstyrelser har vid upprepade tillfällen framfört ett behov av att även värden för sediment tas fram eftersom koppar ofta övervakas i denna matris. I HVMFS 2013:19 finns redan värden för bly och kadmium i sediment. Metaller analyseras oftast i analyspaket, varför det kan vara ekonomiskt att utgå ifrån en och samma matris för samtliga dessa ämnen. Det går inte att med säkerhet dra några slutsatser om hur många vattenförekomster, och därför indirekt eventuellt hur många verksamheter, som skulle kunna beröras av att sedimentvärden införs. I vattenförekomster med en betydande påverkan från lokala mänskliga verksamheter är det visserligen troligt att halter som överskrider det nu föreslagna värdet kan förekomma. Vid inrapporteringen av önskemål om sedimentvärde för koppar nämns t.ex. halter på över 2000 mg/kg. I det aktuella fallet var dock även halterna i vatten höga i jämförelse med befintliga bedömningsgrunder för vatten. Ovan framgår att för limniska sediment provtagna i urban miljö skulle uppskattningsvis en femtedel motivera att status klassificeras till måttlig avseende koppar i sediment. Som jämförelse kan nämnas att andelen klassificerade vattenförekomster som har fått måttlig status enligt vattenmyndigheternas samrådsmaterial 32 varierar mellan knappt 1% och 20% beroende på distrikt. Klassificeringen baseras då troligen främst på vattendata men det kan inte uteslutas att data även för sediment har använts vid expertbedömningar. Eftersom något sedimentvärde inte funnits med i föreskrifterna hittills har ibland norska bedömningsgrunder för koppar använts i samband med expertbedömningar. Det 32 Se sammanställningar på sid i detta dokument: ationer/samr%c3%a5dsdokument/underlagsrapport%20reviderade%20mkn%2 0f%C3%B6r%20koppar%20och%20zink_samr%C3%A5d.pdf

154 45/46 norska värde som har använts vid expertbedömning (64 mg/kg) 33 avviker från de som föreslås i denna remiss (för limniska sediment föreslås 36 mg/kg och för marina sediment 52 mg/kg) men värdena är svåra att jämföra eftersom de i förslaget avser sediment med 5% TOC och att den naturliga bakgrunden ska subtraheras från uppmätt halt innan jämförelsen. Utifrån ovanstående uppskattningar av naturlig bakgrundshalt kan man dock dra slutsatsen att skyddsnivån för marin miljö troligen hamnar på ungefär samma nivå, medan den för limnisk miljö eventuellt blir något högre med förslaget. Återigen har dock någon hänsyn till eventuellt avvikande TOC inte tagits. Eftersom koppar redan ingår i föreskrifterna är det inte troligt att några ytterligare branscher berörs genom att värden för sediment läggs till. Det skulle möjligen kunna påverka ytterligare verksamheter indirekt i de fall de släpper ut stora mängder koppar och under en längre tid vilket leder till att metallen ackumuleras i sediment. Införandet av nationella värden för koppar innebär därför främst en förbättrad rättssäkerhet genom att samtliga län utgår från samma värden. Genom att ha med bedömningsgrunder för koppar i sediment i föreskrifterna uppnås en högre rättssäkerhet genom att alla tillämpar samma värde vid klassificeringen. Detta torde vara positivt, sett ur ett företagsperspektiv. Referenser European Copper Institute European Union Risk Assessment Report - VOLUNTARY RISK ASSESSMENT OF COPPER, COPPER II SULPHATE PENTAHYDRATE, COPPER(I)OXIDE, COPPER(II)OXIDE, DICOPPER CHLORIDE TRIHYDROXIDE. Karlsson M, Miljökonsekvensbeskrivning av utsläpp av metaller och alkaliska salter till vatten från AssiDomän Cartonboard, Frövi. Magnus Karlsson, ÅF-Miljöforskargruppen. Stockholm Karlsson M, Viktor T, Malmaeus M Återhämtning och kvarvarande miljöeffekter i skogsindustrins recipienter. IVL rapport B2272. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017a. Nitrate EQS data overview. ACES report 13. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017b. Sulphate EQS data overview. ACES report 14. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017c. Octamethylcyclotetrasiloxane EQS data overview. ACES report 22. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M. 2017d. Decamethylcyclopentasiloxane EQS data overview. ACES report 23. Stockholms universitet. 33 Enligt uppgifter från länsstyrelserna och som lämnades i samband med inrapportering av behov av bedömningsgrunder för koppar i sediment.

155 46/46 Sahlin S, Larsson J och Ågerstrand M. 2017e. Ciprofloxacin EQS data overview. ACES report 15. Stockholms universitet. Sahlin S och Ågerstrand M Copper in sediment EQS data overview. ACES report 28. Stockholms universitet. Sangfors, O. & L. Landner Sodapannans elfilterstoft utsläppsmängder och miljökonsekvenser. SSVL Miljö 2000, rapport nr 2.

156 Havs och Vatten myndigheten Remiss 1/23 Datum Handläggare Jonas Svensson Dnr Direkt Mottagare Enligt sändlista Remiss gällande revidering av Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter HVMFS 2013: 19 om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. Hantering av remiss Havs- och vattenmyndigheten önskar ta del av era synpunkter avseende det nu aktuella remitterade förslaget till föreskrifter och konsekvensutredning. Förslaget gäller reviderade föreskrifter HVMFS 2013:19 om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. Havs- och vattenmyndigheten genomför en översyn av HVMFS 2013:19 under Översynen är uppdelad på två delar. Denna remiss utgör Del 1 av översynen. Bakgrund Havs- och vattenmyndigheten har i genomförandet av den praktiska tillämpningen av vattenförvaltningen sett behov av en genomgripande översyn av föreskrifter och vägledningar avseende pedagogik, struktur och innehåll. Havs- och vattenmyndigheten vill i samband med att denna remiss distribueras informera om att en översyn av HVMFS 2013:19 kommer att göras i två delar under Del 1 (denna remiss) omfattar uppdatering av bedömningsgrunder medan del 2 omfattar en större strategisk översyn av HVMFS 2013:19 och tillhörande vägledningar med avseende på struktur och övergripande innehåll där arbetet kommer att fokusera på att; Tydliggöra och vid behov justera föreskrifterna och vägledningar så att det är klart hur de relaterar till svensk lagstiftning, vattendirektivet och andra länders implementering. Förenkla och förtydliga föreskrifter och vägledningar med syfte att säkra en nationellt uniform tillämpning vid klassificering och normsättning Havs- och vattenmyndigheten Box Göteborg Besök och leverans Gullbergs Strandgata Göteborg Telefon Fax havochvatten@havochvatten.se Bankgiro Organisationsnummer

157 2/23 Utveckla ett mer pedagogiskt underlag som kan användas av vattenmyndigheter, länsstyrelser, tillsynsmyndigheter, verksamhetsutövare, domstolar, konsulter m.fl. Göra en översyn av behov av vägledning kring hur HVMFS 2013:19 ska användas vid prövning och tillsyn. Vetenskaplig översyn av de enskilda bedömningsgrunderna planeras inte att ingå i översynen. Vi bedömer att en sådan översyn inte är nödvändig och inte möjlig att göra på kort tid. De gränsvärden för bedömningsgrunder Sverige har är interkalibrerade eller harmoniserade inom EU och bygger på tillgängligt vetenskapligt underlag. Nya bedömningsgrunder skulle kräva en mångårig process med osäker utgång. Vi tror också att problemen kring bedömningsgrunderna främst kopplar till hur de tillämpas och inte hur de är utformade. Det senare planeras att lösas med förenklingar och bättre pedagogik. Planering och genomförande av den större strategiska översynen, del 2, har påbörjats men eftersom det är ett omfattande arbete kommer en särskild tidsplan att gälla för denna revidering. Att revideringen av bedömningsgrunder föreslås nu och inte inväntar den större översynen sker mot bakgrund av främst tre anledningar; 1) Vattenmyndigheterna behöver beakta reviderade och nya bedömningsgrunder vid klassificering av ekologisk status under innevarande förvaltningscykel för vattendirektivet, , varvid bestämmelser behöver vara beslutade inför klassificeringsarbetet som påbörjas hösten Att invänta en större översyn av bedömningsgrunderna som i så fall skulle ta flera år skulle innebära att de reviderade bedömningsgrunderna inte kan ligga till grund för åtgärdsprogrammet som ska beslutas 2021, utan först för det åtgärdsprogram som beslutas ) Några av de biologiska bedömningsgrunderna som nu föreslås har tillkommit genom ett EU-gemensamt interkalibreringsarbete. De har beslutats av EU-kommissionen och bör införas snarast även i nationell lagstiftning. 3) För att åstadkomma väl motiverade och kostnadseffektiva åtgärder i arbetet med att förbättra vattenmiljön är en förutsättning att uppgifterna om och bedömningen av den befintliga vattenkvaliteten som myndigheter och verksamhetsutövare utgår ifrån och speglar är en korrekt bild av miljötillståndet. De nu föreslagna revideringarna bidrar till detta.

158 3/23 Lagrådsremiss och proposition - Vattenmiljö och Vattenkraft Under utverkandet av underlag och förslag presenterade i denna remiss har regeringen den 9 mars överlämnat en remiss till Lagrådet - Vattenmiljö och Vattenkraft och därefter har en proposition lagts 12 april med få ändringar (2017 /18:243). Propositionen adresserar vägledningar och regelsättning inom vattenförvaltningen som berör vattenkraften. I propositionen aviseras om kommande uppdrag till Havs- och vattenmyndigheten om att utveckla vägledande material vad gäller bedömningsgrunder, samhällsnyttig verksamhet, statusklassificering och kraftigt modifierade vatten. Utredningar behöver göras avseende behov av ändring av avgränsning av vattenförekomster. Betydelsen av lokala och regionala miljö- och energiperspektiv samt klimatnytta ska belysas särskilt. Vidare ska Havs- och vattenmyndigheten ges i uppdrag att se över föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS 2013:19). Havs- och vattenmyndighetens bedömning är att de uppdrag som aviseras komma från regeringen inom ramen för propositionen kommer att kunna omhändertas i arbetet med den större strategiska översynen (Del 2) av HVMFS 2013:19. Efter denna föreslagna revidering av bedömningsgrunderna i HVMFS 2013:19 finns inga övriga ändringar av bedömningsgrunderna planerade på kort sikt. Klassificeringen av status i innevarande förvaltningscykel kommer därmed att grunda sig på de bedömningsgrunder som beslutas efter del 1 av översynen av HVMFS 2013:19. I sin tur utgör dessa bedömningsgrunder viktiga underlag för tillförlitliga statusklassificeringar och välavvägda miljökvalitetsnormer och undantag i linje med propositionens intentioner under innevarande vattenförvaltningscykel. Vattenmyndigheterna och Sverige ska därmed också kunna hålla sin tidsplan för att kunna besluta om Åtgärdsprogram Denna remiss utgör en viktig leverans för Havs- och vattenmyndigheten i det åtagandet. Vidare hantering av remissen Remissvar önskas så snart som möjligt men ska ha inkommit till Havs- och vattenmyndigheten senast den 25 juni För att underlätta både inlämnandet och hantering av synpunkter på remissen ser vi helst att synpunkter fylls i bifogad svarsmall i Excel-format. Filen med svaren skickas med e-post till havochvatten@havochvatten.se och döp filen så att avsändare framgår samt ange diarienummer ( ) i e-postens ämnesrad.

159 4/23 Eventuella frågor om förslaget kan ställas till Jonas Svensson Frågor gällande särskilda förorenande ämnen kan ställas till Ann-Sofie Wernersson annsofie. Beslut om denna remiss har fattats av avdelningschefen Björn Sjöberg efter föredragning av utredaren Jonas Svensson. I den slutliga handläggningen av ärendet har även deltagit enhetschefen Marie Berghult, verksjuristen Ramona Liveland samt utredarna Johanna Andreasson, Niklas Ranson, Katarina Vartia, och Ann-Sofie Wernersson. c- - B örn Sjöberg