Såsom redan har konstaterats räcker en metodik, som utgår från koncentrationer, inte till för att fullt ut bedöma belastningen från förorenade områden. Vid beräkning av
recipientkoncentrationer tillkommer alltid osäkerheter. Ett komplement till att jämföra beräknade koncentrationer i recipienten med EQS och bakgrundshalt är att titta på mängden förorening ”som sådan”.
De mängdbaserade angreppssätt som presenteras i detta avsnitt är, till skillnad från det som presenterats tidigare, i princip oberoende av recipientens storlek och förutsättningar
Statistiska fallgropar
Vid jämförelser med uppströmshalter finns ett par vanliga missuppfattningar som rör statistik. Man kan ibland se undersökningar där man fått icke statistiskt signifikanta skillnader, med exempelvis t-test, när man testar skillnader mellan uppströms och nedströms provtaget ytvatten och där detta tolkas, åtminstone outtalat, som att man har visat att det förorenade området inte bidrar till att höja halten i vattendraget. Detta är dock inte en slutsats som kan dras utifrån testet. Den korrekta slutsatsen är att man inte har kunnat avfärda hypotesen att halterna är lika höga uppströms som nedströms. Detta kan tyckas vara två lika slutsatser, men det finns avgörande skillnader.
Att man inte kunnat visa att halterna skiljer sig åt, innebär inte att man visat att halterna är lika höga. Halterna i ett vattendrag kan variera mer eller mindre kraftigt, bland annat beroende på naturlig variation i vattenflöden. Det kan finnas skillnader mellan
föroreningsförhållanden uppströms och nedströms, men som döljs av stor variation eller litet datamaterial. Om man hade haft mer data, skulle kanske det statistiska testet gett ett annat resultat.
Ett bättre sätt att utvärdera data är att beräkna ett konfidensintervall för haltskillnaden mellan vattnet uppströms och nedströms. Konfidensintervallet visar inom vilket intervall som det är troligt att man har den verkliga skillnaden i halt. Konfidensintervallet beräknas för en viss konfidensgrad, till exempel 90%. Intervallet kommer att överlappa noll om det statistiska testet visade på icke-signifikanta skillnader. Den fråga som bör ställas är om samtliga halter som ryms inom konfidensintervallet är acceptabla.
I figuren visas ett (hypotetiskt) exempel på konfidensintervall. Tallinjen visar uppmätt haltskillnad mellan koncentrationen av något ämne i vatten nedströms och uppströms.
Positiv siffra betyder alltså att koncentrationen är högre nedströms. Acceptabla haltskillnader har markerats med blått och oacceptabla med rött. Ett exempel på konfidensintervall har ritats ut med klammer. Det innefattar både nollan (ingen skillnad) och haltskillnader over kriteriet för vad som anses oacceptabelt. Eftersom
konfidensintervallet för uppmätt haltskillnad överlappar kriteriet 2 mg/l har man inte lyckats visat att haltskillnaden är lägre än kriteriet. Det kan därför inte uteslutas att halterna nedströms är oacceptabla.
i övrigt. Perspektivet utgår nämligen från det förorenade området i sig självt, men också den diffusa belastningen på miljön som helhet. Vi ställer frågan om belastningen ska betraktas som ”generellt stor” eller ”generellt liten”. En liten belastning bör anses mer acceptabel, jämfört med en stor belastning, men under förutsättning att
koncentrationskriterierna för recipienten inte överskrids. Att göra en bedömning av belastningen med denna kompletterande metod kokar därför i mångt och mycket ned till att avgöra vad som är stort och smått.
3.3.1 Är mängden stor eller liten?
En siffra på hur stor mängd förorening som belastar recipienten per tidsenhet säger i sig lite om påverkan. Att använda samma mängd (exempelvis kilogram av ett ämne) som utgångspunkt för belastningsbedömningen, oberoende av ämne, är inte rimligt eftersom olika föroreningar har olika toxicitet med mera.
En annan tänkbar utgångspunkt, och som man ibland kan se i olika utredningar, är jämförelser med övrig belastning av samma ämne till samma recipient från andra källor.
Ett problem med sådana jämförelser är att övrig belastning av samma ämne också kan beskrivas som antingen liten eller stor. Det finns därför anledning att varna för riskerna med att landa i en sådan relativ riskbedömning, där man jämför belastningen från det förorenade området med annan föroreningsbelastning. Det är knappast rimligt att acceptera en viss belastning från ett förorenat område på en specifik recipient med motivet att det finns andra enskilda utsläpp som är ännu värre. I en recipient med mycket hög total belastning kan det förorenade området kanske utgöra en liten källa sett till dess andel av den totala belastningen, men belastningen kan ändå vara orimligt hög. I en recipient med hög belastning är dessutom varje minskning av belastningen angelägen.
Jämförelser med vad som är acceptabelt för andra typer av källor, till exempel genom tillståndsvillkor för miljöfarliga verksamheter, kan också bli missvisande. Hur stora utsläpp som tillåts i samband med prövning av miljöfarliga verksamheter beror på en lång rad faktorer, till exempel typ av verksamhet och verksamhetens storlek. På samma sätt måste man göra en helhetsbedömning för varje enskilt fall när det handlar om förorenade områden. Det finns också några viktiga skillnader mellan prövning av utsläppsvillkor för industrier och andra verksamheter å ena sidan och bedömning av belastning från förorenade områden å den andra sidan. För förorenade områden kan man inte, som för miljöfarlig verksamhet, väga föroreningsbelastningen i ena vågskålen mot andra
nyttigheter i den andra vågskålen. Istället utgör belastningen från det förorenade området en negativ miljöskuld, som i enlighet med de svenska miljökvalitetsmålen behöver betalas tillbaka. När det är fråga om en prövning av utsläppsvillkor för miljöfarlig verksamhet kan dessutom den prövande myndigheten ta ställning till tillåtlighet, villkor och lokalisering. För ett förorenat område står man istället inför fullbordat faktum, med en pågående föroreningsspridning. Sist, men inte minst, finns vid pågående miljöfarliga verksamheter en ansvarig aktör som har att följa miljölagstiftningen. För förorenade områden saknas många gånger ansvarig verksamhetsutövare, vilket leder till att detta incitament till åtgärd faller bort.
Även jämförelser med belastningen av samma ämne till miljön som helhet kan leda fel.
Ett problem som uppstår vid en bedömning av belastning på miljön som helhet från
enskilda objekt, är att även mycket stora enskilda objekt kommer att framstå som obetydliga om man jämför med den sammanlagda tillförseln från alla källor i Sverige. Vi känner till exempel väl till att vi generellt har en allt för stor belastning på miljön av vissa ämnen, som kvicksilver, TBT och dioxiner med flera. En stor belastning från ett förorenat område kan därför verka liten i relation till den belastning som totalt sett redan finns för samma ämne. Även ett litet extra tillskott av ett ämne, som redan förekommer i halter som överskrider effektbaserade kriterier, kan dock ge negativa konsekvenser, se bilaga 1.
3.3.2 Beräkning av akvatiskt fotavtryck
En måttstock för att bedöma storleken på mängden förorening skulle kunna vara den volym vatten som potentiellt kan förorenas av en viss belastning. Vi kallar detta för att beräkna belastningens ”akvatiska fotavtryck”. Angreppssättet används redan i andra sammanhang, exempelvis för att kvantifiera förorenande verksamheters påverkan på vattenresurser, då kallat ”grey water footprint” (Hoekstra med flera 2011).
Första steget i en beräkning av ett akvatiskt fotavtryck är att definiera vid vilken
koncentration som vattnet ska anses vara förorenat. I tidigare avsnitt låg fokus antingen på halter som, om de överskrids, kan innebära en risk för toxiska effekter, eller på halter som överskrider rådande bakgrundshalt. Som definition av förorenat vatten vid
beräkning av akvatiskt fotavtryck används i första hand EQS-värden eller andra effektbaserade haltkriterier (se 3.1) alternativt, om sådana saknas, rådande bakgrundshalter (se 3.2).
Beräkningen av fotavtrycket, det vill säga hur stor volym vatten som behövs för att späda ut mängden förorening till en halt som är lika med ett effektbaserat haltkriterium för vatten fås av ekvationen i nedanstående ruta.
Fotavtrycket, uttryckt som ett förorenat flöde, är ett mått som kan användas för att bedöma vad som är stort eller litet genom att sätta detta flöde i relation till andra vattenflöden, se Tabell 1.
Akvatiskt fotavtryck [m3 år-1] = Mförorening [kg år-1] / Cnorm [kg m-3] eller
Akvatiskt fotavtryck [m3 s-1] = 0,032 x Mförorening [kg år-1] / Cnorm [µg L-1]
Formel 1: Ekvation för beräkning av akvatiskt fotavtryck där Mförorening är belastningen och Cnorm är koncentrationskriteriet (i vårt fall oftast AA-EQS, se även bilaga 1).
Tabell 1: Ungefärlig storleksordning för olika flöden. MQ = medelvattenflöde.
Metoden går att använda för alla ämnen som det finns ett årsmedelvärde (AA-EQS) för.
Den går också att använda för ämnen där det finns liknande koncentrationskriterium uttryckta för vatten och som kan användas för att avgöra när man anser att ett vatten är förorenat.
För vissa ämnen är EQS-värdena uttryckta som biotillgänglig koncentration. Detta innebär normalt att man behöver ha tillgång till vattenkemidata för den specifika recipienten för att kunna avgöra om EQS-värdet överskrids. I det här sammanhanget är det dock rimligt att istället för biotillgängliga EQS-värden utgå från så kallade generiska värden (se även bilaga 1).
Tanken med att använda fotavtryck som beräknas utifrån effektbaserade haltkriterier är att upprätta en skala som är gemensam för olika ämnen. Det kan ändå vara värt att understryka att detta bara utgör ett av flera angreppssätt. I vissa fall är det dock tveksamt om man kan använda fotavtrycksmetoden utan att osäkerheterna blir för stora.
Jämförelsen kan vara mindre relevant för till exempel organiska utfasningsämnen med hög benägenhet att ackumuleras i miljön. För ackumulerande ämnen kan det finnas EQS-värden uttryckta för biota, men inte som årsmedelvärde för vatten (det gäller till exempel dioxiner och kvicksilver). AA-EQS (maximal årsmedelkoncentration) kan för andra ämnen, såsom PFOS och PBDE, baseras på omräkning från biota till vatten. Sådana omräkningar kan vara förknippade med stora osäkerheter. Se vidare i avsnitt 3.4 för vikten av att göra en samlad bedömning utifrån olika angreppssätt.
Flöde (m3/s) Motsvarar
0,000001 Droppande flöde
0,00001 Långsamt rinnande vattenkran (0,00001 m3/s = 0,6 L/min)
0,0001 Rinnande vattenkran (0,0001 m3/s=6 L/min)
0,001 Mycket liten bäck
0,01 Liten bäck
0,1 Stor bäck
1 Å
10 Större å (till exempel Fyrisån vid Uppsala MQ= 10 m3/s)
100 Mindre älv (till exempel Motala Ström vid Norrköping MQ = 92 m3/s)
1000 Stor älv eller flod (till exempel Göta älv vid Göteborg MQ= 565 m3/s)
För andra ämnen kanske det inte går att identifiera något lämpligt
koncentrationskriterium uttryckt för vatten, vare sig genom att utgå från effekter i akvatisk miljö, omräkning från biota till vatten eller ämnets bakgrundshalter. Om underlaget för ämnet är för bristfälligt för att man ska kunna dra slutsatser om dess toxicitet eller dess bakgrundskoncentration i vatten faller fotavtrycksmetoden. Detta eftersom metoden är beroende av ett koncentrationskriterium uttryckt för vatten.
3.3.3 Exempel på storlek på olika akvatiska fotavtryck
I avsnitt 3.3.3.1 till och med 3.3.3.5 har akvatiskt fotavtryck för några olika
källor/verksamheter beräknats. Detta i syfte att illustrera olika storleksordningar. I avsnitt 3.3.4 försöker vi sedan att utifrån dessa beräkningar etablera en skala för vad som är stort respektive litet.
3.3.3.1 Fotavtryck för förorenade områden – exempel Oskarshamns hamn Saneringen av Oskarshamns hamn är ett av de större efterbehandlingsprojekten som genomförts i Sverige. Syftet med saneringen var att skydda Östersjön mot utläckage av miljögifter, främst i form av metaller och dioxiner. Eftersom belastningen från
Oskarshamns hamn har undersökts i efterbehandlingsprojektet går det att beräkna ett akvatiskt fotavtryck för metaller från platsen. Det kan konstateras att fotavtrycken i allmänhet uppgår till några m3/s per metall, se Tabell 2.
Tabell 2: Uppskattad belastning från Oskarshamns hamn före saneringen.
Koncentrationskriterierna är EQS för arsenik, EQS avseende mjukt vatten för kadmium och för övriga metaller generiska halter, enligt Havs- och vattenmyndigheten 2016a. Data från https://www.oskarshamn.se/renhamn.
Spridningen av dioxin var den främsta motiveringen till saneringen av Oskarshamns hamn. Fotavtrycket för dioxin har dock inte beräknats på grund av att EQS för dioxin i vatten saknas. Det är dessutom tveksamt om fotavtrycksmetoden över huvud taget lämpar sig för den typ av ämnen som dioxin utgör och vars spridning behöver elimineras då vi idag redan har problem med höga halter av dioxin i biota. Även små tillskott kan därför ge oproportionerligt stora konsekvenser, se även bilaga 4.
Även om det främsta motivet för sanering av Oskarshamns hamn var spridningen av dioxiner kan det konstateras att den mängd metaller som spreds från Oskarshamns hamn hade räckt för att förorena en relativt stor å så pass mycket att EQS överskrids. För denna slutsats jämför de beräknade akvatiska fotavtrycken i Tabell 2 med flödena i Tabell 1.
As Pb Cu Zn Ni Cd
Belastning kg/år 100 600 500 1 000 25 5
Koncentrationskriterium, µg/l 0,5 2,8 3,3 6,8 8,2 0,08
Akvatiskt fotavtryck, m3/s 6 7 5 5 0,1 2
3.3.3.2 Fotavtryck för enskilda stora punktutsläpp
Data över utsläpp från större punktutsläppskällor i Sverige finns sammanställt i Naturvårdsverkets Utsläpp i siffror45. De inrapporterade punktutsläppen av metaller utgör dock bara en mindre del av den totala belastningen på miljön, se avsnitt 3.3.3.4.
I Figur 4 illustreras hur stora de allra största rapporterade utsläppskällorna till vatten i Sverige för några olika metaller är, om man räknar om motsvarande belastning till akvatiskt fotavtryck.
Figur 4: De största rapporterade utsläppskällorna av metaller till vatten i Sverige avseende 2018.
Haltkriterierna är EQS för arsenik, EQS avseende mjukt vatten för kadmium och för övriga metaller generiska halter enligt Havs- och vattenmyndigheten 2016a.
Som vi kan se var fotavtrycket för bly från Oskarshamns hamn större än Sveriges största inrapporterade punktutsläpp av ämnet, jämför Tabell 2 med Figur 4. Det akvatiska fotavtrycket för kadmium är dock betydligt större för de största punktkällorna, som på egen hand skulle kunnat förorena en stor å/liten älv. Eller, annorlunda uttryckt, hade dessa utsläppskällor förorenat inlandsvatten hade motsvarande mängder troligen inte kunnat accepteras utifrån miljökvalitetsnormerna.
3.3.3.3 Fotavtryck för en genomsnittlig deponi
År 2018 hanterades 7,7 miljoner m3 lakvatten på 97 avfallsanläggningar (Avfall Sverige, 2019), vilket ger 80 000 m3 lakvatten per år i medeltal per anläggning. I detta ingår även förorenat dagvatten. Fastställda villkor för avfallsanläggningar till och med år 2017 och en sammanställning av uppmätta halter i obehandlat råvatten finns samlat i en publikation från Avfall Sverige (2017).
45 https://utslappisiffror.naturvardsverket.se/
Sammanlagt för alla avfallsanläggningar i Sverige är de tillåtna utsläppen i storleksordning upp till några m3/s för respektive metall.
En jämförelse med mängder som medges enligt villkor, med de faktiska utsläpp som rapporterats och återfinns i Utsläpp i siffror, visar dock att utsläppta mängder från de allra flesta anläggningar i praktiken är betydligt lägre än de maximala utsläpp som de beviljats tillstånd för (se Tabell 3).
Tabell 3: Utsläppsvillkor enligt miljötillstånd för avfallsanläggningar och median för faktiskt uppmätta halter i obehandlat lakvatten från avfallsanläggningar (Avfall Sverige, 2017) samt beräknat villkor för avloppsvatten från typisk avloppsanläggning med lakvattenmängd på 80 000 m3/år och medianutsläppsvillkor. Längst till höger beräknade fotavtryck för typisk
anläggning enligt villkor. Haltkriterierna är EQS för arsenik och krom, EQS avseende mjukt vatten för kadmium och för övriga metaller generiska halter enligt Havs- och vattenmyndigheten 2016a.
Utsläppsvillkor
3.3.3.4 Akvatiskt fotavtryck för hela Sverige och för en genomsnittlig vattenförekomst
För metaller har vi en relativt god uppfattning om den sammanlagda belastningen för hela Sverige (Ejhed med flera 2010, 2018). Industriutsläppen står för 1–9 % av den totala belastningen för varje enskild metall. Motsvarande siffra för summan av
avloppsreningsverk och enskilda avlopp är 0–7 %, medan dagvatten står för 5–17 % av den totala metallbelastningen. Totalt står dessa källor för 13–26 % av den totala metallbelastningen. Resterande belastning, 74–87 %, kommer i form av utläckage från mark samt från deposition på sjöyta (Ejhed med flera 2010, 2018).
I Tabell 4 har vi redovisat den sammanlagda belastningen för hela Sverige, per metall, och sedan räknat om till akvatiskt fotavtryck. Omräkningen resulterar i 400 – 4 000 m3/s beroende på metall.
Man kan även räkna om den totala belastningen i Sverige till en genomsnittsbelastning på en typisk sötvattenförekomst. Enligt den uppdelning i vattenförekomster som används i
vattenförvaltningen finns 15 691 vattendrag och 7 452 sjöar i Sverige, det vill säga totalt 23 797 vattenförekomster med ett genomsnittligt avrinningsområde på cirka 20 km2. Genomsnittsbelastningen av metaller per vattenförekomst kan sedan räknas om till ett genomsnittligt fotavtryck som varierar mellan 0,02–0,16 m3/s (se sista raden i Tabell 4).
Notera att detta avser den genomsnittliga belastningen direkt till en vattenförekomst och alltså inte inkluderar ackumulerad belastning från uppströms liggande recipienter.
Tabell 4: Belastning av metaller från samtliga källor i hela Sverige, uttryckta som total mängd och som akvatiska fotavtryck. Belastningsdata från Ejhed med flera (2018). Data för belastning per förekomst är genomsnittliga data beräknade utifrån att Sverige har 23 797
sötvattenförekomster. Haltkriterierna är generiska metallhalter (Havs- och vattenmyndigheten 2016) respektive för kadmium EQS-värdet avseende mjukt vatten.
Cd Pb Ni Cu Zn
Belastning kg/år 4 300 85 800 104 300 155 800 805 700
Haltkriterium µg/L 0,08 2,8 8,2 3,3 6,8
Akvatiskt fotavtryck m3/s 1 704 972 403 1 497 3 757
Belastning kg/förekomst 0,18 3,7 4,5 6,7 34,4
Akvatiskt fotavtryck
m3/s/förekomst 0,07 0,04 0,02 0,06 0,16
3.3.3.5 Fotavtryck utifrån riktvärden och schablonhalter för utsläpp av förorenat vatten/dagvatten
Göteborgs stads riktvärden för förorenat vatten (Göteborgs stad, 2020) är framtagna för bedömning av utsläpp till dagvattenledningar och vattendrag inom kommunen. Dessa används dock även runt om i landet som riktlinjer för vilka halter som kan accepteras i förorenat vatten i olika sammanhang. Riktvärdena är uttryckta som koncentrationer och alltså inte som mängder.
De föroreningsnivåer som satts upp i detta sammanhang ligger i regel i samma
storleksordning (upp till 5 gånger högre, med undantag för bensen, 10 gånger högre), som de koncentrationskriterier som gäller för att dricksvatten ska klassas som otjänligt.
Avvikelserna i haltnivåerna är också ungefär i samma storleksordning för schablonhalter i dagvattenmodellen Stormtac (Stormtac web, 2020) för det dagvatten som kommer från bostadsområden och liknande markslag, som typiskt kan betecknas som områden med känslig markanvändning. En skillnad mellan Göteborgs riktvärden och schablonhalterna i Stormtac, är att de förra är normativa, det vill säga beskriver vad som ska uppnås, medan de senare är deskriptiva och beskriver typiskt uppmätta halter.
I Tabell 5 ges räkneexempel utifrån både Göteborgs stads riktvärden och Stormtacs schablonhalter för flerfamiljsbostadsområden. Det bör dock betonas att belastning från dagvatten sammantaget innebär en miljöpåverkan som inte är försumbar. Denna källa står för 5-17 % av den totala belastningen av metaller (Ejhed med flera 2010, 2018).
Dagvatten från en medelbelastad yta, som ett flerbostadsområde, ska enligt Göteborgs stads reningskrav för dagvatten genomgå enklare rening (partikelavskiljning) innan det släpps till recipient (Göteborgs stad, 2017).
Man kan överslagsmässigt räkna om Göteborgs stads riktvärden och Stormtacs
schablonvärden till mängder. Detta för att få ett grepp om hur stor belastning dagvatten från ett mindre bostadsområde kan motsvara. Omräkningen kan göras genom att till exempel ansätta en hypotetisk area på en hektar. Nederbördsmängder,
avrinningskoefficienter och grundvattenbildning varierar dock mellan olika områden i Sverige. För denna överslagsberäkning görs därför antagandet att avrinningen i form av dagvatten är 300 mm/år, vilket ger en vattenbalans per hektar som motsvarar ett genomsnittligt flöde på 3 000 m3 vatten/år eller cirka 0,1 L/s.
För ett räkneexempel med detta vattenflöde och generiska EQS-värden för ytvatten som koncentrationskriterium, se Tabell 5, blir storleken på det akvatiska fotavtrycket:
0,1-1 L/s ha-1 (0,0001-0,001 m3/s ha-1) med schablonhalterna från Stormtac och 0,3-3 L/s ha-1 (0,0002-0,003 m3/s ha-1) med halter enligt Göteborgs riktvärden.
Tabell 5: Fotavtryck beräknade för dagvatten respektive vatten utifrån en teoretisk belastning från 1 hektar mark med en avrinning på 300 mm/år (motsvarande ett flöde på 3 000 m3/år eller cirka 0,1 L/s), med antagande att halterna är lika med schablonhalterna i Stormtac, eller koncentrationskriterier enligt Göteborgs stads riktvärden för utsläpp av förorenat vatten.
Haltkriterierna är generiska metallhalter (Havs- och vattenmyndigheten 2016) respektive för kadmium EQS-värdet avseende mjukt vatten.
3.3.4 Vad är ett stort respektive ett litet fotavtryck?
Beräknade fotavtryck är lätta att ta till sig, genom att man kan föreställa sig hur mycket som förorenas om belastningen tillåts. Men vad är ett stort respektive ett litet fotavtryck?
Vi anser att en belastning motsvarande ett fotavtryck på över 1 m3/s i allmänhet måste betraktas som en mycket hög belastning. Ett vattendrag med motsvarande vattenflöde skulle sannolikt kallas för en å. Utifrån exemplen ovan framgår att belastning i denna storleksordning från punktkällor vanligen förekommer endast för metaller från riktigt stora miljöfarliga verksamheter. Oskarshamns hamn kan ses som ett exempel på när belastningen otvivelaktigt bedömdes vara för hög, även för den stora recipient som då var aktuell. I fallet Oskarshamns hamn var det akvatiska fotavtrycket för ett antal metaller några m3/s. Ett övergripande åtgärdsmål för Oskarshamns hamn var att minska belastningen med minst 90 % (https://www.oskarshamn.se/renhamn).
En nivå på fotavtryck, som generellt borde kunna anses försumbar i större recipienter bör istället ligga i storleksordningen 0,01 m3/s. Detta är till exempel i nivå med de värden som används för att beräkna Naturvårdsverkets generella riktvärden, där skydd av ytvatten avser en bäck med flöde på cirka 0,03 m3/s (1 000 000 m3/år). En sådan belastning är lägre än den genomsnittliga metallbelastningen direkt till en medelstor vattenförekomst. 0,01 m3/s är också ungefär belastningen av metaller i dagvatten från
En nivå på fotavtryck, som generellt borde kunna anses försumbar i större recipienter bör istället ligga i storleksordningen 0,01 m3/s. Detta är till exempel i nivå med de värden som används för att beräkna Naturvårdsverkets generella riktvärden, där skydd av ytvatten avser en bäck med flöde på cirka 0,03 m3/s (1 000 000 m3/år). En sådan belastning är lägre än den genomsnittliga metallbelastningen direkt till en medelstor vattenförekomst. 0,01 m3/s är också ungefär belastningen av metaller i dagvatten från