Underlag för gränsvärden för ammoniak i vatten

1(14) SWEDISH ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY Lilja, Karl Tel: 010-698 1018 karl.lilja @naturvardsverket.se PM 2012-10-30 Ärendenr: NV-04312-12 Underlag för gränsvärden för ammoniak i vatten Hur tas gränsvärden fram? Gränsvärden för koncenttationer då ingen effekt uppstår (Predicted No Effect Concenttations, PNEC) för vattenlevande organismer tas fram under EUlagtiftning t.ex. vid riskbedömning under REACH och vidframtagandeav miljökvalitetsnormer (EQS) under ramdirektivet för vatten (2000/60/EG) (WFD) utifrån tte olika metoder (ECHA, 2008; EC, 2011): Säkerhetsfaktor till lägsta ekotoxikologisk data säkerhetsfaktor till HC5 från artkänslighetskurva (Species Sensitivity Distribution, SSD) Meso/mikrokosm-studier och fältdata + säkerhetsfaktor Metodiken är väl etablerad inom EU och är i princip samma som använts tidigare (EC, 2003; Lepper, 2005). De värden som tas fram ska skydda mot akuta samt kroniska effekter (MAC-EQS och AA-EQS under ramdirektivet för vatten). Säkerhetsfaktorer används för att få fram ett värde som tar hänsyn till osäkerheter, såsom variation inom och mellan arter samt för exttapolering från laboratoriestudier till situationen i fatt (EC, 2011). Detta behövs då känsligheten kan skilja mellan gmpper av samma art, då de arter för vilka det finns ekotoxikologisk data inte säkert representerar de känsligaste artema, samt då laboratoriestudier utförs under konttouerade förhållanden som sällan återspeglar den ytterligare sttess organismer exponeras för i falt. De säkerhetsfaktorer som används presenteras i Bilaga 1. BESÖK: STOCKHOLM -VALHALLAVÄGEN 195 ÖSTERSUND - FORSKARENS VÄG 5, HUS UB KIRUNA - KASERNGATAN 14 POST: 106 48 STOCKHOLM TEL: 010-698 10 00 FAX: 010-698 10 99 E-POST: REGISTRAT0R@NATURVARDSVERKET.SE INTERNET: WWW.NATURVARDSVERKET.SE

NATURVÅRDSVERKET 2(14) LKABrs jämförelser mellan gräns- och riktvärden och toxicitetsdata LKAB skriver i bilaga A i aktbilaga 17 att gränsvärdet för fisk och musselvatten "går att härleda till andra bedömningsgrunder t.ex. vedertagna NOEC-värden (No Observed Effect Concenttation), som för regnbåge är 0,025 mg/l." Hur fisk- och musselvattendirektivens gränsvärden ärframtagna framgår inte av direktiven. Gränsvärdet är numerärt samma som det värde för NOEC för regnbåge som presenteras i bilaga A i aktbilaga 4. Detta iimebär dock inte att gränsvärdet kan härledas till detta värde. Vidare följer det resonemanget inte det förfarande ska som användas för att ta fram gränsvärden. LKAB presenterar argumentationen kring gräns- och riktvärdenas relevans i mer detalj i aktbilaga 4, bilaga A, utifrån en sammanställning av ekotoxikologisk data utförd av FVL (IVL, 2002) samt ett kanadensiskt gränsvärde. Det kanadensiska gränsvärde som bolaget hänvisar till ärframtagetföratt skydda mot kroniska effekter. Värdet baseras på ett dataunderlag där många känsliga arter saknas. Dessutom är det inteframtageti enlighet med de kriterier som gäller enligt REACH och WFD (ECHA, 2008; EC, 2011). Värdet är framtaget utifrån en artkänslighetskurva och bakomliggande ekotoxikologisk data består av EC20 för reproduktion altemativt tillväxt. Vidframtagandeav PNEC för kroniska effekter enligt REACH och WFD används dock NOEC eller ECIO. Beräknat HC5 motsvarar alltså ett värde där de 5% känsligaste artema riskerar en påverkan på mer än 20%. HC5 ärframtaget utifrån ekotoxikologisk data för 13 arter tillhörande 3 taxonomiska gmpper (kräftdjur, fisk, amfibie), men för att använda en artkänslighetskurva bör data representera minst 8 taxonomiska gmpper. Slutligen har den lägre 95% prediktionsgränsen (0,019 mg/l) kring HC5 antagits som gränsvärde, medan en säkerhetsfaktor mellan 1-5 används enligt REACH och WFD. Data för akut och kronisk toxicitet Den sammanställning över akut toxicitetsdata som presenteras utifrån den sammanställning FVL (2002) gjort täcker in ett flertal arter avseende akut toxicitet, men är långtifrån komplett. För kronisk toxicitet presenteras endast data för 3 arter. I Bilaga 2 presenteras en kort sammanställning av ytterligare ekotoxikologisk data för ammoniak. Derma sammanställning är inte heller komplett, det finns hundratals studier avseende ammoniaks toxicitet, men den visar på luckor i den sammanställning LKAB argumenterar utifrån. Akut toxicitet Som framgår av Bilaga 2 finns det ett antal arter av musslor och andra ryggradslösa djur som är känsligare eller lika känsliga som fisk avseende akut ammoniaktoxicitet. Vidare har Wicks et al. (2002) visat att töxiciteten för fisk är högre för "aktiv" jämfört med "vilande" fisk. För regnbåge exponerad i sttömmande vatten sjönk koncentrationen då hälften av fisken dör (LC50) med mer än 6 gånger, till en koncenttation motsvarande 0,09 mg NH3/1. En

NATURVÅRDSVERKET 3(14) koncenttation endast 3,6 gånger högre änfiskvattendirektivets gränsvärde (0,025 mg/l) resulterade alltså i 50% dödlighet. Vidare påverkades simhastighet vid koncenttationer över 0,02 mg NH3/1. Vidttaditionellaektoxikologiska imdersökningar exponeras fisk i stillastående vatten varför resultat från dessa kan underskatta känsligheten hos aktiv fisk, t.ex. vid vandring och födosök. Kronisk toxicitet Även kronisk toxicitetsdata visar att ett antal arter ryggradslösa djur är känsligare än laxfisk. Värt att notera för dessa är att den respons som studerats fi^för allt är mortalitet, alltså inte reproduktion eller tillväxt som ofta är känsligare. Förttemusselarter låg LCIO lägre än de lägsta exponeringskoncenttationema, vilka motsvarade 0,024 och 0,0077 mg NH3/1 (Wang et al., 2007). Vid koncenttationer av samma storleksordning som fiskvattendirektivets riktvärde ses alltså mortalitet hos musslor. För plattmasken Polycelisfelina låg NOEC (mortalitet) på 0,02 mg/l (Alonso et al, 2011). Även avseende kronisk toxicitet för fisk har tidigare studier ifrågasatts. För Pimephalespromelas har Armsttong et al. (2012) rapporterat ett ECIO på 0,025 mg/l avseende reproduktion. PNEC baserade på data presenterad av bolaget från IVL (2002) samt kompletterade med ny data for känsliga arter Akut toxicitet PNECförakuta effekter avser att skydda mot akut toxicitet orsakad av tillfälligt förhöjd exponering. I Tabell 1 nedan återges akut ekotoxikologisk data presenterad av LKAB från FVL (2002) kompletterad med ny dataför känsliga arter (för detaljer se Bilaga 2). Säkerhetsfaktor till lägsta LC50 Den data bolaget har presenterat uppfyller kravenföratt använda en säkerhetsfaktor på 100 till lägsta LC50, se bilaga 1. Presenterad data kompletterad med ny dataför känsliga arter motiverar dock inte en lägre säkerhetsfaktor. Standardavvikelsen för värdena uppfyller ej kravenföratt använda en säkerhetsfaktor på 10 (standardavvikelse för logaritmerad data är ej <0,5 i enlighet med fottiot b, Tabell 3.4 i EC (2011)). Vidare kan en lägre säkerhetsfaktor inte motiveras då ammoruak inte har en specifik verkningsmekanism. En säkerhetsfaktor på 100 till lägsta LC50 presenterad av bolaget (0,279 mg/lförmorone americana) skulle ge ett PNEC på 0,00279 mg/l. Kompletterande ny dataförkänsliga arter ger ett lägre PNEC. Lägsta LC50 (0,11 mg/lförmusslan Villosa iris) ger ett PNEC på 0,0011 mg/l. Om hänsyn tas till att "aktiv" regnbåge är känsligare än "vilande" erhålls ett PNEC på 0,0009 mg/l. Artkänslighetskurva

NATURVÅRDSVERKET 4(14) Utifrån en artkänslighetskurva kan HC5 beräknas. HC5 står för Hazardous Concenttation för 5 % av alla arter. Vid akut toxicitet iimebär HC5 ett värde där 5% av artema exponerasfören koncenttation som ger 50% mortalitet. För att beräkna PNEC för akuta effekter utifrån en artkänslighetskurva används därför normalt en säkerhetsfaktor på 10 till HC5 (EC, 2011). I Tabell 1 presenteras HC5 beräknade med programvaran ETX2.0 (RTVM, 2004), utifrån akut ekotoxikologisk data presenterad av LKAB (FVL, 2002) kompletterad med ny dataför känsliga arter (Bilaga 1), totalt 19 arter tillhörande 7 taxonomiska gmpper. Data för en högre växt saknas dock vilket normalt är ett krav för att använda en artkänslighetskurva enligt REACH och WFD (EC, 2011; ECHA, 2008). Beräknat HC5 resulterar i ett PNEC på 0,0076 mg/l om data för "vilande" regnbåge används. Om LC50 för regnbåge från FVL (2002) ersätts med LC50 för "aktiv" regnbåge från Wicks et al. (2002) fas ett PNEC på 0,0060 mg/l. Även för övrigafiskarterär det tänkbart att känslighet skiljer mellan "aktiv" och "vilande" fisk och att de beräknade HC5 därför underskattar risk. Tabell 1: Akut toxicitet. Data från FVL kompletterad med ny data för känsliga arter. "Aktiv" regnbåge irmebär att LC50 presenterat av IVL (2002) ersatts med Art "vilande" fisk "aktiv" regnbåge IVL(2002) Morone americana 0,279 0,279 Prosoplum williamsoni 0,289 0,289 Onchorhynchus mykiss 0,481 0,09 Salmo trutta 0,657 0,657 Daphnia pulicaria 1,16 1,16 Musculium transversum 1,191 1,191 Daphnia magna 1,163 1,163 Callibaetis sp. 1,8 1,8 Arcynopteryx parallella 2,03 2,03 Philarctus quaeris 10,2 10,2 Chiorella vulgaris 9,0 9,0 Raphidocelis subcapitata 10,6 10,6 Kompletterande data Hypomesus transpacificus 0,147 0,147 Villosa iris 0,11 0,11 Lampsilis fasciola 0,26 0,26 Polycelis felina 0,39 0,39 Echinogammarus 1,22 1,22 echinosetosus Lampsilis cardium* 0,20 0,20 Lampsilis higginsii* 0,22 0,22 SSD: HC5 0,076 0,060 * Geometriskt medel

NATURVÅRDSVERKET 5(14) Kronisk toxicitet PNEC för skydd mot kronisk exponering beräknas utifrån ECIO/NOEC från kronisk ekotoxikologisk data. I Tabell 2 nedan återges kronisk ekotoxikologisk data presenterad av bolaget (FVL, 2002) kompletterad med ny data för känsliga arter (för detaljer se Bilaga 2). Säkerhetsfaktor till lägsta EC 10/NOEC I enlighet med EC (2011) beräknas PNEC för kroniska effekter utifrån lägsta ECIO/NOEC med en säkerhetsfaktor på 10. Den data bolaget valt att presentera skulle resultera i ett kroniskt PNEC på 0,0025 mg/l. Kompletterande data ger ett lägre PNEC. För mussloma L. siliquoidea och L. fasciola resulterade den lägsta exponeringskoncenttationen i mer än 10 % mortalitet, vilket ger ett PNEC på <0,00077 mg/l. Tabell 2: Kronisk toxicitet. Data från IVL (2002) kompletterad med ny data för Art Koncentration (mg/l) Respons IVL Onncorhynchus mykiss 0,025 NOEC Musculium transversum 0,14 NOEC Daphnia Magna 0,37 NOEC Kompletterande data Pimephales promelas 0,025 ECIO reproduktion Polycelisfelina 0,02 NOEC mortalitet Villosa iris <0,024 LCIO mortalitet Lampsilis siliquoidea <0,0077 LCIO mortalitet Lampsilis fasciola <0,0077 LCIO mortalitet Fisk- och musselvattenförordningens riktvärdes relevans som gränsvärde Data presenterad av bolaget kompletterad med ny data för känsliga arter resulterar i PNEC för akuta effekter i storleksordningen 0,0009-0,0076 mg NH3/1. Värdena är av samma storleksordning som fiskvattendirektivets G- kolumn 0,005 mg NH3/1, vilket är det värde som benämns riktvärde i förordningen om miljökvalitetsnormer för fisk- och musselvatten (SFS 2001:554). Kronisk data resulterar i PNEC för kroniska effekter på < 0,00077 mg NH3/1. Detta visar på att fisk- och musselvattenförordningens riktvärde 0,005 mg/l är en relevant nivå för att säkerställa att akvatiska organismer inte påverkas negativt av ammoniaks toxicitet orsakad av tillfälligt förhöjd exponering. Riktvärdet ger skydd för akuta men inte kroniska effekter. Det bör därför inte jämföras mot årsmedelvärden. Årsmedelvärden bör istället jämföras mot PNEC för kroniska effekter.

NATURVÅRDSVERKET 6(14) Referenser Alonso, A., Camargo, J.A. (2006) Ammonia toxicity to the freshwater invertebrates Polycelis felina (Planariidae, Turbellaria) and Echinogammarus echinosetosus (Gammaridae, Cmstacea). Fres. Environ. Bull. 15: 1578-1583. Alonso, A., Camargo, J.A. (2011) Thefreshwaterplanarian Polycelis felina as a sensitive species to assess the long-term toxicity of ammonia. Chemosphere. 84: 533-537. Armsttong, B.M., Lazorchak, J.M., Murphy, C.A., Haring, H.J., Jensen, K.M., Smith, M.E. (2012) Determining the effects of ammonia on fathead miimow {Pimephalespromelas) reproduction. Sci. Tot. Environ. 420: 127-133. Connon, R.E., Deanovic, L.A., Fritsch, E.B., D'Abronzo, L.S, Werner, I. (2011) Sublethal responses to ammonia exposure in the endangered delta smelt; Hypomesus transpacificus (Fam. Osmeridae). Aquat. Toxicol. 105: 369-377. Dehedin, A., Piscart, C, Marmonier, P. (2012) Seasonal variations of the effect of temperature on lethal and sublethal toxicities of ammonia for three conmion freshwater shredders. Chemosphere. In press. http://dx.doi.org/10.1016/i.chemosphere.2012.07.055 EC (2003) Technical Guidance Document in support of Commission Directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances, Commission Regulation (EC) No. 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on the märket. EC (2011) Technical Guidance For Deriving Environmental Quality Standards. Guidance Document No. 27. Common Inplementation Strategy for the Water Fraework Directive (2000/60/EC). ECHA (2008) Guidance on Information Requirements and Chemical Safety Assessment. http://echa.europa.eu/web/guest/guidance-documents/guidance-on-uiformationrequirements-and-chemical-safetv-assessment FVL (2002) Ammoniaks påverkan på akvatiska och terrestra organismer. IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Lepper P. (2005) Manual on the methodologicalframeworkto derive environmental quality standards for priority substances in accordance vrith Artide 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC). Schmallenberg (DE): Fraunhofer-Institute Molecular Biology and Applied Ecology.

NATURVÅRDSVERKET 7(14) Luckenbach, T., Feriing, H., Gemhöfer, M., Köhler, H-R., Negele, R-D., Pfefferle, E., Triebskom, R. (2003) Developmental and subcellular effects of chronic exposure to sub-lethal concenttations of ammonia, PAH and PCP mixtures in brown ttout (Salmo trutta f.fario L.) early life stages. 65: 39-54. Mummert, A., Neves, R.J., Newcomb, T.J., Cherry, D.S. (2003) Sensitivity of juvenilefreshwatermussels (Lampsilis fasciola, Villosa iris) to total and unionized ammonia. Environ. Toxicol. Chem. 22: 2545-2553. Newton, T.J., AUran, J.W., 0'Donnell, J.A., Bartsch, M.R., Richardson, W.B. (2003) Effects of ammonia on juvenile imionid mussels (Lampsilis cardium) in laboratory sediment toxicity tests. Environ. Toxicol. Chem. 22: 2554-2560. Newton, T.J., Bartsch, M.R. (2007) Lethal and sublethal effects of ammonia to juvenile Lampsilis mussels (Unionidae) in sediment and water-only exposures. Environ. Toxicol. Chem. 26: 2057-2065. Wang, N., higersou, C.G., Greer, I.E., Hardesty, D.K., Ivey, C.D., Kunz, J.L., Brumbaugh, G., Dwyer, F.J., Roberts, A.D., Augspurger, T., Kane, C.M., Neves, R.J., Bamhart, C. ( 2007) Chronic toxicity of copper and ammonia to juvenile freshwater mussels (Unionidae). Environ. Toxicol. Chem. 26: 2048-2056. Wicks, B.J., Joensen, R., Tang, Q., Randall, D.J. (2002) Swimming and ammonia toxicity in salmonids: the effect of sub lethal ammonia exposure on the svrimming performance of coho salmon and the acute toxicity of ammonia in swimming and resting rainbowttout.aquat. Toxicol. 59: 55-69.

NATURVÅRDSVERKET 8(14) Bilaga 1 Säkerhetsfaktorer för akut PN EC (Tabell 3.4; EC, 2011) Toxicity data Additional information Assessment Base set not complete - factor At least one short-term 100 L(E)C50 from each of three trophic levels of the base set (fish, cmstaceans and algae) At least one short-term L(E)C50 from each of three trophic levels of the base set (fish, cmstaceans and algae) Notes. Acute toxicity data for different species do not have a higher standard deviation than a factor of 3 in both directions''^ OR known mode of toxic action and representative species for most sensitive taxonomic group included in data set a) When the base set is not complete, a MAC-QSfreshwater,eco cannot be derived. It should be considered if the base set could be completed with non-testing data (See Section 2.6.). Non-testing data should not be used as critical data m the derivation of the MAC-QSfresh^aer.ecob) To assess the span of the acute toxicity data, all reliable acute toxicity data collected are used, with a minimum of three LCSO or ECSO values, for species representing each of the base set trophic levels (algae, Daphnia, fish). If the standard deviation of the log transformed L(E)CSO values is < O.S, an assessment factor of 10 could be applied, otherwise an assessment factor of 100 should be applied. c) Lowest assessment factor to be applied. lo-^' Säkerhetsfaktorer för kroniskt PNEC (Tabel 13.2; EC, 2011) Available data Assessment factor At least one short-term L(E)C50 from each of three trophic levels (fish, invertebrates 1000 (preferred Daphnia) and algae) (i.e. base set) One long-term ECIO or NOEC (either fish or Daphnia) Two long-term results (e.g. ECIO or NOECs) from species representing two 100 50 c) b) trophic levels (fish and/or Daphnia and/or algae)

NATURVÅRDSVERKET 9(14) Long-term results (e.g. ECIO or NOECs) from at least three species (normally fish, Daphnia and algae) representing three trophic levels Species sensitivity distribution (SSD) method 10 5-1 (to be fully justified case by case) Field data or model eeosystems t) Reviewed on a case by case basis a) The use of a factor of 1000 on short-term toxicity data is a conservative and protective factor and is designed to ensure that substances with the potential to cause adverse effects are identified. It assumes that the uncertainties identified above make a significant contribution to the overall uncertainty. For any given substance there may be evidence that this is not so, or that one particular component of the uncertainty is more important than any other. In these circiunstances it may be necessary to vary this factor. This variation may lead to a raised or lowered assessment factor depending on the available evidence. A factor lower than 100 should not be used in derivmg an AA- QSfreshwater, ecofromshort-tcrm toxiclty data. Variation from a factor of 1000 should not be regarded as normal and should be fiiuy supported by accompanying evidence. b) An assessment factor of 100 is applied to a single long-term result (e.g. ECIO or NOECs) (fish or Daphnia) if this resuh was generated for the trophic level showing the lowest L(E)C50 in the short-term tests. If the only available long-term result (e.g. ECIO or NOECs) isfroma species (standard or non-standard organism) which does not have the lowest L(E)C50fromthe short-term tests, applying an assessment factor of 100 is not regarded as protective of other more sensitive species.. Thus the hazard assessment is based on the short-term data and an assessment factor of 1000 applied. However, the resulting QS based on short-term data may not be higher than the QS based on the long-term result available. An assessment factor of 100 can also be applied to the lowest of two long-term results (e.g. ECIO or NOECs) covering two trophic levels when such results have not been generated from that showing the lowest L(E)C50 of the short-term tests. This should, however, not apply in cases where the acutely most sensitive species has an L(E)C50 value lower than the lowest long term result (e.g. ECIO or NOECs) value. In such cases the QS might be derived by using an assessment factor of 100 to the lowest L(E)C50 of the short-term tests. c) An assessment factor of 50 applies to the lowest of two long term results (e.g. ECIO or NOECs) covering two trophic levels when such results have been generated covering that level showing the lowest L(E)C50 m the short-term tests. It also applies to the

NATURVÅRDSVERKET 10(14) lowest of three long term results (e.g. ECIO or NOECs) covering three trophic levels when such results have not been generated from that trophic level showing the lowest L(E)C50 in the short-term tests. This should however not apply in cases where the acutely most sensitive species has an L(E)C50 value lower than the lowest long term result (e.g. ECIO or NOECs) value. In such cases the QS might be derived by using an assessment factor of 100 to the lowest L(E)C50 of the short-term tests. d) An assessment factor of 10 will normally only be applied when long-term toxicity results (e.g. ECIO or NOECs) are availablefromat least three species across three trophic levels (e.g. fish, Daphnia, and algae or a non-standard organism instead of a standard organism). When examining the results of long-term toxicity studies, the AA-QSfreshwater,MO should be calculatedfromthe lowest available long term result. Extrapolation to the ecosystem can be made with much greater confidence, and thus a reduction of the assessment factor to 10 is possible. This is only sufificient, however, if the species tested can be considered to represent one of the more sensitive groups. This would normally only be possible to determine if data were available on at least three species across three trophic levels. It may sometimes be possible to determine with high probability that the most sensitive species has been examined, i.e. that a fiirther long-term result (e.g. ECIO or NOECs) from a different taxonomic group would not be lower than the data akeady available. In those circumstances, a factor of 10 applied to the lowest long term result (e.g. ECIO or NOECs)fromonly two species would also be appropriate. This is particularly important if the substance does not have a potential to bioaccumulate. If it is not possible to make this judgment, then an assessment factor of 50 should be applied to take into account any interspecies variation in sensitivity. A factor of 10 caimot be decreased on the basis of laboratory studies.' e) Basic considerations and minimimi requirements as outlined in Section 2.6.1.2. f) The assessment factor to be used on mesocosm studies or (semi-)fielddata will need to be reviewed on a case-by-case basis (see Section 3.3.1.3 for fiirther guidance). ' However, this only refers to the deterministic approach. If the SSD approach is used, which is also based on laboratory data, a lower assessment factor than 10 can be used (1-5).

11(14) SWEDISH ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY Bilaga 2 Kompletterade ekotoxikologisk dataförammoniak. Typ Grupp Art Tid Effekt Värde Form Kommentar Referens Al<ut Flsk Hypomesus transpacificus 96 h mortalitet 0,147 NH3 LC50 Connon et al., 2011 Akut Mussla Villosa iris 96 h mortalitet 0,11 NH3-N LC50 Mummert et al 2003 Al<ut Mussla Lampsilis fasciola 96 h mortalitet 0,26 NH3-N LC50 Mummert et al 2003 Alcut Mussla Lampsilis cardium 96 h mortalitet 0,372 NH3-N LC50 ph 7,6 Newton & Bartsch 2007 Akut Mussla Lampsilis cardium 96 h mortalitet 0,215 NH3-N LC50 ph 7,1 Newton & Bartsch 2007 Akut Mussla Lampsilis higginsii 96 h mortalitet 0,318 NH3-N LC50 ph 7,6 Newton & Bartsch 2007 Akut Mussla Lampsilis higginsii 96 h mortalitet 0,157 NH3-N LCSO ph 7,1 Newton & Bartsch 2007 Akut Mussla Lampsilis cardium 96 h mortalitet 0,1654 NH3-N LCSO Newton et al., 2003 Akut Mussla Lampsilis cardium 96 h mortalitet 0,1272 NH3-N LCSO Newton et al., 2003 Akut Planarie Polycelisfelina 96 h mortalitet 0,39 NH3-N LCSO Alonso & 5SÖK: STOCKHOLM -VALHALLAVÄGEN 195 5TERSUND - FORSKARENS VÄG 5, HUS UB IRUNA - KASERNGATAN 14 )ST: 106 48 STOCKHOLM 5L: 010-698 10 00 vx: 010-698 10 99 :POST:REGISTRATOR@NATURVARDSVERKET.SE ITERNET: WWW.NATURVARDSVERKET.SE

ATURVÅRDSVERKET 12(14) Camargo 2006 Akut Kräftdjur Echinogammarus echinosetosus 96 h mortalitet 1,22 NH3-N LCSO Alonso & Camargo 2006 Akut Kräftdjur Gammarus pulex 96 h mortalitet 0,25-1,22 NH3-N LCSO känsligare på sommaren Dehedin et al., 2012 Akut Kräftdjur Gommorus roeselii 96 h mortalitet 0,32-1,68 NH3-N LCSO känsligare på sommaren Dehedin et al., 2012 Akut Kräftdjur Asellus aquaticus 96 h mortalitet 0,68-2,6 NH3-N LCSO känsligare på sommaren Dehedin et al., 2012 Akut Fisk Oncorhynchus mykiss 96 h mortalitet 32 TAN LCSO Simmande. Total ammonium N, 16,6C, ph Wicks et al 2002 6,97 vilket ger 0,29% NH3: 0,09 mg/l Akut Fisk Oncorhynchus mykiss 96 h mortalitet 207 TAN LCSO Vilande. Total ammonium N, 16,6C, ph Wicks et al 2002 Kronisk Fisk Pimephales promelas 20 d fekunditet (kumulativ äggproduktion) Kronisk Fisk Pimephales promelas 20 d fekunditet (kumulativ äggproduktion) Kronisk Flsk Salmo trutta f.fario L. 79 d ELST "developmental score" 6,97:0,6 mg NH3/I 0,025 NH3 ECIO Armstrong et al., 2012 0,06 NH3 LOEC lägsta testade konc, 29% reduktion Armstrong et al., 2012 0,025 NH3 LOEC Endast en exponeringskoncentration, endast stödjande info Luckenbach et al., 2003 Kronisk Planarie Polycelis felina 30 d mortalitet 0,05 NH3 LOEC > 60%, letalitet som endpoint Alonso et al., 2011 Kronisk Planarie Polycelis felina 30 d mortalitet 0,02 NH3 NOEC Alonso et al., 2011 Kronisk Planarie Polycelisfelina 30 d Beteende 0,02 NH3 LOEC lägsta konc undersökt Alonso et al., 2011 Kronisk Mussla Villosa iris 28 d mortalitet 0,81 TAN NOEC Total ammonium, 20C, ph 8,2: 0,049 mg NH3/I Wang et al 2007

ATURVÅRDSVERKET 13(14) Kronisk Mussla Villosa iris 28 d mortalitet 1,67 TAN LOEC Total ammonium, 20C, ph 8,2 Wang et al 2007 Kronisk Mussla Villosa iris 28 d mortalitet <0,4 TAN LCIO Total ammonium, 20C, ph 8,2. LCIO lägre Wang et al 2007 än lägsta exp. konc. Något beräknat värde ges ej. Lägsta konc. motsvarar 0,024 mg NH3/I. Kronisk Mussla Lampsilis siliquoidea 28 d mortalitet 0,28 TAN NOEC Total ammonium N, 20C, ph 8,2:0,017 mg Wang et al 2007 NH3/I Kronisk Mussla Lampsilis siliquoidea 28 d mortalitet 0,49 TAN LOEC Total ammonium, 20C, ph 8,2 Wang et al 2007 Kronisk Mussla Lampsilis siliquoidea 28 d mortalitet <0,13 TAN LCIO Total ammonium, 20C, ph 8,2. LCIO lägre Wang et al 2007 än lägsta exp. konc. Något beräknat värde ges ej. Lägsta konc. motsvarar 0,0077 mg NH3/I. Kronisk Mussla Lampsilis fasciola 28 d mortalitet 0,44 TAN NOEC Total ammonium N, 20C, ph 8,2: 0,026 mg Wang et al 2007 NH3/I Kronisk Mussla Lampsilis fasciola 28 d mortalitet 1,02 TAN LOEC Total ammonium, 20C, ph 8,2 Wang et al 2007 Kronisk Mussla Lampsilis fasciola 28 d mortalitet <0,13 TAN LCIO Total ammonium, 20C, ph 8,2. LCIO lägre än lägsta exp. konc. Något beräknat värde ges ej. Lägsta konc. motsvarar 0,0077 mg NH3/I. Wang et al 2007

14(14) SWEDISH ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY BESÖK: STOCKHOLM -VALHALLAVÄGEN 195 ÖSTERSUND - FORSKARENS VÄG 5, HUS UB KIRUNA - KASERNGATAN 14 POST: 106 48 STOCKHOLM TEL: 010-698 10 00 FAX: 010-698 10 99 E-POST: REGISTRATOR@NATURVÅRDSVERKET.SE INTERNET: WWW.NATURVARDSVERKET.SE