VANN Nr. 2, 2024

VANN

Nr. 2 2024 I 59. årgang

VANN

NORSK VANNFORENING

www.vannforeningen.no

Ansvarlig og faglig redaktør:

Morten Kraabøl morten.kraabol@multiconsult.no

Besøksadresse: Dronning Maudsgt. 15, Oslo

Postadresse:

Postboks 2312 Solli, 0201 Oslo

Telefon: 22 94 75 00 post@vannforeningen.no

Nummer 2, 2024 – 59. årgang ISSN 0042-2592

LEDER

Mer kunnskap til å møte utfordringer i avløpssektoren Redaksjonskomiteen .................................................................................................

FAGFELLEVURDERTE ARTIKLER

Sum of freshwater habitat degradation as a major driver for collapsing seatrout (Salmo trutta L.) stocks in regions of Norway? – A case-study from Central Norway

Morten A. Bergan, Terje H. Nøst and Odd T. Sandlund ......................................................

Takvatnprosjektet – vellykket samarbeid mellom forskere og fiskeentusiaster Per-Arne Amundsen, Rune Knudsen, Roar Kristoffersen, Eirik H. Henriksen, Aslak Smalås, Raul Primicerio, Karin Strand Johannessen, Cesilie Bye, Laina Dalsbø og Anders Klemetsen 109

Annuli formation in scales of brown trout Salmo trutta highly dependent on a minimum annual growth in length

Tor B. Gunnerød and Reidar Borgstrøm ....................................................................... 121

Mikroplast i avløpsvann fra gjenvinningsanlegg for plast

Sissel

Plasma-based nitrogen enrichment and the hygienisation effect on organic slurries Åsne Daling Nannestad, Mari Espelund, Ocelie Kjønnø, Signe Onstad Sævareid,

Magnus

NYTT FRA STANDARD NORGE

Redaksjonskomité:

Susanne Hyllestad (komiteens leder og seksjonsleder for Seksjon for smitte fra mat, vann og dyr i Folkehelseinstituttet), Hege Hisdal (direktør ved Hydrologisk avdeling i Norges vassdrags- og energidirektorat), Arne Haarr (rådgiver i Norsk Vann), Isabel Seifert-Dähnn (sammfunnsvitenskapelig seniorforsker ved Norsk Institutt for Vannforskning), Ingvild Tandberg (vannområdeleder Indre Oslofjord Vest) og Kim H. Paus (førsteamanuensis ved Norges miljøog biovitenskapelige universitet).

Kemira Chemicals AS produserer og leverer produkter for behandling av drikkevann, avløpsvann og industrielt prosessvann samt luktreduksjon og slambehandling.

Kemira Chemicals AS produserer og leverer produkter for behandling av drikkevann, avløpsvann og industrielt prosessvann samt luktreduksjon og slambehandling.

Våre kjerneprodukter:

Kemira Chemicals AS produserer og leverer produkter for behandling av drikkevann, avløpsvann og industrielt prosessvann samt luktreduksjon og slambehandling.

Våre kjerneprodukter:

Jernbaserte fellingsmidler:

Våre kjerneprodukter:

Kemira PIX - Jern(III)klorid løsning

Jernbaserte fellingsmidler:

Jernbaserte fellingsmidler:

Aluminiumbaserte fellingsmidler:

Kemira PIX - Jern(III)klorid løsning

Kemira PIX - Jern(III)klorid løsning

Kemira ALG - Aluminiumsulfat granulat

Aluminiumbaserte fellingsmidler:

Kemira ALS - Aluminiumsulfat løsning

Aluminiumbaserte fellingsmidler:

Kemira AVR - Aluminiumsulfat granulat

Kemira ALG - Aluminiumsulfat granulat

Kemira ALG - Aluminiumsulfat granulat

Kemira ALS - Aluminiumsulfat løsning

Kemira PAX - Polyaluminiumklorid løsning

Kemira ALS - Aluminiumsulfat løsning

Kemira PAX-XL - Polyaluminiumsalter løsning

Kemira AVR - Aluminiumsulfat granulat

Kemira AVR - Aluminiumsulfat granulat

Kemira PAX - Polyaluminiumklorid løsning

Kemira PAX - Polyaluminiumklorid løsning

Organiske polymerer:

Kemira PAX-XL - Polyaluminiumsalter løsning

Kemira PAX-XL - Polyaluminiumsalter løsning

Superfloc - Organiske flokkulanter og koagulanter

Organiske polymerer:

Organiske polymerer:

Superfloc - Organiske flokkulanter og koagulanter

Superfloc - Organiske flokkulanter og koagulanter

Vi er en tverrfaglig sammensatt organisasjon med høy internasjonal kompetanse.

Vi tilbyr teknisk service og utveksler gjerne våre erfaringer fra hele verden, for sammen å skape et enda bedre miljø.

Vi er en tverrfaglig sammensatt organisasjon med høy internasjonal kompetanse. Vi tilbyr teknisk service og utveksler gjerne våre erfaringer fra hele verden, for sammen å skape et enda bedre miljø.

Vi er en tverrfaglig sammensatt organisasjon med høy internasjonal kompetanse. Vi tilbyr teknisk service og utveksler gjerne våre erfaringer fra hele verden, for sammen å skape et enda bedre miljø.

Vårt kvalitetssystem og miljøstyringssystem er sertifisert etter standardene ISO 9001 og ISO 14001

Vårt kvalitetssystem og miljøstyringssystem er sertifisert etter standardene ISO 9001 og ISO 14001

Vårt kvalitetssystem og miljøstyringssystem er sertifisert etter standardene ISO 9001 og ISO 14001

Kontakt oss gjerne for mer informasjon!

Kontakt oss gjerne for mer informasjon!

Kontakt oss gjerne for mer informasjon!

Øraveien 14, 1630 Gamle Fredrikstad – Tlf 69 35 85 85 – Faks 69 35 85 95 Epost: kemira.no@kemira.com

Øraveien 14, 1630 Gamle Fredrikstad – Tlf 69 35 85 85 – Faks 69 35 85 95

Øraveien 14, 1630 Gamle Fredrikstad – Tlf 69 35 85 85 – Faks 69 35 85 95 Epost: kemira.no@kemira.com

Epost: kemira.no@kemira.com

SAMFUNNSLØSNINGER FOR VANN OG MILJØ

Det er Swecos jobb å utnytte den beste fagkompetansen og være din flerfaglige rådgiver innen:

• Konsekvensutredninger

• VA-planer og utredninger

• Vannressursplaner

• Hydrologiske undersøkelser

• VA-modellering

• Avløpsrenseanlegg

• Vannbehandlingsanlegg

• VA-transportsystemer i åpne grøfter

• VA-transportsystemer med grøftefrie løsninger

• Overvannshåndtering

• Miljøundersøkelser

• Miljøøkonomi og -ledelse

www.sweco.no

MANGE MILJØKRAV?

MIVANOR gjør det enklere

EU mener det slippes ut for mye forurenset vann, og ber bedriftene ta tak.

Mivanor gjør det enklere for bedriftene å møte sine rensekrav, bli mer bærekraftige og ta bedre vare på miljøet. Alt vi trenger er en vannprøve, så er vi igang.

Vårt renseanlegg MivaMag TM fjerner forurensning fra industrielt avløpsvann og sigevann ved hjelp av en unik teknologi basert på magnetisme.

Les mer om hvordan vi kan hjelpe på vår nettside: www.mivanor.no

Mer kunnskap til å møte utfordringer i avløpssektoren

EUs avløpsdirektiv er på det nærmeste ferdig behandlet i EU-systemet. Nå gjenstår bare juridisk språkvask og endelig godkjenning av politikerne i et nytt sammensatt EU-parlament, som skal velges 6-7 juni i år. Deretter gjenstår EØSforhandlinger og implementering i norsk regelverk, før bestemmelsene får virkning i Norge.

Allerede nå er det et stort trykk i avløpsbransjen, blant annet med å sikre framdrift i arbeidet med å redde Oslofjorden. Mange kommuner er i gang med å bygge, eller forbereder seg på å oppgradere eksisterende anlegg, eller bygge nye renseanlegg for nitrogen. Med avløpsdirektivet kommer i tillegg krav om avansert rensing for å fjerne mikroforurensninger og legemidler. Transportsystem og ledningsnettet må i tillegg fornyes for å hindre overløp og lekkasjer. De nødvendige investeringene til dette fører til økte vann- og avløpsgebyrer, noe som fører til økte bekymringer både hos lokalpolitikere og innbyggere.

Målet til det reviderte avløpsdirektivet er å sikre rent vannmiljø for å beskytte mennesker og miljø, redusere energibruken (såkalt energinøytralitet), og å øke evnen til å gjenvinne og resirkulere ressursene i avløpsvannet. Også mindre tettsteder, ned til 1.000 personekvivalenter (pe), må innføre sekundær-rensing, som betyr fjerning av 70% BOF (biologisk oksygenforbruk). Tertiærrensing innebærer behandling med strenge krav for fjerning av nitrogen (80%) og fosfor (90%) skal innføres for alle tettbebyggelser med mer enn 10.000 pe med utslipp til vannforekomster som er sårbar for eutrofiering.

Her er det verdt å merke seg at Norge allerede har et krav om 90% fosforfjerning for alle anlegg med utslipp til normalt og til følsomt område, eller det som i SSBs statistikk er omtalt som høygradig rensing.

For de største renseanleggene – de som behandler avløpsvann fra mer enn 150.000 pe, blir det krav om kvartærrensing, det vil si avansert behandling for fjerning av mikroforurensninger og legemidler. Nasjonale myndigheter skal også gjennomføre kartlegginger av hvilke områder som er sårbare for tilførsler av mikroforurensninger og legemidler, hvorpå anlegg i slike tettbebyggelser også vil få krav om kvartærrensing.

I tettbebyggelser med mer enn 10.000 pe hvor overvann er et problem skal også «integrerte planer for håndtering av avløpsvann utarbeides», slik at urenset overvann i så liten grad som mulig havner i naturen.

For Norge, med sin lange kyst, (verdens nest lengste) og spredte bebyggelse, vil det bli en stor utfordring å oppfylle alle disse kravene på en god måte, noe som også vil kreve store investeringer. For å sikre en forsvarlig planlegging og gjennomføring av disse investeringene, slik at pengene kommer miljø og helse for befolkningen til gode, er det avgjørende viktig at det finnes oppdatert kunnskap og kompetanse i alle ledd. Mange kommuner har uttrykt bekymring for kapasitet og kompetanse til å gjennomføre det store løftet som dette innebærer. På denne plass har vi tidligere uttrykt bekymring for legitimiteten til et regelverk som ikke er utformet for norske forhold, og for oppslutningen om

nødvendige tiltak, dersom kostnaden overstiger miljøgevinsten ved tiltaket. Det har ikke skjedd noe som reduserer disse bekymringene.

Desto større grunn er det til å applaudere for initiativer for å øke kunnskap og kompetanse, og som søker offentlig finansiering for satsinger innenfor dette området. En god mulighet vil være en felles søknad til Norges Forskningsråd (NFR) om å opprette et SFI (Senter for forskningsdrevet innovasjon) som skal arbeide med avløpsrelaterte tema. NFR skal finansiere minst åtte slike SFI’er med ulike tema, som har som mål å styrke innovasjonsevnen og verdiskaping i næringslivet, gjennom langsiktig forskningssamarbeid med forskningsmiljøene.

Vi heier også på at storting og regjering bevilger midler til å støtte kommunene i arbeidet med å innføre nitrogenfjerning for Oslofjorden. Vi tror likevel at en større og mer koordinert satsing for hele avløpsområdet, og som inkluderer både akademia, privat og offentlig sektor, vil være viktigere og ha større betydning for å bygge den kompetansen og utvikle de løsningene som trengs i årene som kommer.

Redaksjonskomiteen

«En hage trenger mye vann –det meste i form av svette.»

- Lou Erickson

Design, Petter Wang

Sum of freshwater habitat degradation as a major driver for collapsing seatrout (Salmo trutta L.) stocks in regions of Norway?

– A case-study from Central Norway

By Morten A. Bergan, Terje H. Nøst and Odd T. Sandlund1

Morten André Bergan er ferskvannsøkolog (cand. scient) fra NTNU i Trondheim, og ansatt som Forsker 1 ved Norsk institutt for naturforskning (NINA) i Trondheim.

Terje Henrik Nøst er ferskvannsøkolog (cand. real) fra NTNU i Trondheim. Nøst er tidligere ansatt som naturforvalter ved Klima- og Miljøenheten i Trondheim kommune.

Odd Terje Sandlund var ferskvannsøkolog (Dr. philos) og ansatt som seniorforsker, seniorrådgiver og forskningssjef ved NINA i Trondheim.

O.T. Sandlund er dessverre ikke blant oss lenger, og vi lyser fred over hans minne.

Sammendrag

Habitatdegradering av små vassdrag som drivkraft for kollaps i sjøørretbestander i Norge? – Eksempelstudie fra midt-norske sjøørretvassdrag. Bestander av sjøørret i Norge viser langvarig nedgang, og det observeres mer eller mindre sammenbrudd i bestander for noen kystområder og i regioner av landet. Økt dødelighet i marin fase av livssyklusen hos sjøørret har blitt fremhevet som hovedårsak til utviklingen. Årsakene til bestandsnedgangen synes imidlertid vesentlig mer sammensatt. Nedgangen kan ha startet for flere tiår siden, men manglende betsandsdata og endringsblindhet kan ha kamuflert utviklingen. En gradvis forringelse av sjøørretens produksjonsområder, spesielt etter andre verdenskrig og fram til i dag, har gitt et redusert produksjonspotensial i mange mindre vassdrag. Samlet sett kan kritiske grenser for å produsere levedyktige sjøørretbestander nå være nådd. Dette forsterkes av lavere sjøoverlevelse i tillegg. I denne studien foreslår vi enkle metoder for å kvantifisere endringer i areal og

produksjonskapasitet for små sjøørretvassdrag ved å bruke Trondheim kommune, Midt-Norge, som en case-studie. Fra å ha en tilgjengelig vassdragslengde for sjøørreten på nesten 57 km i 37 bekker og små elver, med et vanndekt areal på mer enn 187 000 m², gjenstår kun 17 km og rundt 59 000 m² i dag. Dette gir et lengde- og arealtap på ca. 70%. Redusert vann- og habitatkvalitet i de gjenværende vassdragstrekningene fører til ytterligere tap, fra 70% til ca. 90%. Årsaken er gradvis økende samlet menneskelig belastning. Situasjonen synes lik for andre kystområder i regionen og i Norge fra midtNorge og sørover. Vi konkluderer med at den gradvise, vedvarende nedgangen i gode gyte- og oppvekstområder for sjøørret i små vassdrag samlet sett kan bidra vesentlig i det observerte sammenbruddet av sjøørretbestander i noen regioner i Norge. En eventuell økt dødelighet i den marine fasen forsterker dette, og gir det observerte sammenbruddet hos enkelte sjøørretbestander i dag. Samtidig med fortsatt

fokus på utfordringer med sjøoverlevelse, må det gjøres betydelig større restaureringsinnsats i norske vassdrag enn i dag for å snu utviklingen. Det er umiddelbart behov for omfattende, storskala restaureringer av små og store vassdrag, og vesentlig økt fokus på bedre forvaltning og vern av de få lite berørte og gjenværende sjøørretvassdragene. Vår tilnærming kan bidra til å etablere økt kunnskap om den faktiske referansetilstanden for små sjøørretvassdrag. Videre bidrar metodene til gode prioriteringer av restaureringstiltak for aktuelle vassdrag. Samlet sett vil dette være avgjørende for å snu den negative utviklingen sjøørretbestandene, både lokalt, regionalt og nasjonalt, og kan bidra til at sjøørreten igjen kan oppnå livskraftige bestandsnivåer.

Summary

Norwegian seatrout stocks are in a historical decline in some coastal regions. Increased mortality in the marine part of the life cycle is highlighted as the main driver in this development. However, the reasons for the general decline in stock are more complex, and could have started decades ago, along with an increase in impacts of freshwater habitats for small/medium-sized seatrout streams in Norway. A gradual degradation of sea trout stream habitats has decreased available seatrout streams and stream-quality. We may have reached critical limits for producing viable seatrout stocks as marine phase survival also decreases. In this study we propose simple methods to quantify the changes of anadromous area and production capacity in seatrout streams, using Trondheim municipality, Central Norway, as a case study. From a total anadromous stream length of almost 57 km in 37 small streams, with a wetted area of more than 187,000 m², only 17 km and about 59,000 m² remains, i.e., a total length and area loss of about 70%. Reduced production capacity in remaining areas leads to a further loss, from 70% to about 90%. The situation appears to be similar in other regions of Norway. We conclude that the sum of decline in good quality nursery streams contributes to the observed collapse of

coastal seatrout stocks in some regions in Norway, and this happens regardless of increased mortality in the marine phase. The immediate need for large scale stream restoration of degraded streams is urgent, and increased focus on management and protection of the few remaining intact seatrout streams, is required. Our approach may help establishing the actual reference condition for seatrout streams, as well as assist in the prioritization of stream-candidates and successful restoration measures.

Introduction

Anadromous brown trout (sea migrating Salmo trutta L., hereafter seatrout) is mainly distributed around the North Atlantic Ocean. In many parts of the distribution area, populations are in serious decline [1–7], and in some cases even said to be collapsing [8–11]. Along the long and complex Norwegian coast (> 25,000 km, from 56 °N to 71 °N) there are thousands of coastal rivers and streams which historically harbored viable seatrout populations. In the central parts of Norway, including the inner Trondheimsfjord, which is the study area of this paper, seatrout populations are currently in serious decline [1, 12, 13,], with many local populations seemingly collapsing. This is supported by data from annual monitoring based on electrofishing surveys [eg. 14-19]. The exact reasons for the general decline of seatrout populations are poorly understood [12], but a complex set of multiple interacting manmade factors are probably in play; with sea phase mortality presently indicated to be the main driver [1]. Recent status assessments for Norwegian seatrout populations originating from larger rivers [1] concludes that 91% of the populations are negatively impacted by salmon lice, contributing 44 % of the presently observed population reduction due to human impacts induced. However, the sum of negative human impact of declining accessibility and quality of nursery habitats in river tributaries and coastal streams has not been analyzed or sum-evaluated.

Seatrout has a complex life cycle [20], relying on both freshwater and marine environments to

maintain viable populations. The species is therefore susceptible to human impacts in both habitats. Spawning, egg incubation and juvenile life stages occur in freshwater, often in small and moderately sized streams [21, 22], while the subadult (postsmolt) and adult fish each year spend from a few weeks to several months feeding in the marine environment [23 and references therein]. Nursery streams may empty directly into the sea, or be tributaries to larger rivers dominated by Atlantic salmon (Salmo salar L.). The seatrout is iteroparous, with documented spawning up to twelve times [24]. Thus, even the smallest streams may be the origin of a high numbers of adult seatrout. Small tributaries often constitute a major proportion of overall river length [25]. The high number of small streams along the Norwegian coast form the production basis for the overall numbers of seatrout in coastal waters. However, these small and moderately sized streams are vulnerable to a plethora of human activities, while at the same time often being overlooked as important biotopes. As a consequence, over several decades, the production capacity of individual streams has been reduced or even completely destroyed, causing a gradual and “step by step” reduction in the production capacity in the freshwater habitat of seatrout. Numerous recent scientific surveys and monitoring studies indicate that this degradation of the small freshwater habitats continues and even increases [eg. 14, 19, 26). The cumulative effect on seatrout stocks at a local or regional scale has never been properly assessed. Even so, management institutions have recently concluded that anthropogenic degradation of the freshwater habitat and pollution is a “stabilized factor” for seatrout in Norway in general [13, 27].

There are two major issues concerning restoration of ecosystems [28]: insufficient information about the historical baselines (reference conditions) to guide restoration, and the divergence between the actual baselines and perceptions about historical conditions. These two conditions generate a phenomenon called “shifting baseline syndrome (SBS)” [29]. Developing

SBS amongst relevant stakeholders might contribute to reduce the awareness of the gradual degradation of streams over decades, including the subsequent decline in sea-trout stocks. Thus, as the degradation of stream habitat has not been considered as a significant contributing factor in the decline of seatrout stocks, these habitats have generally been neglected by environmental authorities [26, 27, 30, 31]. On the other hand, restoration measures of nursery streams may often appear to be a relatively straightforward activity which may mobilize local communities and stakeholders [32]. Moreover, such measures are required in order to achieve environmental objectives and goals, e.g. “Good ecological status” [33], according to EU’s Water Framework Directive (WFD) (in Norway: Vannforskriften, www.vannportalen.no/english).

The aim of this paper is to discuss and highlight the historical development of nursery streams for seatrout, using the municipality of Trondheim as a case study. The paper proposes a simplified approach to assess habitat degradation, highlighting the historical development and present status of available freshwater stream habitat for seatrout, based on more than 20 years of juvenile fish data, macroinvertebrate studies, water quality samples, aerial photos, and maps. Within the 37 streams that are identified as historically accessible seatrout streams in the Trondheim municipality, the loss of habitat (available stream length and area) and quality (production capacity) for seatrout in the streams are quantified. Further actions, expectations, and possibilities to restore streams are briefly discussed in a Norwegian context, using Trondheim municipality as an example.

Materials and Methods

2.1 Study area

Trondheim municipality * (pop. approx. 200,000 (2019)) borders the inner Trondheimsfjord and has a surface area of 342 km ², including areas of boreal forest (55 %), agricultural land (20 %) and urban and industrial areas (20 %; which

* Data refers to Trondheim municipality prior to the integration of Klæbu municipality in 2020

stationary stretches): blue line - open streams, red line - closed streams.

constitutes the city of Trondheim (63° 26’ N 10° 24’ E), figure 1). Within Trondheim municipality as well as in the neighboring areas, there is a high number of small (1-3 meters stream width) and medium sized (3-8 meters stream width) streams, potentially harboring seatrout. Some of the streams drain directly into the Trondheimsfjord, while others are tributaries to the lower sections of the larger rivers Gaula and Nidelva, both of which currently have viable populations of Atlantic salmon as the dominating fish species [15, 17,33].

2.2

Methods

A number of technical reports from monitoring studies in the period 2006-2018 [35-38], utilizing electrofishing and other field methods, have identified streams within the municipality with variable status in terms of habitat for seatrout. The present anthropogenic impacts on stream ecology have also been well documented over the last 10 years from macroinvertebrate monitoring studies [39 and references therein].

Based on these monitoring surveys, five criteria are used to identify the potential seatrout streams in the municipality:

Sufficient continuous annual water runoff: catchment area ≥ 1km² and/or documented stable groundwater supply (observed during winter or dry periods in summer).

Stream width ≥ 1 m.

Gradient allowing the ascent of seatrout, i.e.: slope ≤ 25%, and natural waterfalls < 2 m with downstream pool depth / waterfall height ratio > 0.3 [40, 41].

Original stream habitat (observed, or assumed, if degraded) with suitable hydromorphological characteristics, providing seatrout spawning and nursery areas [42]

Discharge into the Trondheimsfjord, either directly or as tributaries below natural migration barriers in the large rivers Nidelva and Gaula.

Applying these criteria, 37 streams have been identified and selected for our case study. For these streams, we can assess and document the impact of human activities since the late 1930s,

Figure 1. Study area and studied streams in Trondheim municipality. The names of the streams are given in table 3. Present status (both anadromous and

Table 1. Assessed production value expected total juvenile trout densities and fish community structure. *Additional consideration relates to an expected fish community structure in the smallest streams, or small tributaries to larger rivers with mainly spawning function (as described by [22, 43]).

Production value Expected total trout density / 100 m² Additional consideration*

1 ≥ 200 YOY dominating

0,9-0,7

0,6-0,4

0,4-0,2

100-200

100-50

50-20

0,1 <20

YOY dominating

YOY dominating

YOY dominating

YOY not present = 0,05 0,05 <5

YOY not present = 0 0

based on available digitalized historical aerial photos (www.norgeibilder.no; http://kart.finn.no), and historical information from locally published texts and oral or written information from local stakeholders. Of the 37 selected streams (figure 1), 29 have been surveyed and monitored by repeated field inspection and electrofishing over the last 20 years [35 and references therein]. Eight additional streams, which are no longer open or present as free running streams, were assessed implementing the above-mentioned criteria, as well as on-site observations combined with ancient maps (“Amtskart” from 1867 and earlier).

The present production capacity for seatrout in stream sections that are still accessible for the fish and open in the landscape, was assessed on a scale from zero (no fish production) to one (presumed natural production capacity) (table 1).

Based on existing monitoring data from electrofishing juvenile fish from these streams [35-38], as well as other seatrout streams in the region [31, 43], we defined an expected reference density of fish per 100 m², corresponding to the assessed production value in the streams (table 1). Ecological status classification from the period 2009-2018 based on macroinvertebrate samples [39 and references therein] were also used to evaluate present water and habitat quality.

2.3 Fish sampling

Annual juvenile salmonid monitoring surveys were performed by electrofishing (portable gear,

YOY not present = 0

TERIK model FA-3 and FA-4) during the period 2005-2017 [35-38], as part of environmental monitoring programmes. The annual surveys were conducted in August/September each year under similar conditions, i.e. low/medium water discharge and water temperatures between 8-16 °C. The multiple pass [44] as well as single pass method (using fixed catchability) have been applied to estimate fish density and population size [45, 46], with overfished area varying from approx. 30 m² up to more than 150 m², depending on stream size and fish abundance.

Results

Analysis of 37 streams within the Trondheim municipality demonstrated that the original stream stretches accessible for seatrout totalled nearly 57 km, with a watered area estimated at 187,163 m² (table 2). Streams located in the area east of the city centre, and tributaries to the river Gaula (nos. 1-8 and 26-37 in figure 1) accounted for most of the original stream length and area (approximately 40 and 35% respectively), while streams west of the city centre (nos. 16 – 25 in figure 1) originally had the lowest proportion of seatrout stretch and area.

The present stream length accessible for seatrout in the 37 streams is approximately 17 km, with a watered area of a little over 59,000 m² (figure 1, table 2). Thus, nearly 40 km, or more than 70%, of the original anadromous stream length have been lost or is presently inaccessible for seatrout. This corresponds to an area loss of

Table 2. Total length (meters) and area (square meters) for 37 seatrout streams in Trondheim; present situation compared with past (before WW2). Loss of length and area is indicated as a percentage. Stream number (Nos.) refers to figure 1.

Figure 2. Example from a selected stream “Sjøskogbekken” (stream no. 5 in figure 1), located east of the city centre, in an area where the loss of anadromous stream length and habitat area is at its highest.

Table 3. Assessed present production capacity (PC) in available habitat/area. Density = Mean density/100 m² of trout (YOY/≥1+) in the period 2006-2017. Main impacts of the streams: 1= Stream closing, 2= Migration barrier/obstacle, 3= Catchment draining, 4=Pollution, 5= Streambed alteration.

Figure 3. Example from a stream tributary to river Gaula, “Søra” (stream no. 35 in figure 1), representing a loss of approx.. 90 % anadromous stream length and habitat area.

Table 4. Original (past) and remaining (present) anadromous stream area in seatrout streams in Trondheim municipality, with present productive, good quality area adjusted by present assessed level of degraded habitat (PC, cf. table 3).

more than 27,000 m² or approx. 68%. The major reduction in stream length and area is in the streams east of the city centre, with a loss of almost 90%. (see table 2, and illustrated in a selected stream east of the city centre in figure 2 and a tributary stream to Gaula in figure 3). The least impacted streams (about 30% reduction) are located to the west of the city centre.

Using available information on water chemistry, hydromorphological conditions, macroinvertebrate diversity and abundance, as well as data on juvenile brown trout density, the production capacity in the remaining anadromous stretches of each stream were assessed and compared with the proposed “expected density values” (cf. table 1).

The main anthropogenic pressures causing reduced or lost production capacity are stream closing, migration barriers/obstacles, catchment draining, pollution and streambed alteration. To a varying degree, the stream habitats are affected by one or more of these factors, resulting in reduced stream conditions and fish production capacity (table 3). Low fish densities or absence of fish from suitable habitats may for example be due to manmade migration obstacles or barriers downstream. If fish have access to all the naturally available anadromous stretches of the stream, hydromorphological changes to the riverbed may have removed suitable spawning or nursery habitats, or pollution, nutrient enrichment and subsequent eutrophication/ silting may have rendered the stream unsuitable for fish.

Adjusting the remaining accessible area of seatrout streams (approx. 60,000 m2) to these factors, by multiplying assessed present production capacity (PC, table 3) with remaining (present) area (table 4), shows that the present production capacity is further reduced, and corresponds to slightly above 19,000 m² of productive stream area. (table 4). Thus, combining the loss of accessible area (68 % loss, table 2) with the reduced production capacity of the remaining area, results in an overall loss of anadromous production capacity of approx. 90% in the 37 streams.

Discussion

We have quantified the present loss of freshwater habitat and production capacity for 37 streams in Trondheim municipality, which originally were harbouring viable seatrout stocks. Relative to the undisturbed condition of the streams, anadromous stream area and length has been reduced by approx. 70 %, and production capacity has been reduced by approx. 90%. The municipality of Trondheim is a suitable case study, due to access to digitalized historical maps, aerial photographs and GIS-based survey tools, combined with representative, good quality, biological data from a 20-year period from the streams. The present status of the 37 streams covers a gradient from nearly pristine to completely degraded. Today, only a very few streams in the municipality have a relatively intact access from sea, and a water and habitat quality sufficient to maintain viable seatrout populations.

Even the first human settlements with agriculture in this area, more than 1,000 YBP, would have impacted some of the streams. Still, the major human impacts have occurred during the last hundred years or so, with accelerating urbanization, infrastructure development and intensified agriculture. In particular, the changes have been significant during the period from 1945 (after World War II) until the late 1980s, as described by [30]. Old maps and other available documentation enable us to describe the situation around 1945, and the period from 1945 to 1990 may therefore serve to analyse changes in the streams and facilitate prioritization of restoration measures.

An important objective for the evaluation of each stream has been to determine the upstream distance that could historically be accessed by seatrout, and to estimate this area in terms of stream length (m) and wetted area (m²), compared to the present situation. This includes defining the point where the natural gradient (as verified on site or assessed from maps) would have formed a natural barrier to upstream migration from the sea or from the main rivers Nidelva or Gaula. The original hydro-

morphological properties (e.g., stream path and width) had also to be assessed. This map-based information was ground-truthed through in situ surveys, local information (written and oral) from landowners, and other relevant local historical information.

The streams identified as historically accessible seatrout streams constitute a minimum judging from ancient maps (e.g. “Amtskart” from 1867). Considering that the town was established approx. 1,000 years ago, there were originally even more potential seatrout streams, which have vanished due to urban development before the 1930s.

For the 37 streams in this study, an estimated 57 km of readily accessible and undisturbed seatrout stream length were available in the pristine situation, with an area of more than 187,000 m². Today, only 17 km of stream length is available for sea trout, constituting about 59,000 m² water covered habitat. Thus, there has been a reduction of nearly 70% in stream area available to migrating seatrout. Main pressures causing this loss are urbanization and intensified agriculture involving construction creating barriers to migration. The most dramatic reduction in stream length and area is in the streams east of the city centre, with a loss of almost 90%. Here the land use has been very extensive in recent decades, with few environmental limitations or restrictions [30]. Streams located to the west of the city have been subject to lower human impacts and consequently much lower loss (about 30% reduction in stream length and area). However, road crossings in this zone still constitute obstacles or barriers to fish migration, preventing optimal utilization of upstream spawning and nursery habitats [47, 26].

Production capacity of sea trout in the streams depends not only on available area, but also on present water and habitat quality. Annual monitoring studies [35,39] supports that today’s water and habitat quality is severely reduced compared to the natural state in the remaining stream areas, affecting the productivity of the individual stream. However, the complexity of developing a quantitative and

statistic model addressing this issue, is beyond the aim of our study, and should be a matter of further research and method development. Adjusting for these factors by expert evaluation indicates that the loss of production capacity increases from 70% to nearly 90%. This is due to a stream specific, mixed interaction of reduced water quality, obstacles to upstream migration, stream closures and a varying degree of hydromorphological modification of the stream course.

Originally, all seatrout streams situated in Trondheim municipality in this study had close to optimal conditions in terms of habitat and water quality, suitable for high natural production of seatrout [cf. 30 and references therein].

The juvenile brown trout density expected in pristine streams in central Norway is related to a nearly optimal climate for brown trout, suitable natural stream gradients and stable annual water discharge combined with groundwater supply, as well as relatively low proportion of fine sediments. Thus, “average”, undisturbed seatrout streams in the region has highly suitable riverbed distribution for high seatrout production, consisting of riffles/runs covered with sufficient spawning substratum, pools and areas of coarser material, which provide shelter for older juveniles [52]. However, defining and estimating natural production capacity for seatrout in seatrout streams is challenging, since there are few data sets from pristine coastal streams and/or unaffected tributaries, and time series are more or less absent. In addition, there seems to be great variation under natural conditions, both in time and space [20]. It is known that small coastal streams can hold significant numbers of trout fry [43, 22]. In central Norway, a standard undisturbed or successfully restored seatrout stream may harbour trout densities of several hundred young of the year (YOY) per 100 m², as well as a varying number of older juveniles [48]. For instance, juvenile fish densities from five “average” seatrout stream-tributaries to River Verdalselva, considered to be in a nearly undisturbed state, were estimated at an average of 191 individuals (YOY and older juveniles) per 100 m2 [31]. This density level is in the lower

range of estimated average densities from a four-year monitoring study of a successfully restored seatrout stream in central Norway [48, 53], but appears to be representative for the natural state of average seatrout streams in the Trondheimsfjord area.

Our assessments of natural production capacity in this study are subject to expert judgement based on the estimated densities of juvenile trout per 100 m² from electrofishing surveys, supported by data on macroinvertebrates, water quality, analysis of aerial photos and maps, and visual inspection of substrate conditions. Data from similar streams in the region [31, 43, 48, 53], considered to be in a near natural condition or recently successfully restored streams are used as reference. Major factors for habitat quality are hydromorphological characteristics of the streambed, and whether the stream has a tributary status or flows directly into the sea. High densities of YOY is considered as the key indicator of intact ecological connectivity and good quality stream environment [49-51]. However, there is urgent need for further research and improved procedures to define the natural state, both concerning the natural range of juvenile seatrout densities, and natural variation both in time and space.

Our results and assessments suggest that the production capacity of the streams in Trondheim is currently critically low, suggesting that the limits for maintaining viable seatrout populations have been reached, or even exceeded. Other monitoring surveys suggest that this applies to the whole region of central Norway. [14] estimated a loss of productive area of 89,5 %, using a methodological approach similar to our study on stream tributaries to Gaula River. For tributaries to the river Verdalselva, [31] calculated a minimum specific area loss of 32% using a similar approach as in our study, rising to 80% when corrected for the degraded productivity in the remaining anadromous areas. Furthermore, ongoing, annual problemmapping studies in tributaries to River Orkla indicate considerable habitat loss and quality degradation [19]. Numerous recent monitoring

studies also highlights a considerable loss of anadromous area and quality in seatrout streams due to outdated dams [54], dams from the salmon-farming industry [55, 56] and multiple other human impacts (e.g. small-scale hydroelectric power stations).

Despite a ten-year period (since 2009) with strict regulations of recreational seatrout-fishing in rivers and harvest at sea in central Norway, we are observing a persistent “collapse” in sea trout stocks over the last decades [1]. Numerous contributing, interacting factors and pressures are identified, highlighting elevated sea lice (Lepeophtheirus salmonis) infestation levels from the fish farming (open-net pen-based aquaculture) industry as the main pressure causing sudden drops in populations the last decade. However, we demonstrate that the reduction and degradation of freshwater habitats could be a major contributing factor to declining seatrout stock. Thus, over several decades, freshwater habitat destruction and loss of available stream area had caused a major “undetected” decline in seatrout stocks, even before the increase in sea lice infection. Our study indicates that sea trout stocks in the region may already have been seriously decimated long before the recent impact of sea lice causing a “collapse”. When fish stocks, such as coastal seatrout, are gradually reduced over many decades, camouflaged by natural stock fluctuations, the general stock decline is not easily detected. Being perceived as the poor relation of Atlantic salmon, with lack of historical data and available monitoring methods, together with lacking or insufficient catch statistics, has facilitated this phenomenon. Furthermore, a shifting baseline syndrome (SBS) amongst relevant stakeholders might also have contributed to cover up the degradation of streams as well as the subsequent detection of decline of seatrout populations. Most streams in our study area are subject to impacts which have been present for many decades, while some pressures have escalated during the recent years.

Conclusions and management implications

We conclude that reduced freshwater habitat is likely to have been a major stock-reducing factor for seatrout after WW2. This is combined with increased sea-phase mortality during the recent decade and has pushed natural regional seatrout stocks towards a collapse in many parts of coastal Norway. The degraded freshwater habitat, especially small rivers and streams must be acknowledged as an unstabilized driver. Our conclusions should also contribute to an increased awareness of stream management and conservation, and development of a more calibrated and correct baseline for natural seatrout stocks and stream production value. A comprehensive national effort is required to restore and regain lost anadromous habitat in streams, and to improve water and habitat quality. The main focus must be improvement of water quality in urban and agricultural areas, as well as reopening and restoration of closed streams. This includes measures directed at obstacle/barriers to migration, and improvement of spawning habitat quality. In accordance with the conclusions of [47], we propose culvert problem-mapping and subsequent culvert restoration efforts to reestablish connectivity with potential and previously accessible seatrout production area as the first step. Increased protection and consideration of streams in urban areas, including a variety of restoration efforts made during the last decades, have stopped the further degradation of a number of streams in Trondheim municipality [30]. Moreover, the present (2017) production capacity (90% loss) is probably somewhat better than the situation in the mid1990s [30]. Several streams with previously extinct seatrout stocks, have recently achieved re-established seatrout production, with Leirelva (no. 12 in figure 1), Vikelva (no. 4) and Ilabekken (no. 16) serving as the most successful projects so far [57, 58, 60]. Our experience is that stream restoration is a long-term process, and it might take several years to re-establish and regain viable seatrout stocks. Ongoing restoration projects in Søra (no. 35 in figure 1;

see also figure 3) and Sjøskogbekken (no. 5) are also expected to contribute to improvements during the next decade [59,60]. Further improvement of seatrout river and stream status in the municipality of Trondheim, as well as in the rest of Norway, will be crucial in order to reverse the negative trends and collapses in coastal seatrout stocks, parallel to solving issues relating to the marine life cycle stages.

Author Contributions: Original idea and method development /conceptualization by M.A.B. Analysis and Interpretation of data:

M.A.B, T.H.N, O.T.S. Writing manuscript. M.A.B, T.H.N., M.A.B, T.H.N, O.T.S. All authors have read and agree to the published version of the manuscript.

Funding: This research received no external funding.

Acknowledgments: We thank Robin Bråtveit at Trondheim Municipality Department of GIS for sharing GIS-data and map-designing. We would also like to thank Trondheim Municipality Department of Water and Wastewater for important contributions to our knowledge about historical pathways of streams, including detailed maps of open or closed streamstretches. Finally, we are thankful to local stakeholders and informants for sharing historical input and knowledge to our present database of the streams, allowing us to get a better insight in natural state for many of the degraded streams in the region.

Conflicts of Interest: The authors declare that they have no competing interests. The funders had no role in the design of the study; in the collection, analyses, or interpretation of data; in the writing of the manuscript, or in the decision to publish the results.

References

1. Anonymous 2019. Classification of the state of 430 Norwegian sea trout populations. Temarapport no. 7, 150 pp. Norwegian Scientific Advisory Committee for Atlantic Salmon (VRL)

2. ICES (1994) Report of the Study Group on Anadromous Trout. Trondheim, Norway. ICES Document CM 1994/M: 4

3. ICES (2006) Report of the Baltic Salmon and Trout Assessment Working Group (WGBAST), 28 March–6 April 2006. ICES Document CM 2006/ACFM: 21

4. ICES (2009) Report of the Study Group on Data Requirements and Assessment Needs for Baltic Sea Trout (SGBALANST). ICES Document CM 2009/ DFC: 03

5. Harris G, Milner N (2007) Sea trout: biology, conservation and management. Blackwell Publishing, Oxford

6. Degerman E, Leonardsson K, Lundqvist, H (2012) Coastal migrations, temporary use of neighboring rivers, and growth of Sea trout (Salmo trutta) from nine northern Baltic Sea rivers – ICES Journal of Marine Science, 69: 971–980

7. Thorstad EB, Todd CD, Bjørn PA, Gargan PG, Vollset KW, Halttunen, E, Kålås S, Uglem I, Berg M, Finstad B (2015) Effects of salmon lice Lepeophtheirus salmonis on wild sea trout Salmo trutta—a literature review. Aquac Environ Interact 7; pp. 91–113

8. Tully O, Whelan KF (1993) Production of nauplii of Lepeophtheirus salmonis (Krøyer) (Copepoda: Caligidae) from farmed and wild salmon and its relation to the infestation of wild sea trout (Salmo trutta L.) off the west coast of Ireland in 1991. Fish Res 17: pp. 187−200

9. Poole, WR, Whelan, KF, Dillane, MG, Cooke, DJ, Matthews, M (1996) The performance of sea trout, Salmo trutta L. stocks from Burrishoole system western Ireland, 1970-1994. Fisheries Management and Ecology 3, pp. 73-92

10. Tully O, Gargan P, Poole WR, Whelan KF (1999) Spatial and temporal variation in the infestation of sea trout (Salmo trutta L.) by the caligid copepod Lepeophtheirus salmonis (Krøyer) in relation to sources of infection in Ireland. Parasitology 119:41−5

11. Gargan PG, Tully O, Poole WR (2003) The relationship between sea lice infestation, sea lice production and sea trout survival in Ireland, 1992-2001. In: Mills D (ed) Salmon at the edge. Proceedings of the 6th International Atlantic Salmon Symposium, Edinburgh, UK, July 2002. Blackwell Publishing, Oxford, pp. 119−135

12. Höjesjö J, Aldvén D, Davidsen J, Pedersen S, Degerman E (2017) Perspectives on sea trout stocks in Sweden, Denmark & Norway: monitoring, threats and management. Sea Trout: Science & Management: Proceedings of the 2nd International Sea Trout Symposium. ed. / Graeme Harris. Troubador Publishing, 2017. pp. 443-459

13. Anonymous (2015) Råd om beskatning av laks og sjøørret for perioden 2016 til 2018. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr. 7. Miljødirektoratet

14. Bergan MA, Solem Ø (2018) Problemkartlegging, ungfiskovervåking og anslag på tapt areal og redusert produksjonsevne i små sidevassdrag til Gaula. NINA Rapport 1497. Norwegian institute for nature research

15. Arnekleiv JV, Kjærstad G, Rønning L, Davidsen JG, Sjursen AD (2014) Studies on freshwater biology in the river Stjørdalsvassdraget in 2009-2013. –Naturhistorisk rapport 2014-3. NTNU Vitenskapsmuseet

16. Arnekleiv JV, Sjursen AD, Davidsen JG, Daverdin M, Koksvik JI, Rønning L (2017) Fiskebiologiske undersøkelser i lakseførende del av Nidelva, Trondheim, 2011-2016. – Naturhistorisk rapport 2017-5. NTNU Vitenskapsmuseet

17. Solem Ø, Bergan MA, Jensås JG, Borgos T, Nielsen LE, Rognes T (2018) Ungfiskundersøkelser i Gaulavassdraget, Årsrapport 2017.- NINA Rapport 1414. Norwegian institute for nature research

18. Solem Ø, Forseth T, Lamberg A, Bergan, MA, Gabrielsen SE, Jensås JG, Skår B, Ulvan EM (2018) Fiskebiologiske undersøkelser og tiltak i Orklavassdraget. Årsrapport 2017. Norwegian institute for nature research

19. Solem Ø, Bergan MA, Turtum M, Jensås JG, Krogdahl R, Ulvan EM (2018) Tiltaksrettet kart legging av sjøørretvassdrag i Orkla. Årsrapport 2017. NINA rapport 1458. Norwegian institute for nature research

20. Jonsson B, Jonsson N (2011) Ecology of Atlantic salmon and brown trout: Habitat as a template for life histories. London: Springer Business Media B.V.

21. Jonsson B, Jonsson N, Brodtkorb E, Ingebrigtsen PJ (2001) Life history traits of brown trout vary with the size of small streams. Functional Ecology 15, 310–317. doi: 10.1046/j.1365-2435.2001. 00528.x

22. Whelan KF (2014) Sea-trout populations in small coastal streams. Biology and Environment: Proceedings of the Royal Irish Academy, Vol. 114 B, No.3, Small Water Bodies: Importance, Threats and Knowledge Gaps (2014), pp. 199-204

23. L’Abée-Lund JH, Vøllestad, LA (2018) Life-history Plasticity in Anadromous Brown Trout: A Norwegian Perspective. In: Brown Trout: Biology, Ecology and Management, First Edition. Chapter 3-12

24. McCully C, Whelan K (2013) Nomads of the tides: fishing for Irish seatrout. Ellesmere. The Medlar Press

25. Biggs N, Nicolet P, Mlinaric M, Lalanne T (2014) Report of the Workshop on the Protection and Management of Small Water Bodies. Brussels. The European Environmental Bureau (EEB) and the Freshwater Habitats Trust

26. Bergan MA (2013) Sjøørret i Trondheimsfjorden; en utdøende ressurs. Hva betyr bekker for sjøørreten? Tidsskriftet Vann. Nummer 2, 2013. pp. 175-19

27. Anonymous (2009) Bestandsutvikling hos sjøørret og forslag til forvaltningstiltak. Notat 2009-1. Direktoratet for naturforvaltning

28. Guerrero-Gatica, M., Aliste, E., Simonetti, J.A. (2019). Shifting Gears for the Use of the Shifting Baseline Syndrome in Ecological Restoration. Sustainability, 11, 1458.

29. Soga M & Gaston KJ (2018). Shifting baseline syndrome: causes, consequences, and implications. Frontiers in Ecology and the Environment, 16: 222–230

30. Bergan MA, Nøst TH (2017) Tapt areal og produksjonsevne for sjøørretbekker i Trondheim kommune. NINA Rapport 1354. Norwegian institute for nature research

31. Hol E, Stensland S, Haugen TO, Bergan MA (2019). Loss of anadromous brown trout juvenile production and environmental classification assessments of streams. Tidsskriftet Vann, nr. 3-2019.

32. Pulg U, Barlaup BT, Skoglund H, Velle G, Gabrielsen, SE, Stranzl S, Espedal EO, Lehmann, GB, Wiers T, Skår B (2018) Tiltakshåndbok for bedre fysisk vannmiljø: God praksis ved miljøforbedrende tiltak i elver og bekker. LFI-Rapport nr.296. Bergen: Laboratorium for ferskvannsøkologi og innlandsfiske

33. Anonymous (2018). Direktoratsgruppen vanndirektivet 2018. Veileder 02:2018. Klassifisering av miljøtilstand i vann. Miljødirektoratet

34. Stensland, S (2012) Typology of landowners in Norwegian salmon angling: Attitudes towards river owner organizations and management actions. Fisheries Management & Ecology. 19. 10.1111/j.1365-2400.2011.00829. x.

35. Nøst T (2018). Vannovervåking i Trondheim 2017. Resultater og vurderinger. Miljøenheten Rapport nr. TM 2018/01. Trondheim Kommune

36. Bergan MA, Berger HM, Skjøstad MB, Nøst T, Haugen M (2008) Sjøørretbekker i Trondheim, Sør Trøndelag. Vannkvalitet, fisk og bunndyr; en vurdering av økologisk tilstand i 2006. Rapport Nr. 2 –2008. Berger feltBIO

37. Bergan MA Arnekleiv JV (2009) Vurdering av økologisk tilstand i bekker og mindre elver i vannområdene Nidelva og Gaula i Sør-Trøndelag 2008. –Zoologisk notat 2009, 2. NTNU Vitenskapsmuseet

38. Berger HM, Bergan MA, Nøst T, Hellem T (2008) Fastsetting av økologisk tilstand i bekker og mindre elver i Trøndelag – Utprøving av metoder. Fagrapport oktober 2008. Interkommunalt Samarbeidsprosjektet (IKS). Vannregion Trøndelag

39. Bergan MA (2019) Macroinvertebrate monitoring studies of streams located in Trondheim municipality in 2018. NINA Report 1656. Norwegian institute for nature research

40. Glover B, Alvsvåg J, Hesthagen T, Skarbøvik E (2008) Forslag til klassifiseringssystem for morfologiske støtteparametere i vassdrag og kystvann. Del 2Rapport om klassegrenser for fysiske inngrep i forekomsten. Rapport oppdragsnr. 117599. Multiconsult

41. Bates K (2000) Fishway guidelines for Washington State. Washington Dep. Fish and Wildlife. Draft report 4/25/00

42. Crisp DT (2000) Trout and Salmon Ecology, Conservation and Rehabilitation. Oxford: Fishing News Books

43. Bergan MA, Nøst T, Berger HM (2011) Laksefisk som indikator på økologisk tilstand i småelver og bekker. Forslag til metodikk iht. vanndirektivet. NIVA rapport L. NR. 6224-2011. Norwegian institute for water research

44. Zippin, C (1958) The removal method of population estimation. J. Wildl. Manage. 22: 82-9.

45. Bohlin, T, Hamrin S, Heggberget TG, Rasmussen G, Saltveit SJ (1989) Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173: 9-43

46. Hedger RD, Diserud OH, Sandlund OT, Saksgård LM, Ugedal O, Bremset G (2018) Bias in estimates of electrofishing capture probability of juvenile Atlantic salmon. Fisheries Research 2018; Volume 208. pp. 286-295

47. Bergan MA (2015) Fiskevandringer forbi veikrysninger i små vassdrag i Sør-Trøndelag, Vannregion Trøndelag - Gjennomgang og kvalitetssikring av eksisterende kartlegging, fremskaffing av nye data, kostnadsberegning og forslag til tiltak ved Statens vegvesens prioriterte veistrekninger i Sør- Trøndelag. NINA Rapport 1141. Norwegian institute for nature research

48. Bergan MA, Kyrkjeeide MO, Gjershaug JO, Solem Ø (2017) Biologiske mangfoldundersøkelser etter erosjonssikring og restaurering av Hofstadelva, Stjørdal – Resultater og vurderinger fra feltsesongen 2016 - NINA Rapport 1320. Norwegian institute for nature research

49. Dieperink C (2003) Fisk og naturkvalitet i vandløb. Rapport for Danmark Miljøundersøgelser. Afdeling for Ferskvandsøkologi af WaterFrame: pp. 1-44

50. Degerman E, Beier U, Bergquist B (2005) Bedömning av miljötillstånd i kustvattendrag med hjälp av fisk. Fiskeriverket Informerar

51. Vehanen T, Sutela T, Korhonen H (2010) Environmental assessment of rivers using fish data – a contribution to water framework directive. Fisheries Management and Ecology 17: pp. 165-175

52. Finstad AG, Einum S, Forseth T, Ugedal O (2007) Shelter availability affects sizedependent and mean growth of juvenile Atlantic salmon. Freshwater Biology, 52: pp. 1710-1718

53. Bergan MA et al (2020-in prep). Working title: Biologiske mangfoldundersøkelser etter erosjonssikring og restaurering av Hofstadelva, Stjørdal –Resultater og vurderinger fra feltsesongene 2016-2019 - NINA Rapport (in prep). Norwegian institute for nature research

54. Eloranta A, Thomassen G, Bergan MA, Andersen O, Gregersen F (2019) Restoration potential of old dams in Norway. A pilot study of occurrence, characteristics and restoration potential in watercourses with anadromous and resident fish stocks. NINA Report 1628. Norwegian Institute for Nature Research

55. Bergan MA (2012) Anadrome vassdrag på Hitra, Sør-Trøndelag; Vurderinger av vandringshindre, -barrierer og andre hydromorfologiske inngrep etter vannforskriften. NIVA-rapport L. NR 6405. Norwegian institute for water research

56. Bergan MA (2014) Problemkartlegging i anadrome vassdrag i Søndre Fosen Vannområde. Fiskeregistreringer, historiske opplysninger og hydromorfologiske inngrep etter vannforskriften på Frøya og Sunde i Sør-Trøndelag - NINA Rapport 1077. Norwegian institute for nature research

57. Bergan, M. A. & Nøst, T. H. 2022. Vikelva på Ranheim. Helhetlig bevarings-, tiltaks- og restaureringsplan for laks, sjøørret og biologisk mangfold i anadrom strekning av elva. NINA Rapport 2154. Norwegian institute for nature research.

58. Bergan, M.A. & Nøst, T. H. 2022. Leirelva til Nidelva i Trondheim. Helhetlig tiltaks- og restaureringsplan for laks, sjøørret og biologisk mangfold. NINA Rapport 2153. Norwegian institute for nature research.

59. Bergan, M. A. & Nøst, T. H. 2023. Kan Sjøskogbekken på Ranheim igjen få en livskraftig bestand av sjøørret? Historikk, dagens tilstand og mulighetsvurderinger. NINA Rapport 2368. Norwegian institute for nature research.

60. Bergan, M. A. & Nøst, T. H. 2024. Ungfisktellinger, tiltaksrettet problemkartlegging og oppfølging av restaureringstiltak i vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2023. NINA Rapport 2420. Norwegian institute for nature research.

Kontakt: Franzefoss Minerals AS Sven Fürstenberg, 48 14 25 57 sven.furstenberg@kalk.no www.kalk.no

NIBIO Miljø og naturressurser arbeider med anvendt miljøforskning, rådgivning og utredning. Vårt mål er å bidra til en god forvaltning av jord, avfall, vann og landskap. En stor del av vår virksomhet er rettet mot kommuner og private.

NIBIO Miljø og naturressurser

• Integrert vannressursforvaltning

• Behandling av avløp fra hus og hytter, VA-planer

• Modellering av mindre avløp og avrenning i nedbørfelt, tiltaksanalyser

• Behandling av avrenning fra landbruk, deponier, veier og urbane områder

• Multifunksjonelle grøntanlegg for overvannshåndtering, økosystemtjenester

• Miljøovervåkning av grunnvann og overflatevann, sensorteknologi

• Behandling av organisk avfall

• Forurenset jord og sedimenter

• Prøvetaking og miljøanalyser

• Informasjon, veiledning, kurs og foredrag

www.nibio.no

Informasjon om mindre avløp: www.avlop.no

Tlf. sentralbord: 03 246 / +47 406 04 100

E-post: post@nibio.no

Bli med i fagnettverket

Tekna Klima

Er du Tekna-medlem og engasjert i klima og fornybar energi er Tekna Klima nettverket for deg. Bli med på faglige arrangementer og møt likesinnede fra ulike sektorer som jobber med klimaspørsmål både nasjonalt og internasjonalt.

Bli med i nettverket på tekna.no/teknaklima eller send Teknaklima til 2007

Takvatnprosjektet – vellykket samarbeid mellom forskere og fiskeentusiaster

Av Per-Arne Amundsen, Rune Knudsen, Roar Kristoffersen, Eirik H. Henriksen, Aslak Smalås, Raul Primicerio, Karin Strand Johannessen, Cesilie Bye, Laina Dalsbø og Anders Klemetsen

Per-Arne Amundsen er professor emeritus ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Rune Knudsen er professor emeritus ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Roar Kristoffersen er pensjonert førsteamanuensis fra Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Eirik H. Henriksen er Ph.D i biologi og forsker i Akvaplan-niva.

Aslak Smalås er Ph.D i biologi og fagkoordinator i Skandinavisk naturovervåking.

Raul Primicerio er professor ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Karin Strand Johannessen er senioringeniør ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Cesilie Bye er overingeniør ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Laina Dalsbø er pensjonert overingeniør fra Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Anders Klemetsen er professor emeritus ved Ferskvannsøkologisk faggruppe, Institutt for arktisk og marin biologi, UiT Norges arktiske universitet.

Summary

The Takvatn project – successful collaboration between researchers and fishing enthusiasts. Populations of stunted, small fish are a big problem in many lakes. Most commonly seen in arctic charr, brown trout, perch and whitefish, the stunted fish are slow-growing, often harboring many parasites. As a potential rehabilitation measure, an extensive fish culling experiment was carried out in Lake Takvatn (15 km2) in the 1980’s, removing 700.000 (31.3 tons) of stunted charr in a close collaboration between researchers, landowners and fishers. The charr density was reduced by approx. 80%. This resulted in

increased somatic growth and reduced parasite infection in charr and increased abundance of trout, including also the appearance of largesized piscivores that are important in fish density regulations. Our long-term ecological studies reveal that the improved conditions in the fish community are maintained over several decades, demonstrating that it is possible to rehabilitate a stunted charr population by intensive fish culling even in a large lake.

Sammendrag

Overbefolka fiskebestander er et stort problem i mange innsjøer, særlig for røye, ørret, abbor og sik.

Kjennetegnet er småvokst og mager fisk, gjerne med høy infeksjon av parasitter. Som et potensielt botemiddel ble et storstilt uttynningsfiske med teiner iverksatt i Takvatn (15 km2), Troms, på 1980-tallet. I nært samarbeid mellom forskere, grunneiere og fiskere ble 700.000 smårøye (31.3 tonn) tatt ut. Effekten var en reduksjon av røyetettheten med rundt 80%. Dette ga bedre næringsforhold og økt vekst, og parasittinfeksjonen gikk sterkt tilbake. Ørretbestanden tok seg også kraftig opp. De siste 15-20 årene har det vært en god balanse mellom røye og ørret av god kvalitet, inkludert storvokste fiskespisere som regulerer tettheten av småfisk og derfor ikke må overbeskattes gjennom selektivt fiske. Uttynningsfisket og langtidsstudiene i Takvatn viser at det er mulig å kultivere en overbefolket fiskebestand selv i en stor innsjø, og at de positive effektene kan opprettholdes over tid.

Innledning

Utnyttelse av ferskvannsfisk har lange tradisjoner i Norge, både for matauk og rekreasjon (Borgstrøm 2000). Dessverre er overbefolka fiskebestander et stort problem i mange av våre innsjøer, særlig for arter som røye (Salvelinus alpinus), ørret (Salmo trutta), abbor (Perca fluviatilis) og sik (Coregonus lavaretus) (Alm 1946; Langeland & Jonsson 1990; Amundsen et al. 1993, 2002; Ylikarjula et al. 1999). Utfordringen er paradoksalt nok at slike vatn har for mange fisk som fører til at konkurransen om ressursene blir stor og næringstilgangen for den enkelte fisk blir dårlig. De vokser dermed sakte og er magre og av dårlig kvalitet. Det typiske kjennetegnet er en stor tetthet av gammel, småvokst og mager fisk, gjerne med en høy infeksjon av parasitter (Amundsen et al. 1993; Klemetsen et al. 2002; Henriksen et al. 2019). Mange innsjøer ligger derfor brakke. Hardt uttynningsfiske er foreslått som et mulig botemiddel (e.g. Langeland & Jonsson 1990), men på tross av mange forsøk på å komme problemet til livs, er det få som har lyktes (Ugedal et al. 2007). Et viktig unntak er det mangeårige prosjektet som har pågått i Takvatn (15 km2), Troms. Her har man gjennom et unikt samarbeid mellom

forskere, grunneiere og lokale fiskere gjennomført et storstilt kultiverings- og forvaltningstiltak i en overbefolket røyebestand (Grotnes & Klemetsen 1989; Amundsen et al. 1993; Klemetsen et al. 2002). Målet var å øke røyas tilvekst og størrelse og redusere parasittinfeksjonen ved å forbedre leveforholdene gjennom en omfattende tetthetsreduksjon av bestanden. I tillegg var det håp om at ørreten, den eneste opprinnelige fiskearten i vatnet, ville ta seg opp igjen når røyebestanden ble redusert. Den storvokste ørretbestanden var nesten blitt borte etter overbeskatning og utsettinger av røye og tre-pigget stingsild (Gasterosteus aculeatus). Selve kultiveringstiltaket bestod i et storstilt uttynningsfiske med teiner som ble gjennomført over en seksårsperiode i siste halvdel av 1980-tallet, med et uttak av nærmere 700.000 smårøye med en samlet vekt på over 30 tonn. I forkant av dette ble det gjort omfattende økologiske studier for å dokumentere situasjonen i fiskebestanden og fremskaffe god bakgrunnskunnskap for ei effektiv kultivering og forvaltning (Grotnes & Klemetsen 1989). Dette dannet også grunnlaget for langtidsstudier av utviklingen av fiskebestandene i vatnet, noe som nå har pågått i fire tiår og har resultert i en grundig dokumentasjon av de langsiktige effektene av uttynningsfisket (Amundsen et al. 2015, 2019). Særlig to spørsmål har vært sentrale i gjennomføringen av dette omfattende prosjektet: Er det mulig å kultivere den overbefolkede fiskebestanden i en så stor innsjø som Takvatn? Og vil eventuelle positive effekter opprettholdes over tid?

For de lokale aktørene var det praktiske hovedmålet å få til ei kultivering av den overbefolka fiskebestanden i Takvatn. Fra en forskningsmessig side representerte uttynningsfisket et fullskala økologisk eksperiment der ulike faglige problemstillinger kunne testes ut i praksis i et naturlig økosystem. Samtidig ville dette fremskaffe generell kunnskap om kultivering og forvaltning av overbefolka fiskebestander med overføringsverdi til andre systemer. Her tar vi for oss de viktigste forvaltningsmessige effektene av uttynningsfisket av røye med tanke på fisketetthet, artssammensetning, vekst, størrelse

og kondisjon, samt infeksjonen av de to viktige fiskeparasittene måse- og fiskandmark (Dibothriocephalus dendriticus og D. ditremus; tidligere Diphyllobothrium dendriticum og D. ditremum). Disse parasittene er et stort problem for utnyttelsen av laksefisk som mat i mange av våre innsjøer (Kristoffersen et al. 2017). Den langsiktige utviklingen av fiskebestanden i Takvatn over de fire tiårene fra 1980 til 2020, dvs. før, under og etter uttynningsfisket, dokumenteres og presenteres sammen med viktig kunnskap som kan trekkes ut av dette arbeidet med tanke på å forbedre forvaltningen av våre rike ressurser av innlandsfisk.

Takvatnets fiskehistorie og gjennomføringen av uttynningsfisket

Takvatn (15 km2; 69°07` N, 19°05` Ø) er en næringsfattig innsjø som ligger 215 m over havet i Balsfjord og Målselv kommuner i Troms fylke. Innsjøen består av to hovedbasseng som er over 80 m dype med et maksdyp på 88 m. Nedslagsfeltet er på ca. 59 km2, og landskapet rundt er dominert av fjellområder og bjørkeskog ispedd noe furu, samt noen områder med gårdsbruk og dyrket mark og en god del hyttebebyggelse. Innsjøen er vanligvis isdekket fra månedsskiftet november-desember til mai-juni, mens maksimum vanntemperatur om sommeren er ca. 14 °C. Gjennomsnittlig lufttemperatur i området er -10 °C i januar og 13.2 °C i juli (Kotowych et al. 2023).

Takvatn var opprinnelig et reint ørretvatn med en bestand som var storvokst og kjent for sin gode kvalitet (Soot-Ryen 1937). På 1920-tallet ble ørreten kraftig overbeskattet etter at det kom vei forbi vatnet, mange hytter ble bygd og stormaska garn ble tatt hyppig i bruk. Kombinert med en begrenset tilgang på gode gytebekker ble dette svært ødeleggende for ørretbestanden som mot slutten av 1920-tallet var sterkt nedfiska. For å bøte på dette ble 30-40 røye fra en nærliggende innsjø satt ut i 1930 (Svenning 1989), og i en periode var det angivelig fine fangster av både storvokst ørret og røye. Etter hvert økte imidlertid tettheten av røye svært

raskt pga. gode gytemuligheter samtidig som ørretbestanden gikk ytterligere tilbake. Økt tetthet av røye gjorde at konkurransen om næring ble stor, tilveksten ble dårlig og røya begynte å gyte ved små størrelser. Som et avbøtende tiltak ble det i 1950 gjort en ny utsetting av fisk ved at tre-pigget stingsild ble innført fra en annen nærliggende innsjø, trolig i håp om at røya og ørreten skulle få en ny byttefisk å beite på og dermed vokse bedre. Dessverre slo ikke dette til som planlagt. Stingsilda ble i stedet en næringskonkurrent for ungfisk av røya (Klemetsen et al. 2002). Beiting på stingsild bidro trolig også til økt infeksjon av måse- og fiskandmark hos røye og ørret (Kuhn et al. 2016a). Disse to bendelmarkene har et larvestadium hos laksefisk der de sitter i cyster på magevegg og innvoller og tidvis i selve fiskekjøttet og kan dermed gi et svært uappetittlig inntrykk, særlig ved kraftige infeksjoner (Kristoffersen et al. 2017). De er nært beslektet med menneskets brede bendelmark (Dibothriocephalus latus; tidligere Diphyllobothrium latum), og måsemark kan også infisere mennesker.

Frem mot 1970-tallet var Takvatn blitt totalt dominert av en overbefolket røyebestand med småvokst og sterkt parasittinfisert fisk, mens ørreten nærmest var borte. Flere utsettingsforsøk med ørretyngel av de fiskespisende Tunhovd- og Tinnsjø-stammene ga ikke noe synbart resultat. Vatnet lå dermed brakt, og man måtte konstatere at feilbeskatning med stormaska garn og uheldige innføringer av nye fiskearter hadde ødelagt et godt fiskevatn. Med utgangspunkt i denne situasjonen ble det på slutten av 1970-tallet tatt et lokalt initiativ gjennom en forespørsel til forskere ved Universitet i Tromsø (UiT). Ønsket var å få til et samarbeid for å øke kunnskapen om Takvatn og problematikken rundt den overbefolka røyebestanden der og på bakgrunn av dette meisle ut en god kultiverings- og forvaltningsstrategi. Dette ble starten på Takvatnprosjektet og et langsiktig samarbeid mellom forskere fra UiT og lokale grunneiere, fiskeentusiaster og forvaltere.

De biologiske undersøkelsene i Takvatn startet opp med full tyngde i 1980. De første

årene var innsatsen rettet mot å bygge opp basiskunnskap om den økologiske situasjonen i vatnet og særlig om tilstanden i den overbefolka røyebestanden. Studiene bekreftet at næringsmangel på grunn av stor fisketetthet var den viktigste årsaken til den dårlige veksten og tilstanden i røyebestanden (Amundsen et al. 1993, 2007), inkludert en stor infeksjon av parasitter som måse- og fiskandmark (Kristoffersen 1989; Henriksen et al. 2019). Det var rett og slett for mye fisk i forhold til næringsgrunnlaget i vatnet. En sterk uttynning av røyebestanden fremsto derfor som det meste aktuelle kultiveringstiltaket (Grotnes & Klemetsen 1989).

Dette arbeidet ble igangsatt i 1984 med ei intensiv utfisking av røye ved hjelp av fôrede teiner i regi av Takvatn grunneierlag, Statskog Troms og tre lokale jeger- og fiskeforeninger. Innsatsen var svært effektiv, og over seksårsperioden fra 1984 til 1989 ble det årlig tatt ut i overkant av 100.000 røye med en total fangst på 666.000 fisk eller 31.3 tonn (Tabell 1). Dette tilsvarer et gjennomsnittlig årlig uttak på ca. 3.5 kg eller 75 fisk per hektar. Et mindre tilleggsfiske ble gjort i 1990 og 1991, med en fangst på ca. 25.000 røye hvert år. Parallelt med- og i etterkant av uttynningsfisket ble det også innført ei streng regulering av garnfisket i vatnet. Først ble det innført et totalt garnforbud gjennom selve kultiveringsperioden og de påfølgende fem årene, og deretter et begrenset garnfiske kun med småmaskede garn (maksimum 22 mm maskevidde). Hensikten var å unngå overbeskatning av stor fisk (Amundsen et al. 2015).

Metoder og materiale

Langtidsundersøkelsene av røye og ørret i Takvatn har vært gjennomført med standardiserte fiskeribiologiske metoder som i stor grad har vært holdt konstante gjennom hele undersøkelsesperioden fra 1980 og frem til nå. Innsamlingen av fisk har i hovedsak skjedd årlig i august med bruk av multigarn (maskevidder fra 10-55 mm) med 1.5 m dype bunngarn i strandsona (<15 m dyp) og dypområdene (>25 m), og 6 m dype flytegarn i de åpne vannmassene. Den innsamlede fisken er artsbestemt, veid og lengdemålt (gaffellengde), kjønn og modningsgrad er registrert, otolitter er benyttet for aldersbestemmelse, og fiskeparasitter har blitt identifisert og kvantifisert. Fiskematerialet som er inngår i langtidsstudiet fra 1980 til 2020, består av 6515 røye og 1733 ørret, hvorav henholdsvis 5367 og 1502 fisk er aldersbestemt. Den relative tettheten av fisk er kvantifisert som fangst pr. innsatsenhet (FPI), og er definert som gjennomsnittlig antall fisk fanget pr 100 m2 garn pr natt (Klemetsen et al. 2002). Her fokuseres det på tettheten og artssammensetningen av fisk i strandsona som er det viktigste næringshabitatet for både røye og ørret i Takvatn. Endringer i vekst og størrelsessammensetning av røye illustreres videre gjennom sammenligninger av vekst- og lengdedata fra fem to-årsperioder over den totale tidsperioden fra 1980 til 2020 (198081, 1989-90, 1999-2000, 2009-10 og 2019-20). Røyas kondisjon gjennom studieperioden sammenlignes ved bruk av Fultons K-faktor som er en indikator på fiskens kvalitetstilstand (Bagenal 1978) og regnes ut med ligningen:

Tabell 1. Oversikt over teinefangstene av røye gjennom uttynningsfisket i Takvatnet i perioden 1984 til 1989.

K = 100 x V / L3,

der V er fiskens vekt i g, og L er lengden i cm. Til slutt adresseres røyas infeksjon av bendelmarklarver ved sammenligning av gjennomsnittlig antall måse- og fiskandmark pr 100 g fisk gjennom hele studieperioden.

I tillegg til de standardiserte langtidsundersøkelsene har det vært gjort en rekke andre studier med mer spesifikke økologiske og parasittologiske problemstillinger (se f.eks. Amundsen et al. 2007, 2009, 2013, 2019; Persson et al. 2007; Knudsen et al. 2008; Klemetsen & Elliott 2010; Klemetsen & Knudsen 2013; Kuhn et al. 2015, 2016a,b; Braicovich et al. 2016; Frainer et al. 2016; Soldanova et al. 2017; Born-Torrijos et al. 2020, 2021; Klemetsen et al. 2020; Shaw et al. 2020; Prati et al. 2020a,b, 2021; Sánchez-Hernández et al. 2022; Moore et al. 2024). Disse studiene har bidratt til å øke den generelle økologisk kunnskapen om innsjøene våre og særlig forståelsen av Takvatn som økosystem og fiskevatn. Resultatene inngår som viktig grunnlagskunnskap for langtidsstudiene i innsjøen, men her vektlegges de forvaltningsrelaterte langtidsendringene i fiskebestandene etter gjennomføringen av uttynningsfisket.

Resultater

Fisketetthet og artssammensetning

Det store uttaket av fisk gjennom uttynningsfisket fra 1984-89 førte til en umiddelbar og kraftig nedgang i tettheten av røye i strandsona. Rundt 1990 var den nede i omlag 20 % av den

opprinnelige i den overbefolka bestanden målt i fangst pr. innsatsenhet (FPI; Fig. 1a). Røyetettheten økte noe fram mot slutten av 1990-tallet, men avtok deretter igjen. Gjennom de to tiårene fra 2001-2020 holdt den seg stabilt lav med kun mindre fluktuasjoner i størrelsesorden 20-30 % av tettheten før uttynningsfisket. Før kultiveringsarbeidet startet var ørret som nevnt nesten fraværende i fangstene, men etter at uttynningsfisket tok effekt begynte tettheten av ørret å ta seg opp. Etter hvert kom den opp på et likt nivå som for røya i strandsona. Dette illustreres særlig godt gjennom utviklingen i den relative sammensetninga av de to artene der det i perioden før og dels under uttynningsfisket var ubetydelig med ørret i fangstene etterfulgt av ei kontinuerlig økning av andelen frem mot 2005 (Fig. 1b). Ørretandelen har deretter fluktuert rundt 50 % av fangstene gjennom resten av undersøkelsesperioden frem til 2020. Tettheten av røye og ørret har dermed siden 2005 holdt seg noenlunde lik i strandsona.

Vekst, størrelsessammensetning og ondisjon hos røya

På begynnelsen av 1980-tallet var tilveksten i den overbefolkede røyebestanden svært dårlig og gjennomsnittslengden flatet ut rundt 20 cm for de eldste aldersgruppene (Fig. 2a). Allerede mot avslutningen av uttynningsfisket i 1989-90 hadde det skjedd ei betraktelig økning i røyas vekst der 9-10 år gammel fisk oppnådde lengder på rundt 30 cm. Denne økte tilveksten er opprettholdt og dels også ytterligere forbedret over

Figur 1. a) Relativ tetthet (fangst pr innsatsenhet, FPI; antall fisk pr 100 m2 garn pr natt) av røye og ørret i strandsona i Takvatn i perioden fra 1980 til 2020. b) Andel (%) av ørret i garnfangstene fra strandsona. Skravert boks angir tidsrommet for uttynningsfisket.

Lengde (cm)

Lengde (cm)

2019-20 2009-10 1999-00 1989-90 1980-81 2019-20 2009-10 1999-00 1989-90 1980-81

2019-20 2009-10 1999-00 1989-90 1980-81

Alder (år)

Alder (år)

2019-20 2009-10 1999-00 1989-90 1980-81

Alder (år) Vekt (g)

Alder (år)

Figur 2. Tilvekst i form av gjennomsnitt av a) lengde (± 95% konfidensintervall) og b) vekt (±SE) av røye i Takvatn i 1980-81, 1989-90, 1999-2000, 2009-10 og 2019-2020.

de påfølgende tre tiårene frem mot 2020 (Fig. 2a). Den økte veksten sees særs tydelig i endringene i fiskens vekt (Fig. 2b). Før uttynningsfisket flatet vekta ut rundt 100 g, mens allerede i 198990 var snittvekta på de eldste aldersgruppene nærmere 500 g. Denne økninga har dels fortsatt gjennom de påfølgende tiårene med gjennomsnittsvekter fra 700-900 g for de eldste fiskene i 2009-10 og 2019-20.

Den økte tilveksten hos røya ga seg videre utslag i ei markant økning i andelen individer > 25 cm etter uttynningsfisket (Fig. 3). Røye av denne størrelsen ble knapt registrert i den overbefolka bestanden (Fig. 3a). Innslaget av stor røye har opprettholdt seg gjennom hele den videre undersøkelsesperioden (Fig. 3c,d,e). I tillegg har det skjedd ei markant økning i innslaget av smårøye (<15 cm) i strandsona (Fig. 3b,c,d,e); størrelsesgrupper som nesten var fraværende i den overbefolka bestanden (Fig. 3a).

Også kondisjonen til røya økte vesentlig etter at uttynningsfisket var gjennomført (Fig. 4). I den overbefolka bestanden var gjennomsnittlig K-faktor for fisk >20 cm ca. 0.91. Etter at fisketettheten ble redusert skjedde det ei rask økning i K-faktor som med unntak av en dipp i perioden 1996-2000, har variert rundt et gjennom-

Figur 3. Lengdefordeling av røye i fangstene fra strandsona i a) 1980-81, b) 1989-90, c) 1999-2000, d) 2009-10 og e) 2019-2020. Stiplet linje angir 25 cm størrelse.

snitt på ca. 1.10 fra 1991 og til 2020. Denne kraftige økningen henger dels sammen med det økte innslaget av større fisk med en markant høyere K-faktor. Men selv om sammenligningen begrenses kun til røye mellom 20-25 cm, så var det ei signifikant økning i K-faktor fra før uttynningsfisket til hele perioden fra 1991 til 2020 (Fig. 4 - grå linje; ANOVA, p<0.001).

uttynningsfisket skjedde en rask nedgang i infeksjonene, og gjennomsnittet har etter hvert flatet ut godt under fem fiskandmark og nær null måsemark over de siste 10-15 årene.

Diskusjon

Figur 4. Gjennomsnittlig K-faktor (± 95 % konfidensintervall) i ulike tidsperioder i Takvatn fra 1980 til 2020. Blå linje og symbol – Røye >20cm; Grå – Røye 20-25 cm.

Parasittinfeksjon i røye

Før uttynningsfisket ble gjennomført var det en høy infeksjon av bendelmarklarver hos røya med et gjennomsnitt på 40-50 fiskandmark og ca. 15 måsemark pr 100 g fisk (Fig. 5). Etter

Uttynningsfisket i Takvatn førte til en rask og dramatisk endring i fiskebestanden, i første rekke gjennom en sterk reduksjon i tettheten av røye samtidig som vekst, størrelse og kondisjon økte. Langtidsstudiene viser at disse endringene har opprettholdt og dels forsterket seg over tid. I tillegg har det skjedd en gradvis reduksjon i infeksjonen av måse- og fiskandmark som det seineste tiåret har vært på lave nivåer. En viktig effekt er også det økte innslaget av storvokst ørret. Ørrettettheten har gått fra ubetydelig til å være på nivå med røya i strandsona. Fiskebestanden i Takvatn har dermed endret seg fra å være overbefolket og dominert av småvokst og sterkt parasittert røye til å bli en attraktiv bestand med rask vekst og god kvalitet i tillegg til en god balanse mellom ørret og røye. Kultiveringsprosjektet har dermed gitt et svært vellykket resultat, og det har også vist seg at de positive effektene er opprettholdt over tid.

Figur 5. Infeksjon av fiskandmark og måsemark (antall parasitter pr 100 g fisk) i røye fra Takvatn i perioden fra 1980 til 2020. Skravert boks angir tidsrommet for uttynningsfisket. Stiplet trendlinje –fiskandmark; heltrukket trendlinje – måsemark.

Uttynningsfisket viste seg å være svært effektivt, og nedgangen i tetthet av røye var betydelig. På kort sikt lyktes man dermed med å få til den ønskede reduksjonen av røyebestanden, men det var fortsatt usikkert hva som ville skje med bestandsstørrelsen når uttynningsfisket tok slutt. Den umiddelbare tetthetsøkninga av røye etter avsluttet fiske var derfor foruroligende, men fra starten av 2000-tallet avtok tettheten igjen og har holdt seg lav i de to påfølgende tiårene frem mot 2020. Tetthetsreduksjonen av røye må derfor kunne sies å være av stabil og langvarig art. Tetthetsøkninga de første årene etter avsluttet utfisking var resultatet av ei økt rekruttering av ungfisk som en naturlig respons på det store uttaket av eldre røye. En tilsvarende respons med økt rekruttering kan også forventes i andre systemer hvor det settes i gang et slikt kultiveringstiltak, noe som fort kan bli kritisk for en vellykket kultivering om man avslutter utfiskingen for tidlig.

To faktorer er sentrale for at reduksjonen av røyebestanden i Takvatn har blitt opprettholdt over tid. For det første økte røyas tilvekst mye slik at det etter hvert ble en god del stor fisk i bestanden. Dette førte til en økt grad av kannibalisme (Amundsen 1994), noe som trolig bidro til å holde rekrutteringa i sjakk (Klemetsen et al. 2002; Amundsen et al. 2019). En enda viktigere faktor er den markante framveksten av ørret. Den økte mengden av smårøye i strandsona etter uttynningsfisket, gav ørreten rik tilgang på passe små byttefisk og dermed et godt grunnlag for økt individvekst og videre bestandsekspansjon (Persson et al. 2007). Paradoksalt nok førte altså uttynningen av røyebestanden til at tilgangen på ung smårøye som byttefisk for ørreten økte. Årsaken var rett og slett at uttynningsfisket endret sammensetninga av røyebestanden fra dominans av gammel fisk til økt innslag av ungfisk. Denne oppblomstringa av ung smårøye kunne på sikt ha ført til at bestanden på ny ble overbefolka. Økninga av ørretbestanden og dens beiting på smårøye ble derfor sammen med røyas kannibalisme en helt sentral reguleringsfaktor for å holde tettheten av røya på et gunstig nivå (Amundsen 1994; Klemetsen 2019). Dette var nok også en viktig årsak til at tettheten av røye avtok igjen fra slutten av 1990-tallet, samtidig som ørretbestanden økte. Den storvokste ørreten har også en viktig rolle i å holde bestanden av tre-pigget stingsild i sjakk gjennom predasjon (Amundsen 1994; Amundsen et al. 2015, 2019).

Den store reduksjonen i røyetetthet i Takvatn førte også til ei kraftig økning i fiskens vekst. Dette henger sammen med at uttynningen gjorde næringsforholdene bedre for de gjenværende fiskene. Færre konkurrenter ga mer mat til hvert enkelt individ, og matinntaket økte dermed kraftig (Amundsen et al. 2007). Forbedra næringsforhold ga seg også utslag i at røyas kondisjon økte, samtidig som innslaget av større fisk økte markant. Resultatene bekrefter dermed at røya i den overbefolka bestanden led under ei kraftig næringsbegrensing på grunn av høy intraspesifikk konkurranse (Amundsen et al. 1993; Klemetsen et al. 2002). Resultatet var altså

dårlig vekst på grunn av et lavt næringsinntak samt at inntatt energi gikk til produksjon av gonader og ikke til somatisk vekst (Amundsen et al. 2007, 2019). En tilsvarende situasjon er påvist i svenske studier av en tett populasjon av abbor (Persson 1983, 1987). Fisk har typisk en svært fleksibel vekst og størrelse som kjønnsmoden voksen (Jobling 1994, Wootton 1998). De kan altså kompensere for næringsbegrensning og sult ved å redusere vekst og kroppsstørrelse (e.g. van Dijk, Hardewig & Hölker 2005), i motsetning til f.eks. pattedyr og fugl der en slik situasjon vil føre til økt dødelighet (Camphuysen et al. 2002; Reid & Forcada 2005). Denne fleksibiliteten er årsaken til at bl.a. røye kan ha sterkt overbefolkede bestander dominert av småvokst fisk, men den betyr også at det kan oppnås store responser gjennom økt næringsinntak og vekst ved å redusere tettheten av fisk, slik som vist i Takvatn.

De positive endringene i vekst, størrelse og kondisjon hos røya i Takvatn hang også sammen med kvalitative endringer i dietten (Klemetsen et al. 2002; Amundsen et al. 2019). I den overbefolkede røyebestanden var små vannlopper (Bosmina spp.) og hoppekreps viktige byttedyr (Amundsen & Klemetsen 1988), mens større «matpakker» som store vannlopper (særlig Daphnia spp. og Bythotrephes longimanus) har økt i betydning etter uttynningsfisket (Klemetsen et al. 2002; Prati et al. 2021). I tillegg er dietten til den større røya dominert av bunndyr som snegl og dels marflo (Prati et al. 2021). Røya beitet også en god del på tre-pigget stingsild i den overbefolkede bestanden (Amundsen & Klemetsen 1988), men stingsilda har seinere vært et mer sjeldent byttedyr (Prati et al. 2021). Dette er i tråd med Adalsteinsson (1979), som konkluderte med at røya kun beiter på stingsild når det er liten tilgjengelighet av andre byttedyr. Endringene i røyas diett og næringsinntak har også hatt betydning for infeksjonen av næringstransmitterte parasitter (Kuhn et al. 2016b, Henriksen et al. 2019). Dette er parasitter som infiserer fisken via larvestadier i næringsdyr (mellomverter) de spiser (Kristoffersen et al. 2017). For måse- og fiskandmark er hoppekreps

mellomverter, mens tre-pigget stingsild fungerer som såkalt transportvert. Det innebærer at også stingsild, i likhet med røye og ørret, blir infisert ved å spise hoppekreps. Men hvis stingsild (eller små røye) med mange parasittlarver igjen blir spist av røye og ørret, kan særlig måsemark re-etablere seg hos disse. Dette er årsaken til at store fiskespisende individer av røye og særlig ørret kan ha svært høye infeksjoner selv om de har vokst fra å spise små hoppekreps (Henriksen et al. 2016).

Etter at uttynningsfisket ble gjennomført beiter røya mye mindre både på hoppekreps og stingsild, og det er nok en viktig faktor for at infeksjonen av måse- og fiskandmark har blitt sterkt redusert. Analyser av langtidsdataene på fisk og parasitter har i tillegg vist at den kraftige beskatningen av gammel og sterkt parasittinfisert røye gjennom uttynningsfisket samt den økte tettheten av ørret, også har hatt stor betydning for nedgangen (Henriksen et al. 2019). Gjennom den harde beskatningen av røye økte dødeligheten av disse parasittene ved at nærmere 30 millioner bendelmark ble fjernet sammen med fisken. Videre har dødeligheten økt gjennom den storvokste ørretens predasjon på infisert stingsild og smårøye på tross av at parasittene også kan infisere ørreten. Årsaken er knyttet til at fiskespisende fugl er sluttverter i parasittenes livssykluser, altså hvor de kjønnsmodner og produserer enorme mengder egg. Når et stort antall måse- og fiskandmark ender opp i storvokst ørret, så brytes parasittenes livssyklus ved at disse fiskene er alt for store til å bli spist av fugl (Henriksen et al. 2019). Parasittene dør dermed i eller med fiskeverten. Dette understreker betydningen av å beskytte storvokst ørret mot overbeskatning da de i tillegg til å holde smårøye og stingsild i sjakk også bidrar til å holde måse- og fiskandmakkinfeksjonen nede. Baksiden av medaljen er at mange av de store ørretene i Takvatn har en svært høy parasittinfeksjon (Henriksen et al. 2016, 2019) og dermed er lite attraktive som matfisk. Oppfordringen er derfor at om disse fanges, så bør de helst settes ut igjen da de gjør en viktig jobb som et blindspor i parasittenes livssyklus. I tillegg er

det viktig å grave ned eller brenne fiskeavfall slik at man unngår at parasitter spres til fugl eller andre sluttverter (Kristoffersen et al. 2017).

Uttynningsfisket i Takvatn krevde stor arbeidsinnsats, men god organisering og stor entusiasme og dugnadsånd fra de lokale aktørene gjorde prosjektet til en stor suksess. Under oppstarten krevde teinefisket en del prøving og feiling når det kom til bl.a. fôrtype, fiskedybde og tid på året, men det viste seg raskt å være en svært effektiv måte å redusere røyebestanden på (Svenning & Klemetsen 2001; Amundsen et al. 2015). Langtidsstudiene viser også at den reduserte fisketettheten kan opprettholdes over tid. Dette er ikke en selvfølge, særlig siden en fiskebestand normalt vil respondere på ei hard beskatning med å øke rekrutteringa. Skal man gå i gang med et slikt kultiveringsfiske er det derfor viktig at man er innstilt på arbeidet vil kreve stor innsats over flere år. God organisering og samarbeid er også en nødvendighet inkludert ei systematisk registrering av uttaket av fisk, oppfølging av effektene etter hvert som arbeidet skrider frem, og et godt regelverk for ei bærekraftig høsting etter kultiveringen. En nøkkel til suksessen i Takvatn har vært det nære samarbeidet mellom forskere og lokale interessenter, noe som var særlig viktig siden dette har vært et pionerprosjekt der det var nødvendig å bygge opp ny kunnskap og praktisk erfaring underveis. Gjennom langtidsundersøkelsene er disse erfaringene nå tilgjengelig som en basiskunnskap for andre tilsvarende kultiveringstiltak (Amundsen et al. 2015). Dermed vil slike nye tiltak forhåpentligvis ha et solid praktisk og kunnskapsmessig utgangspunkt for å kunne gjennomføres med suksess.

I sum har Takvatnprosjektet vist at det er mulig å gjennomføre ei kultivering av en overbefolket fiskebestand gjennom et intensivt uttynningsfiske, selv i en relativt stor innsjø. Langtidsstudiene viser også at de positive endringene vil kunne opprettholdes over tid. Den reduserte fisketettheten ga seg utslag i en sterk forbedring av vekst, størrelse og parasittinfeksjon i røyebestanden, samtidig som ørreten har tatt seg kraftig opp og har blitt en viktig

faktor for å opprettholde den nye situasjonen i vatnet. Disse endringene i artssammensetning og størrelsesstruktur har etablert en ny likevekt i fiskesamfunnet der røyebestanden nå holdes i sjakk gjennom predasjon fra ørret og intraspesifikk konkurranse fra stor røye. Tilstanden har dermed blitt stabilisert, og sjansen for at bestanden skal gå tilbake til overbefolkning er redusert. Denne stabiliteten må likevel anses som sårbar og vil kunne forskyves i favør av småfisk igjen om stor ørret og røye overbeskattes, f.eks. ved selektivt fiske med stormaska garn. Dette kan forhåpentligvis unngås ved ei fortsatt fornuftig forvaltning av fiskebestanden i vatnet. Erfaringene så langt er altså svært positive, og den praktiske og økologiske kunnskapen fra Takvatnprosjektet representerer i så måte et godt modellsystem for forvaltningen av våre rike ressurser av innlandsfisk med stor og viktig overføringsverdi til andre innsjøsystemer. Studiene i Takvatn demonstrerer også nytteverdien av lange tidsserier (se også Borgstrøm 2020), der kombinasjonen av langsiktige vitenskapelige studier og overvåkning bidrar til å fremskaffe uvurderlig kunnskap både for forskning og forvaltning, særlig om dette arbeidet gjennomføres i tråd med prinsippene for adaptiv overvåkning og forvaltning (Holling 1978; Lindenmayer & Likens 2009). Studiene i Takvatn har nå pågått årlig i mer enn fire tiår. Forhåpentligvis vil det være mulig å fortsette disse undersøkelsene i mange år fremover da det fortsatt gjenstår mange ubesvarte spørsmål knyttet til økologien og forvaltningen av våre rike ferskvannsressurser.

Takk

Stor takk til Takvatn grunneierlag for et langvarig og godt samarbeid. Takk også til grunneierlaget, Statskog Troms, og medlemmer fra Øverbygd, Målselv og Balsfjord jeger- og fiskeforeninger for organisering og gjennomføring av uttynningsfisket i Takvatn. Uten deres store entusiasme og dugnadsinnsats ville dette kultiveringsprosjektet ikke ha vært mulig å gjennomføre. Vi ønsker også å takke ei lang rekke av studenter og nasjonale og internasjonale sam-

arbeidspartnere som har gitt viktige bidrag til de økologiske og parasittologiske studiene i vatnet. UiT Norges arktiske universitet og Norges forskningsråd (prosjekt nr. 213610) har gitt økonomisk støtte til langtidsundersøkelsene i Takvatn.

Referanser

Alm, G. 1946. Reasons for the occurrence of stunted fish populations with special reference to the perch. Report of the Institute of Freshwater Research, Drottningholm 25: 1–146.

Amundsen, P.-A. 1994. Piscivory and cannibalism in Arctic charr. Journal of Fish Biology 45 (Suppl. A): 181-190.

Amundsen, P.-A. & Klemetsen, A. 1988. Diet, gastric evacuation rates and food consumption in a stunted population of Arctic charr (Salvelinus alpinus L.) in Takvatn, northern Norway. Journal of Fish Biology 33: 697-709.

Amundsen, P.-A., Klemetsen, A. & Grotnes, P. 1993. Rehabilitation of a stunted population of Arctic charr by intensive fishing. North American Journal of Fisheries Management 13: 483-491.

Amundsen, P.-A., Kristoffersen, R., Knudsen R., & Klemetsen, A. 2002. Long-term effects of a stock depletion programme: the rise and fall of a rehabilitated whitefish population. Advances in Limnology 57: 577-588.

Amundsen, P.-A., Knudsen, R. & Klemetsen, A. 2007. Intraspecific competition and density dependence of food consumption and growth in Arctic charr. Journal of Animal Ecology 76: 149-158.

Amundsen, P.-A., Lafferty K, Knudsen R, Primicerio R, Klemetsen A & Kuris AM. 2009. Foodweb and parasites in the pelagia of a subarctic lake. Journal of Animal Ecology 78: 563-572.

Amundsen, P.-A., Lafferty, K.D., Knudsen, R., Primicerio, R., Kristoffersen, R., Klemetsen, A. & Kuris, A.M. 2013. New parasites and predators follow the introduction of two fish species to a subarctic lake: implications for foodweb structure and functioning. Oecologia 171: 993-1002.

Amundsen, P.-A., Smalås, A., Knudsen, R., Kristoffersen, R., Siwertsson, A. & Klemetsen, A. 2015. Takvatnprosjektet – forskning og kultivering av en overbefolka røyebestand. Septentrio Reports 5-2015, 53 s. DOI: http://dx.doi.org/10.7557/7.3420

Amundsen, P.-A., Primicerio, R., Smalås, A., Henriksen, E.H., Knudsen, R., Kristoffersen, R. & Klemetsen, A.

2019. Long-term ecological studies in northern lakes –challenges, experiences and accomplishments. Limnology & Oceanography 64: S11–S21.

Bagenal, T. B. 1978. Methods for Assessment of Fish Production in Fresh Waters. (3rd ed.), Handbook No: 3, Blackwell Scientific Publication, Oxford, 365 s.

Borgstrøm, R. 2000. Ferskvannsfisk - en viktig ressurs i fortid og nåtid, s. 11-20 i: Fisk i Ferskvann. Et samspill mellom bestander, miljø og forvaltning (Borgstrøm, R. & Hansen, L.P., red.). Landbruksforlaget, Oslo.

Borgstrøm, R. 2020. Bladet fra munnen: Sikring av lange tidsseriar i vassdrag. VANN 04-2020: 259-261.

Born-Torrijos, A., Paterson, R.A., van Beest, G.S., Schwelm, J., Vyhlídalová, T., Henriksen, E.H., Knudsen, R., Kristoffersen, R., Amundsen, P.-A. & Soldánová, M. 2020. Temperature does not influence functional response of amphipods consuming different trematode prey. Parasitology Research 119: 4271–4276.

Born-Torrijos, A., Paterson, R.A., van Beest, G.S, Vyhlídalová, T., Henriksen, E.H., Knudsen, R., Kristoffersen, R., Amundsen, P.-A., & Soldánová, M. 2021. Cercarial behaviour alters consumer functional response of three-spined sticklebacks. Journal of Animal Ecology 90: 978-988.

Braicovich, P.E., Kuhn, J.A., Amundsen, P.-A. & Marcogliese, D.J. 2016. Three-spined stickleback Gasterosteus aculeatus, as a possible paratenic host for salmonid nematodes in a subarctic lake. Parasitological Research 115: 1335-1338.

Camphuysen, C.J., Berrevoets, C.M., Cremers, H.J.W.M., Dekinga, A., Dekker, R., Ens, B.J., van der Have, T.M., Kats, R.K.H., Kuiken, T., Leopold, M.F., van der Meer, J. & Piersma, T. 2002. Mass mortality of common eiders (Somateria mollissima) in the Dutch Wadden Sea, winter 1999/2000: starvation in a commercially exploited wetland of international importance. Biological Conservation 106: 303–317.

Frainer, A., Johansen, K.S., Siwertsson, A., Mousavi, S.K., Brittain, J.E., Klemetsen, A., Knudsen, R. & Amundsen, P.A. 2016. Variation in functional trait composition of benthic invertebrates across depths and seasons in a subarctic lake. Fundamental and Applied Limnology 188: 103-112.

Grotnes, P. & Klemetsen, A. 1989. Et storstilt økologisk eksperiment. Ottar 176: 42-50.

Henriksen, E., Knudsen, R., Kristoffersen, R., Kuris, A.M., Lafferty, K.D., Siwertsson, A. & Amundsen, P.-A. 2016. Ontogenetic dynamics of Diphyllobothrium

infections in sympatric Arctic charr Salvelinus alpinus (L.) and brown trout Salmo trutta L. Hydrobiologia 783: 37-46.

Henriksen, E.H., Frainer, A., Knudsen, R., Kristoffersen, R., Kuris, A.M., Lafferty, K.D. & Amundsen, P.-A. 2019. Experimental fishing reduces tapeworms in Arctic charr by increasing parasite mortality rather than by reducing density-dependent transmission. Journal of Applied Ecology 56: 1482–1491.

Holling, C.S. 1978. Adaptive environmental assessment and management. John Wiley & Sons.

Jobling, M. 1994. Fish Bioenergetics. Chapman & Hall, London.

Klemetsen, A. & Elliott, J. M. 2010. Spatial distribution and diversity of macroinvertebrates on the stony shore of a subarctic lake. International Review of Hydrobiology 95: 190–206.

Klemetsen, A., Amundsen, P.-A., Grotnes, P.E., Knudsen, R., Kristoffersen, R. & Svenning, M.-A. 2002. Takvatn through 20 years: long-term effects of an experimental mass removal of charr Salvelinus alpinus from a large subarctic lake. Environmental Biology of Fishes 64: 39-47.

Klemetsen, A., Aase, B. M. & Amundsen, P.-A. 2020. Density, abundance, and life histories of litoral chydorids (Cladocera: Chydoridae) in a subarctic, European lake. Journal of Crustacean Biology 40: 534-543.

Knudsen, R., Amundsen, P.-A., Nilsen, R. Kristoffersen, R. & Klemetsen, A. 2008. Food borne parasites as indicators of trophic segregation between Arctic charr and brown trout. Environmental Biology of Fishes 83: 107-116.

Kotowych, N., Smalås, A., Amundsen, P.-A. & Primicerio, R. 2023. Climate warming accelerates somatic growth of an Arctic fish species in high-latitude lakes. Scientific Reports 13:16749.

Kristoffersen, R. 1989. Parasittene hos Takvassrøya. Ottar 176: 31-37.

Kristoffersen, R., Knudsen, R. & Amundsen, P.-A. 2017. Bendelmark i ørret og røye. Jakt og Fiske: 2017, nr. 9, 60-63.

Kuhn, J.A., Kristoffersen, R., Knudsen, R., Jakobsen, J., Marcogliese, D.K.J., Locke, S.A., Primicerio, R. & Amundsen, P.-A. 2015. Parasite communities of two three-spined stickleback populations in subarctic Norway - effects of a small spatial-scale host introduction. Parasitological Research 114: 1327–1339.

Kuhn, J.A., Frainer, A., Knudsen, R., Kristoffersen, R. & Amundsen, P.-A. 2016a. Effects of fish species composition on Diphyllobothrium spp. infections in subarctic brown trout - is three-spined stickleback a key species? Journal of Fish Diseases 39: 1313-1323.

Kuhn, J.A., Knudsen, R., Kristoffersen, R. & Amundsen, P.-A. 2016b. Temporal changes and between-host variation in the intestinal parasite community of Arctic charr in a subarctic lake. Hydrobiologia 783: 79-91.

Langeland, A. & Jonsson, B. 1990. Management of stunted populations of Arctic charr (Salvelinus alpinus) and brown trout (Salmo trutta) in Norway. s. 396–405 i: Management of Freshwater Fisheries (eds W.L.T. van Densen, B. Steinmetz & R.H. Hughes), Pudoc, Wageningen.

Lindenmayer, D.B. & Likens, G.E. 2009. Adaptive monitoring: A new paradigm for long-term research and monitoring. Trends in Ecology and Evolution 24: 482–486.

Moore, S.E., Siwertsson, A., Lafferty, K.D., Kuris, A.M., Soldánová, M., Morton, D., Primicerio, R. & Amundsen, P.-A. 2024. Parasites alter food-web topology of a subarctic lake food web and its pelagic and benthic compartments. Oecologia 204: 257–277.

Persson, L. 1983. Food consumption and competition between age classes in a perch Perca fluviatilis population in a shallow eutrophic lake. Oikos 40: 197–207.

Persson, L. 1987. The effects of resource availability and distribution on size class interactions in perch, Perca fluviatilis. Oikos 48: 197–207.

Persson, L., Amundsen, P.-A., De Roos, A.M., Klemetsen, A., Knudsen, R. & Primicerio, R. 2007. Culling prey promotes predator recovery – alternative states in a whole-lake experiment. Science 316: 1743-1746.

Prati, S., Henriksen, E.H., Knudsen, R. & Amundsen, P.-A. 2020a. Impacts of ontogenetic dietary shifts on the food-transmitted intestinal parasite communities of two lake salmonids. International Journal of Parasitology: Parasites and Wildlife 12: 155–164.

Prati, S., Henriksen, E.H., Knudsen, R. & Amundsen, P.-A. 2020b. Seasonal dietary shifts enhance parasite transmission to lake salmonids during ice cover. Ecology and Evolution 10: 4031-4043.

Prati, S., Henriksen, E.H., Smalås, A., Knudsen, R., Klemetsen, A., Sánchez-Hernández, J., & Amundsen, P.-A. 2021. The effect of inter-and intraspecific competition on individual and population niche widths – a four-decade study on two interacting salmonids. Oikos 130: 1679–1691.

Reid, K. & Forcada, J. 2005. Causes of offspring mortality in the Antarctic fur seal, Arctocephalus gazella: the interaction of density dependence and ecosystem variability. Canadian Journal of Zoology 83: 604–609.

Sánchez-Hernández, J., Prati, S., Henriksen, E.H., Smalås, A., Knudsen, R., Klemetsen, A., & Amundsen, P.-A. 2022. Exploring temporal patterns in feeding ecology: Are ontogenetic dietary shifts stable over time? Reviews in Fish Biology and Fisheries 32: 1141–1155.

Shaw, J.C., Henriksen, E.H., Knudsen, R., Kuhn, J.A., Kuris, A.M., Lafferty, K.D., Siwertsson, A., Soldánová, M., & Amundsen, P.-A. 2020. High parasite diversity in the amphipod Gammarus lacustris in a subarctic lake. Ecology and Evolution 10: 12385–12394.

Soldánová, M., Georgieva, S., Roháčová, J., Knudsen, R., Kuhn, J.A., Henriksen, E.H., Siwertsson, A., Shaw, J.C., Kuris, A.M., Amundsen, P.-A., Scholz, T., Lafferty, K.D. & Kostadinova, A. 2017. Molecular analyses reveal high cryptic diversity of trematodes in a sub-Arctic lake. International Journal of Parasitology 47: 327-345.

Soot-Ryen, T. 1937. Takvannet i Troms fylke. Særtrykk av N.J.&F.F.s tidsskrift, 1937.

Svenning, M.-A. 1989. Fiskehistoria om Takvatnet. Ottar 176: 8-15.

Svenning, M.-A. & Klemetsen, A. 2001. Overbefolkede røyevatn i Nord-Norge (ORN). Veiledning i teinefiske. Sluttrapport fra ORN-prosjektet. Tromsø, Norsk institutt for naturforvaltning og Norges fiskerihøgskole. 47 s.

Ugedal, O., Dervo, B. K. & Museth, J. 2007. Erfaringer med tynningsfiske i innsjøbestander i Norge. NINA rapport 282. 64 s.

van Dijk, P.L.M., Hardewig, I. & Hölker, F. 2005. Energy reserves during food deprivation and compensatory growth in juvenile roach: the importance of season and temperature. Journal of Fish Biology 66: 167–181.

Wootton, R. J. 1998. Ecology of teleost fishes. Chapman & Hall, London.

Ylikarjula, J., Heino, M. & Dieckmann, U. 1999. Ecology and adaptation of stunted growth in fish. Evolutionary Ecology 13: 433–453.

Annuli formation in scales of brown trout Salmo trutta highly dependent on a minimum annual growth in length

By Tor B. Gunnerød and Reidar Borgstrøm

Tor B. Gunnerød (Ph.D) earned his doctorate at College of Fisheries, University of Washington, Seattle. He was for several years leader of Reguleringsteamet in Directorate for Wildlife and Freshwater fisheries, and thereafter scientist and scientific leader at Norwegian Institute of Nature Research (NINA) until retirement.

Reidar Borgstrøm (Dr.agric) is professor emeritus in fish biology and management at Faculty of Environmental Sciences and Natural Resource Management, Norwegian University of Life Sciences (NMBU).

Sammendrag

Dannelse av årlige vekstsoner i skjell hos ørret Salmo trutta er helt avhengig av en årlig minimumstilvekst i kroppslengde. Ved aldersbestemmelse hos fisk ved hjelp av skjell, blir det ofte avdekket et misforhold mellom den virkelige alderen og antall årssoner i skjellet. Vi har analysert dannelsen av årssoner i skjell hos ørret ved gjenfangster opp til to år etter merking av individer i en tett ørretbestand fra et lavlandsvann i Aust-Agder. I denne bestanden viste det seg at kun fisk med alder opp til 2-3 år regelmessig dannet nye årssoner i skjellet. Dessuten ble ikke årssonene dannet til samme tid hvert år, men varierte fra vår til høst, avhengig av fiskens alder. En årlig lengdeøkning på 1,0 – 1,5 cm var det som minimum måtte til for å få dannet en ny årssone i skjellet. Konklusjonen blir at når årlig lengdevekst hos ørret kun er på 1,5 cm eller mindre vil det ikke avsettes en ny årssone i skjellet. Aldersbestemmelse ved hjelp av skjell bør derfor som hovedregel suppleres med otolitter (øresteiner).

Summary

In age determination of fish by scales, a discrepancy is frequently detected between the real age and the number of identified annuli. We have analysed the formation of annuli in scales of brown trout by recaptures of tagged individuals from a dense lowland population during a three-year period. In this population, only brown trout up to an age of 2-3 years seems regularly to form new annuli in the scales. An annual growth in length of 1.0 – 1.5 cm seems to be necessary for formation of a new annulus in the scales. In addition, annuli formation varies from spring to autumn, depending on fish age. In conclusion, when annual growth in length of brown trout is less than around 1.5 cm, annulus formation in scales ceases, and age determination by scales should as a rule be supplemented by otolith readings.

Introduction

Scales of fish from temperate and Arctic waters have long been used for age determination and back-calculation of length (Hoffbauer 1898;

Johnson 1905; Dahl 1910; Johnson 1976). However, age determination by scales and other structures may be encumbered with various sources of error (Campana 2001). A prerequisite for use of scales and other structures from fishes in age determination is that annuli are formed annually and at the same time every year (Van Oosten 1930; Backiel 1962). In dense populations of brown trout Salmo trutta, dominated by small and slow growing individuals, old fish seems to be rare based on number of annuli in scales, typically seen in populations from lowland lakes in southern Norway (Dannevig 1939; Sømme 1941), and apparently indicating a short life span. Scales of brown trout, however, frequently show a lower age compared to the otolith age (Jonsson 1976; Závorka et al. 2014; Thaulow et al. 2017), as also observed among other salmonid species, such as Arctic charr Salvelinus alpinus (Nordeng 1961), lake trout Salvelinus namaycush (Dubois & Lagueux 1968; Power 1978), lake whitefish Coregonus clupeaformis (Power 1978), whitefish Coregonus lavaretus (Skurdal et al. 1985), and cisco C. albula (Aass 1972). The missing formation of detectable annuli in scales seems to be connected to low annual growth in length (Nordeng 1961; Jonsson 1976).

To analyse the relationship between annual growth in length and annuli formation in scales of brown trout, as wll as the time of annuli formation, one of the authors (Gunnerød 1966) carried out a mark-recapture experiment with repeated scale samplings in a small lake in southern Norway, as part of his master thesis project. The experiment was carried out around 60 years ago, but has never been published, and it is about time to make this work more widely known.

Material and Methods

The mark-recapture study was carried out in the lake, Lauvraktjønn, 213 m a. s. l., situated in Froland municipality, southern Norway (UTM33; 6521226N, 108465E). Lake area is 0.22 km2, with 11 m as maximum depth. The humic content is high, with water colour yellow brownish, giving Secchi disc transparency at 4.5 m (October

1965), and a pH varying between 4.9 and 5.6 in 1964 and 1965. Brown trout was the only fish species in Lauvraktjønn.

A total of 600 brown trout with length > 15 cm were tagged with Lea-tags (n=500) and Carlin tags (n=100) during the period 21 July –2 August 1963, of which 548 had been captured by a beach seine with length 27 m and depth 2.7 – 3 m, and with mesh size 7 mm (measured from knot to knot). The others were captured by rod and spoon. Total length of all fish was measured in mm, and weight measured in gram. Before release, a small scale sample was taken from the left side of each fish, between the dorsal and adipose fin, just above the lateral line. At recaptures in 1964 and 1965, scales were sampled from the same location on all fish, but on the opposite side. At recapture a third time, the scale samples were taken from the left side, just in front of the sampled area in July 1963. The scales (30-40) were stored in small glass tubes with a 5 % solution of formaline and 4% glycerol.

Scales from all recaptured fish were used for studying the scale development from tagging in July-August 1963 until recapture (Table 1). From each scale sample, 10-15 scales with small central plates and with bisymmetric form were picked out and embedded in glycerine-gelatine, a method which previously has been in common use in scale studies (Dahl 1907; Van Oosten 1930; Allen 1938; Ball & Jones 1960), and was also a recommended method by Drummond (1966). The scales were studied under a binocular microscope. Annuli are defined according to Chugunova (1963), as the boundary line between the annual zone of the previous year and the next annual zone, where an annual zone consists of wide (well-spaced) and narrow (crowded) sclerites formed during a year. In other words, an annulus denotes the border between a winter zone and the next summer zone, as also described by Sømme (1941). All scale analyses were done randomly, without knowing sampling year, season, and fish identification number.

In July 1964, the recapture of tagged individuals from 1963 (Table 1), indicated a population

Table 1. Number of brown trout tagged in July-August 1963, and number of recaptures in catches from 1964 and 1965.

« 9 - 11

abundance of more than 200 individuals per ha, according to a simple Petersen estimate (Ricker 1975).

Results

Length distribution and number of annuli in scales

In the total catch of brown trout obtained by beach seining in Lauvraktjønn during the period 21 July – 2 August 1963, 621 individuals had scales where annuli could be counted (Figure 1). Of these, 14 had one annulus in the scales, 438 had two annuli, 131 three annuli, and 38 had four or more annuli. No individuals had length above 25 cm, and those with four or more annuli in the scales had highly overlapping lengths (Figure 1).

Age and time of annuli formation

In May 1964, scales from 20 individuals of a total number of 71 recaptured fish showed a higher number of annuli than at tagging in summer 1963. Of these, individuals with two annuli in the scales at tagging made up a total of 17 individuals. Only three of the recaptured older fish had formed a new annulus, and with a falling trend with age (Table 2). None individuals with ≥ 5 annuli at tagging in summer 1963 had formed a new annulus in May 1964. Two months later, in July 1964, practically all fish which had two annuli in their scales in summer 1963, had formed a third annulus (Table 2). The majority of recaptured fish with three annuli in July 1963 had still not developed a new annulus in the scales in July 1964, and those with more than three annuli in July 1963

≤10.010.1-11.011.1-12.012.1-13.013.1-14.014.1-15.015.1-16.016.1-17.017.1-18.018.1-19.019.1-20.020.1-21.021.1-22.022.1-23.023.1-24.0≥24.1

≤10.010.1-11.011.1-12.012.1-13.013.1-14.014.1-15.015.1-16.016.1-17.017.1-18.018.1-19.019.1-20.020.1-21.021.1-22.022.1-23.023.1-24.0≥24.1

≤10.010.1-11.011.1-12.012.1-13.013.1-14.014.1-15.015.1-16.016.1-17.017.1-18.018.1-19.019.1-20.020.1-21.021.1-22.022.1-23.023.1-24.0≥24.1

≤10.010.1-11.011.1-12.012.1-13.013.1-14.014.1-15.015.1-16.016.1-17.017.1-18.018.1-19.019.1-20.020.1-21.021.1-22.022.1-23.023.1-24.0≥24.1

Figure 1. Length distribution (cm) of 621 brown trout captured by beach seining in the lake Lauvraktjønn 21 July – 2 August 1963, grouped after number of annuli in the scales.

demonstrate an even lower frequency of new annulus formation (Table 2). In October 1964, a further development in annuli formation is seen from July. All recaptures from 1963 with

Table 2. Percentage number of controls of tagged brown trout from summer 1963 (21 July – 2 August) with new annuli developed in scales at recaptures in May, July and October 1964, and July 1965. Total number of recaptures in parenthesis.

Table 3. The mean length increment of tagged fish relative to changes in number of annuli from tagging in summer 1963 to recapture. Only observations >3 are included.

originally two annuli in their scales, had now formed a new annulus, but still far from all with three annuli in summer 1963, and an even lower frequency of the older fish had formed a new annulus (Table 2).

Of those with two annuli at tagging in summer 1963, the majority had formed two new annuli in summer 1965, i.e., after two years, but still nearly a quarter had only one new annulus (Table 2). Few or none recaptured individuals with three or more annuli at tagging in summer 1963 had formed two new annuli in summer 1965 (Table 2).

Annual growth increment and annuli formation

According to Table 3, an annual length increment of 1.0 - 1.5 cm is a mimimum for development of a new annulus in the scales of brown trout from the lake, Lauvraktjønn. This is illustrated in Figure 2, where fish A had nearly no increase in length from July 1963 to respectively July 1964 and July 1965, and with no change in annuli number. Fish B shows a clear increase in length from 15.9 cm in July 1963 to respectively 18.4 and 20.3 cm in July 1964 and July 1965, and a new annulus is formed each year.

July 1963, 19.9 cm

July 1963, 15.9 cm

July 1964, 20.2 cm

July 1964, 18.4 cm

July 1965, 20.7 cm

July 1965, 20.3 cm

Figure 2. Scales from two brown trout tagged in July 1963 and recaptured in July 1964 and July 1965.

A) The recaptured individual has no change in annuli number in the scales, and nearly no increase in length from tagging in July 1963 to respectively recapture in July 1964 (0.3 cm) and July 1965 (0.8 cm).

B) The recaptured fish had formed a new annulus each year, and had increased in length with 2.5 cm from July 1963 to July 1964, and a further increase with 1.9 cm from July 1964 to July 1965.

Discussion

In the present study of annuli formation in the scales of brown trout from the lake Lauvraktjønn, only brown trout up to an age of 2-3 years seems regularly to form new annuli in the scales. In addition, new annuli are not formed at the same time of the year, but varies from spring to autumn, depending on fish age. Thus the

nescessary prerequisite formulated by Van Oosten (1930) regarding annuli formation fails. Reading of scales from recaptured tagged brown trout in Lauvraktjønn over a two year period, demonstrated that the annual growth in length had to be at least 1.0 – 1.5 cm for formation of a new annulus in the scales. Correspond-

ingly, the absence of distinct annuli formation towards the egde of the scales of old fish has been described from a high number of fish species. Most commonly the cessasion in annuli formation is documented by comparing number of annuli in scales and otoliths from the same individuals (Nordeng 1961; Aass 1972; Jonsson 1976; Thaulow et al. 2017), but also by recaptures of stocked fish with known age at stocking (Reimers 1979), or by recaptures of tagged fish with known age at tagging (Rifflart et al. 2006).

In a comprehensive study of perch Perca fluviatilis, Alm (1946) found that the majority of the individuals in smaller tarns stopped growing at a length of 12 – 14 cm, but markings of the fishes showed that they were often alive year after year, without increasing in length. Low annual growth in length and stunting are mainly due to lack of food resources (Amundsen & Klemetsen 1988; Amundsen 1989). The energy loss in brown trout during the spawning period may be up to around 50 % (Lien 1978), and with small food rations, this loss is hard to substitute and at the same time having an energy surplus for growth, especially at high population densities. In dense populations, a decrease in annual growth and lack of detectable annuli in the scales are accordingly connected to age at maturation and spawning (Nordeng 1961; Jonsson 1976).

Thaulow et al. (2017) analysed the annuli widths of otoliths and scales of immature and mature brown trout from the lake Kollsvatn and five other lakes in the same area on the Hardangervidda mountain plateau, and they found a positive association between the relative widths of the annual growth zones and the mean annual summer temperature over a five year period. Scale growth seemed to be linked to somatic growth until around age seven, corresponding to age at maturation, and thereafter no new annual zones could be detected in the scales. The widths of the annual zones in otoliths were positively correlated with summer temperature in both juvenile and mature individuals, even after the entry of stunting in growth.

The difference between scale age and otolith age may increase when life span increases (Reimers 1979), and this difference may become extremely large in populations where fish survive to high age (Power 1978). The early cessasion in annuli formation in scales of the brown trout from Lauvraktjønn, and other similar dense low-land populations is probably mainly connected to low lake productivity and a high fish abundance, giving a low food intake. In habitats with lower population abundance and higher productivities, the cessasion in growth may start at a much higher age, as documented by the long time series of Norwegian herring, Clupea harengus. The 1904 year-class of herring according to scale readings occurred in the catches over a 16-year period (Lea 1929), indicating sufficient food both for growth and restitution after spawning.

In the more or less unexploited brown trout population in the subalpine lake, Øvre Heimdalsvatn, on the eastern side of Jotunheimen mountain area, Jensen (1977) found 12 years as the maximum age. Since only scales were used for age determination, errors both in age determination and estimation of survival rates were highly probable. Sømme (1941) carried out extensive studies of brown trout populations on the Hardangervidda mountain plateau, and he stated that achievable life span of brown trout in this area usually was not more than 12 – 14 years. This might be correct for populations which regularly are exploited by gillnetting (Borgstrøm et al. 2020), but even in such populations, fish with high age may occur, as documented from the lake Viuvatn on the eastern part of the Hardangervidda mountain plateau. By gillnetting in this lake, Svalastog (1991) captured two brown trout with otolith ages 34 and 38 years.

Age estimated from the scales of young fish may have low error rates, as reported from studies of stream living brown trout (Rifflart et al. 2006; Zavorka et al. 2014). However, the first scales on fish are not formed before a certain minimum fish length is reached, and in coldwater streams this length may not be obtained

during the first summer (Lentsch & Griffiths 1989). A considerable proportion of yearlings of brown trout in such streams may be too small for formation of scales, as observed in some north Norwegian localities (Jensen & Johnsen 1982). The minimum size of brown trout in these streams for formation of scales was 35-38 mm, and this length was not achieved in summers with low water temperatures. It is highly probable that surviving YoY individuals with length less than 35-38 mm after the first summer in such coldwater streams may miss the first scale annulus, especially after cold summers.

In conclusion, as documented from Lauvraktjønn, formation of a new annulus in scales of brown trout may vary from spring to autumn, and depending on sampling date, this alone gives a high risk for underestimation of age by one year. Most important, new annuli in scales are not formed in years when annual length increment is less than around 1.5 cm, contrary to the annuli formation in otoliths. The much higher accuracy in age determination obtained by otoliths, suggests that age determination by scales should as a rule always be controlled by otolith readings.

References

Aass, P. 1972. Age determination and year-class fluctuation of cisco, Coregonus albula L., in the Mjøsa hydroelectric reservoir, Norway. Report Institute of Freshwater Research Drottningholm 49: 183 – 201.

Allen, K.R. 1938. Some observations on the biology of the trout (Salmo trutta) in Windermere. J. Animal Ecology 8: 333 – 349. https://www.jstor.org/stable/1168

Alm, G. 1946. Reasons for the occurrence of stunted fish populations with special regard to the perch. Reports from the Swedish State Institute of Fresh-Water Fishery Research 25: 1 – 146.

Amundsen, P.-A. 1989. Effects of intensive fishing on food consumption and growth of stunted Arctic charr (Salvelinus alpinus (L.)) in Takvatn, northern Norway. Physiology and Ecology Japan Spec. Volume 1: 265 – 278.

Amundsen, P.-A. & Klemetsen, A. 1988. Diet, gastric evacuation rates and food consumption in a stunted population of Arctic charr, Salvelinus alpinus L., in

Takvatn, northern Norway. Journal of Fish Biology 33: 697 – 709. https://doi.org/10.1111/j.1095-8649.1988.tb05515.x

Backiel, T. 1962. Determination of time of annulus formation on fish scales. Acta Hydrobiologica 4: 393 – 411.

Ball, J.N. & Jones, J.W. 1960. On the growth of the brown trout of Llyn Tegid. Proceedings of the Zoological Society London 134: 1 – 41. https://doi.org/10.1111/j.1469-7998.1960.tb05915.x

Borgstrøm, R., Myrvang, R. & Slettebø, D. 2020. Catch per unit effort by repeated gillnetting; a useful method for direct estimation of brown trout abundance in small lakes. Vann 55: 89 – 98.

Campana, S.E. 2001. Accuracy, precision and quality control in age determination, including a review of the use and abuse of age validation methods. Journal of Fish Biology 59: 197 – 242. doi:10.1006/jfbi.2001.1668

Campbell, R.N. 1961. The growth of brown trout in acid and alkaline waters. Salmon Trout Magazine 161: 47 – 52.

Chugunova, N.I. 1963. Age and growth studies in fish. National Science Foundation, Washington DC. 132 pp. Christensen JM. 1964. Burning of otoliths, a technique for age determination of soles and other fish. Journal du Conseil / Conseil Permanent International pour l’Exploration de la Mer 26: 73 – 81.

Dahl, K. 1907. The scales of herring as a means of determining age, growth and migration. Report Norwegian Fishery Marine Investigations 2 (6): 1 – 36.

Dahl, K. 1910. Alder og vekst hos laks og ørret belyst ved studiet av deres skjæl. Centraltrykkeriet, Kristiania. 115 p.

Dannevig, G. 1939. Ørreten på Sørlandet, når den gyter og når den dør. Norges Jeger- og Fiskerforbunds tidsskrift 68 (3): 87 – 93 & (4): 123 – 129.

Drummond, R.A. 1966. Techniques in the collection and mounting of trout scales. The Progressive Fish Culturalist 28: 113 – 116.

Dubois, A. & Lagueux, R. 1968. Etude comparée de l’âge scalaire et de l’âge otolithique de la touladi (Salvelinus namaycush), Lac Mistassini, Quebec. Naturalist Canada 95: 907 – 928.

Gunnerød, T.B. 1966. Dannelse av annuli i skjell og tilvekst hos ørret (Salmot rutta L.) i et overbefolket myrvann i det sørlige Norge. Unpublished Master thesis. Institute of Zoology, University of Oslo (In Norwegian)

Hoffbauer, C. 1898. Die Altersbestimmung des Karpfens an seiner Schuppe. Allgemeine Fischerei-Zeitung 23 (19): 341 – 343.

Jensen, A.J & Johnsen, B.O. 1982. Difficulties in aging Atlantic salmon (Salmo salar) and brown trout (Salmo trutta) from cold rivers due to lack of scales as yearlings. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 39: 321 - 325. https://doi.org/10.1139/f82-044

Jensen, K.W. 1977. On the dynamics and exploitation of the population of brown trout, Salmo trutta L., in Lake Øvre Heimdalsvatn, Southern Norway. Report Institute of Freshwater Research Drottningholm 56: 18 – 69.

Johnson, H.W. 1905. The scales of Tay salmon as indicative of age, growth and spawning habit. Report Fishery Board Scotland 23: 63 – 79.

Johnson, L. 1976. Ecology of arctic populations of lake trout, Salvelinus namaycush, lake whitefish, Coregonus clupeaformis, Arctic char, S. alpinus, and associated species in unexploited lakes of the Canadian Northwest Territories. Journal of Fisheries Research Board of Canada 33: 2459 – 2488. https://doi.org/10.1139/f76-293

Jonsson, B. 1976. Comparison of scales and otoliths for age determination in brown trout Salmo trutta L. Norwegian Journal of Zoology 24: 295 – 301.

Lea, E. 1929. The herring scale as a certificate of origin. Its applicability to race investigations. Rapports et Procès-Verbaux des Réunions du Conseil International pour l’Exploration de la Mer 54: 21-34.

Lentsch, L.D & Griffith, J.S. 1987. Lack of first-year annuli on scales: frequency of occurrence and predictability in trout of the western United states. In: Summerfelt RC, Hall GE (eds.). Age and growth of fish. Iowa State University Press, Des Moines, Iowa. pp 177–188.

Lien, L. 1978. The energy budget of the brown trout population of Øvre Heimdalsvatn. Ecography 1: 279 –300. https://doi.org/10.1111/j.1600-0587.1978.tb00963.x

Nordeng, H. 1961. On the biology of char (Salmo alpinus L.) in Salangen, North Norway. 1. Age and spawning frequency determined from scales and otoliths. Nytt Magasin Zoologi 10: 67 – 123.

Power, G. 1978. Fish population structure in Arctic lakes. Journal of Fisheries Research Board Canada 35: 53 – 59. https://doi.org/10.1139/f78-008

Qvenild, T. & Rognerud, S. 2018. Ørreten på Hardangervidda Klimaets betydning for årsklassestyrke og produksjon av fisk og næringsdyr i Sandvatn 20012017. NIVA Rapport 7267. ISBN 978-82-577-7002-0. (In Norwegian with English summary)

Reimers, N. 1979. A history of a stunted brook trout population in an alpine lake: A lifespan of 24 years. California Fish and Game 65: 196 – 215.

Ricker, W.E. 1975. Computation and interpretation of biological statistics of fish populations. Fisheries Research Board of Canada. Bulletin 191: 1 - 328.

Rifflart, R., Marchand, F., Rivot, E. & Bagliniere, J.-L. 2006. Scale reading validation for estimating age from tagged fish recapture in a brown trout (Salmo trutta) population. Fisheries Research 78: 380–384. doi:10.1016/j. fishres.2005.11.018

Skurdal, J., Vøllestad, L.A. & Qvenild, T. 1985. Comparison of scales and otoliths for age determination of whitefish Coregonus lavaretus. Fisheries Research 3: 237 – 243. https://doi.org/10.1016/0165-7836(85)90024-4

Svalastog, D. 1991. A note on maximum age of brown trout, Salmo trutta L. Journal of Fish Biology 38: 967 – 968. https://doi.org/10.1111/j.1095-8649.1991.tb03639.x

Sømme, I.D. 1941. Ørretboka. Jakob Dybwads Forlag, Oslo. 591p.

Thaulow, J., Haugen, T.O & Borgstrøm, R. 2017. Parallelism in thermal growth response in otoliths and scales of brown trout (Salmo trutta L.) from alpine lakes independent of genetic background. Ecology of Freshwater Fish 26: 53–65. doi: 10.1111/eff.12250

Van Oosten, J. 1930. Life history of the lake herring (Leucichthys artedi Le Sueur) of Lake Huron as revealed by its scales, with a critique of the scales method. Bulletin of the Bureau of Fisheries Washington 44: 265 – 428.

Závorka, L., Slavík, O. & Horký, P. 2014. Validation of scale-reading estimates of age and growth in a brown trout Salmo trutta population. Biologia 69: 691—695, Section Zoology. DOI:10.2478/s11756-014-0356-x

Mikroplast i avløpsvann fra gjenvinningsanlegg for plast

Av Sissel Brit Ranneklev og Cecilie Singdahl-Larsen

Sissel Brit Ranneklev (Ph.D) er seniorforsker ved Norsk institutt for vannforskning (NIVA). Cecilie Singdahl-Larsen (M.Sc) er overingeniør ved Norsk institutt for vannforskning (NIVA).

Summary

Microplastics in wastewaters from plastic recycling plants. Wastewaters from two plastic recycling plants were analyzed for microplastics. In both plants microplastics were detected, and the concentrations varied from 7-51 particles per litres and mass from 8-316 µg per litres. Polypropylene and polyethylene were most frequently detected, which also were the dominating plastic polymers recycled in the plants. Fluxes (kg/year) could not be calculated as water consumption is not measured.

The concentrations and masses detected were significantly lower than findings from other countries. Comparing measured concentrations and masses with each other are challenging, as no standardised methods are developed, and very different sampling and analysis methods for detection of microplastics are used. Information on the content of microplastics in wastewater from plastic recycling plants are insufficient in Norway and other countries, and more knowledge is needed. When microplastics are discharged into the aquatic environment, measures should be considered, due to great concern about the effects on the aquatic environment.

Sammendrag

Avløpsvann fra to gjenvinningsanlegg for plast ble analysert for mikroplast. I begge anleggene ble mikroplast påvist, og konsentrasjonene varierte fra 7-51 partikler pr. liter og masse fra 8-316 µg pr. liter. Polypropylen og polyetylen var de dominerende plastpartiklene som ble påvist, som også utgjorde hovedpart av plastpolymerene som ble gjenvunnet. Tilførsler (kg/år) kunne ikke beregnes da vannforbruk ikke måles.

Konsentrasjonene og massene som ble påvist var betydelig lavere enn funn i avløpsvann fra gjenvinningsbedrifter fra andre land. Sammenligning av målte konsentrasjoner og masser av mikroplast fra ulike studier er derimot utfordrende, da standardiserte metoder mangler, og svært ulike prøvetakningsmetoder og analysemetoder for påvisning av mikroplast benyttes. Informasjon om innhold av mikroplast i avløpsvann fra gjenvinningsanlegg for plast er mangelfullt i Norge og andre land, og det er behov for mer kunnskap. Ved utslipp av mikroplast bør rensetiltak vurderes, da det er store bekymringer knyttet til effekter av mikroplast på vannmiljøet.

Innledning

Plast er rimelig å produsere, egenvekten er lav, materialet er anvendelig og slitesterkt og dagens samfunn har gjort seg avhengig av plast. Plastproduksjonen i EU har økt betydelige det siste tiårene (www.plasticseurope.org). Det er ønskelig å øke gjenvinningen av plast for å begrense plast på avveie, redusere forbruk av olje og gass til plastproduksjon, forhindre dumping av plast til utviklingsland og ikke minst inkluder plast i den sirkulære økonomien. I dag gjenvinnes om lag 30 % av plastavfallet i EU, og det er iverksatt reguleringer og insentiver for å øke gjenvinningen av plast. Framover forventes det at flere anlegg for gjenvinning av plast etableres i Europa (Fakta og tall om plast i EU). I dag gjenvinnes plast i hovedsak mekanisk, men kjemisk gjenvinning er under utvikling (Ragaert, Delva, og Van Geem 2017); Lase mfl. 2023). Mekanisk gjenvinning går i korthet ut på at innsamlet plast sorteres, males opp, vaskes og nedsmeltes til såkalte plastpellets (også kalt plastgranulater). Disse selges videre til plastbearbeidende industrier som omformer materialene til ulike produkter. Plastpellets har blitt funnet i det marine vannmiljøet, og utslipp fra industri og uhell under transport antas å være de viktigste kildene (Sundt, Schulze, og Syversen 2014); Boucher og Friot 2017). Det har vært lite oppmerksomhet knyttet til plast i avløpsvann fra bedrifter som gjenvinner plast. Under prosessen males plasten som skal gjenvinnes opp til mindre fraksjoner og vann benyttes i ulike prosesser i anlegget, blant annet til vasking, separering av plastmaterialet og nedkjøling av ekstrudert plast (Hunink 2021). Håndtering av plasten i industrianleggene vil medføre at mikroplastpartikler (under 5 mm) og makroplast (større enn 5 mm) dannes som følge av de mekaniske prosessene som plastmaterialet utsettes for. I litteraturen er det nylig publisert noen artikler om funn av høye konsentrasjoner av mikroplast i avløpsvann fra mekaniske gjenvinningsanlegg for plast i EU (Brown mfl. 2023), Asia (Guo mfl. 2022; (Suzuki mfl. 2022), Australia (Stapleton mfl. 2023) og i elvesedimenter nedstrøms ett gjenvinningsanlegg for plast i Norge (Kallenbach mfl. 2022).

I denne artikkelen undersøkes konsentrasjoner av mikroplast i avløpsvann fra to bedrifter, en Norsk og en Nederlandsk, som gjenvinner plast mekanisk. Bedriften fra Nederland gjenvinner plast fra husholdninger, og de har påslipp av avløpsvann på kommunalt ledningsnett. Den Norske bedriften gjenvinner plast fra fiskerinæringen. Avløpsvann fra den Norske bedriften ledes ut til et sandfilter, som videre føres ut til en mindre bekk og videre ut til kystvann. Blåskjell ble samlet inn fra en gradient med økende avstand fra utslippspunkt til kystvann og konsentrasjoner av mikroplast ble bestemt i blåskjellene.

Materiale og metode

Prøvetakning av avløpsvann fra bedriftene og blåskjell fra norsk marin vannforekomst som mottar renset avløpsvann fra den ene bedriften

Glødede (550°C i 60 min.) glassflasker (3 L) ble sendt til bedriftene fra NIVA. Etter instrukser fra NIVA gjennomførte bedriftene selv prøvetakningen av avløpsvannet (2020). Prøvene med avløpsvann ble sendt til NIVA i romtemperatur og analysert omgående for mikroplast. Blåskjell ble plukket fra båt (2020), frosset ned og sendt til NIVA med ekspress over natten. Fram til analyse av mikroplast ble blåskjellene oppbevart nedfrosset.

Bedrift fra Nederland: Den Nederlandske bedriften mottar og gjenvinner plast fra private husholdninger, som hovedsakelig består av polypropylen og polyetylen (Hunink 2021).

Plasten de mottar gjenvinnes mekanisk. Avløpsvannet som ble analysert for mikroplast ble tatt fra en DAF-enhet (dissolved air flotation) i anlegget. Her blir oppløst luft i avløpsvannet benyttet til å fjerne større plastfragmenter som samler seg i skummet på toppen DAF-enheten. Skummet med plastfragmentene øses av med en roterende arm som beveger seg over skummet. Uttak av avløpsvann ble uført ved hjelp av en blå polyetylenflaske montert til et kosteskaft. Ti vannprøver ble samlet opp fra DAF-enheten i løpet av ett døgn. Avløpsvannet fra DAF-enheten resirkuleres, inntil det er for skittent (hovedsakelig utfordringer med fett), og det ledes da ut

på kommunalt ledningsnett. Under resirkuleringen av avløpsvannet vil derfor konsentrasjonene av mikroplast i DAF-enheten variere, fra tilnærmet rent vann til høye konsentrasjoner. Informasjon om hvor langt i resirkuleringsprosessen avløpsvannet som ble samlet inn fra DAF-enheten var i, ble ikke oppgitt. Flaskene med avløpsvann ble fraktet til Norge på trailer i romtemperatur, og analysert for mikroplast rett etter ankomst.

Bedrift fra Norge: Den Norske bedriften mottar og gjenvinner plast fra fiskeri og havbruksnæringen, som i hovedsak er av typen polyetylen og polypropylen. I bedriften er det utviklet linjer for resirkulering av forskjellig typer plast som gjenvinnes til plastgranulater. Avløpsvann fra bedriften ledes ut av anlegget til et sandfilter som også mottar overvann fra utearealene (oljefilter er koblet på ledningsnett for overvann fra utearealene). Størrelsen på sandfilteret er ca. 3 m x 20 m x 1,7 m dypt (0,5 m med overdekning, 0,5 m med naturgrus 6 mm, 0,5 m x 2 med singel 8-15 mm, samt to lag med seperasjonssperrer). Avrenning fra sandfilteret ledes ut i en bekk, som videre renner ut (ca. 450 m i luftlinje) til kystvann. Vannforekomsten hvor bekken renner ut i sjøen er et basseng med trang åpning ut til åpen kyst. Avløpsvannsvannprøver ble samlet inn fra utløpet av sandfilteret og analysert for mikroplast.

Blåskjell (10 stykker pr. stasjon) ble samlet inn fra tre stasjoner i bassenget, med økende avstand fra bekk til åpent kystvann. Stasjon 1 var om lag 200 m fra utløp av bekk, stasjon 2 ca. 1,2 km fra utløp av bekk og stasjon 3 ca. 3,2 km fra utløp av bekk, og på innsiden av bassenget, men rett ved utløp til åpent hav. Blåskjellenes gjennomsnittlige lengde og vekt av bløtvev var henholdsvis 70 cm og 12 gram.

Analyse av mikroplast i avløpsvann og

blåskjell

Forbehandling av avløpsvann: Avløpsvannene var turbide, og for å forhindre tilstopping av filtre, ble de størrelsesfraksjonert ved bruk av metallsikter med porestørrelser på 1 mm, 500 µm, 355 µm, 250 µm, 125 µm og 53 µm. Mate-

rialet som var igjen på siktene ble skylt med filtrert (0,22 µm) omvendt osmosevann (RO-vann) og overført til Erlenmeyerkolber. For å fjerne organisk material ble 10 % KOH tilsatt før inkubasjon ved 40°C (100 rpm) i 24 timer. Påfølgende dag ble prøvene filtrert gjennom et glassfiberfilter (GF/A, porestørrelse 1,6 µm, 47 mm diameter).

Alle filtre ble undersøkt i mikroskop (x20 forstørrelse) før bruk, og alt utstyr ble skylt med filtrert RO-vann for å unngå forurensning av mikroplast. Det ble tatt blindprøver under klargjøring og filtrering for å undersøke eventuell kontaminering fra luft, utstyr, klær, RO-vann og kjemikalier. Under filtrering ble tre blankprøver bestående av filtrert RO-vann filtrert i begynnelsen, halvveis og på slutten. I tillegg ble det også tatt en blindprøve for å undersøke eventuell mikroplastforurensning fra KOH som ble benyttet.

To fibre av bomull ble påvist i tre blindprøver. I blindprøve fra KOH ble en fiber av viskose påvist. Ved påvisning av viskose i avløpsvannet, ble en viskosepartikkel trukket fra i analysene.

Visuell analyse og kjemisk karakterisering med FTIR-spektroskopi (Fourier Transform Infrared)

Materialet på glassfiberfiltrene (1,6 µm) ble undersøkt visuelt ved bruk av et stereomikroskop (Nikon SMZ745T, forstørrelse x20). Lengde og bredde (µm) av de antatte plastpartiklene ble målt med programvaren Infinity Analyze Capture 6.5, og morfologi (fragment, fiber, etc.) og farge ble notert. Dybden (µm) av partiklene ble estimert for å beregne massen til hver partikkel. Etter den visuelle analysen ble type plastpolymer bestemt ved bruk av µFTIR (Spotlight 400 μFTIR spektrometer, PerkinElmer). FTIR-spektroskopi ble utført på 93 % av partiklene. De resterende 7 % av partiklene gikk enten tapt før eller under FTIR-analysen. Disse ble ikke inkludert i antall talte mikroplastpartikler, da det er ukjent om partiklene var av plast eller ikke. Nedre deteksjonsgrense for analysen er 50 µm og partikler større enn 5 mm ble ikke vurdert i analysene. Størrelsene på

partiklene som omtales her er da fra 50 µm (0,05 mm) til 5 mm.

Beregning av masse til hver plastpartikkel

Etter at type plastpolymer ble identifisert, ble masse beregnet ut fra kjente tettheter (g/cm3) til de ulike polymertypene og volum (cm3) av partiklene. Det ble antatt at alle fragmenter av plastfilmer hadde samme dybde, og at alle fibre hadde rund diameter og dermed samme dybde og bredde.

Analyse av mikroplast i blåskjell

Blåskjellene ble åpnet med en skalpell, bløtvevet fjernet og overført til Erlenmeyerkolber. For å løse opp bløtvevet ble 10 % KOH tilsatt til hver kolbe som ble inkubert ved 40 °C (100 rpm) i 24 timer. Påfølgende dag ble prøver filtrert på glassfiberfilter (GF/A, porestørrelse 1,6 µm, 47 mm diameter). Filtrene ble deretter behandlet som beskrevet for avløpsvann (se tekst ovenfor) med hensyn til blind, blank, visuell analyse, FTIR-spektroskopi og beregning av masse. En fiber ble påvist i to av tre blindprøver, og alle påviste fibre ble karakterisert som bomull, og ingen korreksjoner ble gjort i videre analyser.

For ytterligere beskrivelse av metode se (van Bavel mfl. 2022).

Resultater og diskusjon

Avløpsvann fra Nederland

Konsentrasjoner av mikroplast fra 50 µm (0,05 mm) til 5 mm ble bestemt i avløpsvannprøvene. De målte konsentrasjonene og morfologien til mikroplastpartiklene i avløpsvann fra Nederland er gitt i Tabell 1. I de 10 avløpsvannprøvene varierte konsentrasjonene av mikroplast fra 7 til 37 partikler pr. liter avløpsvann. Fragmenter var den dominerende morfologien, og utgjorde fra 96 % til 100 % av plastpartiklene som ble identifisert, mens fibre utgjorde 0-4 %. Det ble ikke påvist noen sirkulære partikler. Lengden på mikroplasten varierte fra 50 µm til 2416 µm (data ikke vist). Som vist i Figur 1 var det store variasjoner i farger og typer fragmenter i avløpsprøvene.

Typer plastpolymerer og antall som ble påvist i de Nederlandske avløpsvannprøvene er vist i Tabell 2.

Polypropylen (PP) ble påvist hyppigst, og utgjorde 7 til 45 % av mikroplastpartiklene. Polyetylen (PE) ble påvist nest hyppigst, i 6 av 10

Antall plastpartikler karakterisert ved FTIR

Tabell 1. Antall plastpartikler med tilhørende morfologi i avløpsvann fra Nederlandsk bedrift.

Figur 1. Eksempler på mikroplastpartikler fra fraksjon 125-250 µm i de Nederlandske avløpsprøvene (#1-#6).

prøver, og utgjorde 0 til 29 % av mikroplastpartiklene. Noen av mikroplastpartikler var av en syntetisk polymertype som var vanskelig å spesifisere. Disse partiklene hadde en flassende form og var ikke elastiske som polyetylen eller polypropylen og ble kategorisert som “antatt maling/lakk”. Andelen av disse partiklene varierte fra 22 % til 47 % i 9 av prøvene. I prøve nr. 7

var 74 % av partiklene «antatt maling». De resterende plastpolymertypene utgjorde under 6 % av de påviste polymererne. Ekspandert polystyren (isopor), ble påvist i noen få prøver, og i lave konsentrasjoner.

Tettheten til polymertypene varierte fra 0,86 til 1,53 g/cm3. Ved estimering av masse ble tettheten av “antatt maling/lakk” satt til 1,2 g/cm3

# 1

# 3

# 5

# 2

# 4

# 6

Tabell 2. Antall mikroplastpartikler av hver polymertype påvist i avløpsvann fra Nederland. PP, polypropylen; PE, polyetylen; ABS, akrylnitril butadien styren; PMMA, polymetylmetakrylat; EVOH, etylenvinylalkohol; EVA, etylen vinylacetat; EPS, ekspandert polystyren; PUR, polyuretan; EPDM, etylen propylendien monomer og CA, cellulose acetat. Antatt maling/lakk inkluderer akrylmaling, polyuretanlakk og andre partikler.

*Karakteristisk morfologi for partikler av maling og lakk med størrelse mindre enn 5 mm.

som et gjennomsnitt av ulike malingstyper. Masse mikroplast varierte fra 8 µg til 313 µg mikroplast per liter avløpsvann (Tabell 3). Tetthet til de ulike polymererne ble hentet fra Density of Polymers (by density) – scipoly.com og Polymer Density (polymerdatabase.com)

Tabell 3. Beregnet masse mikroplast (µg) pr. liter avløpsvann.

Avløpsvann nr. Beregnet masse (µg) pr. L avløpsvann

Gjennomsnitt 95

Standardavvik 115

Avløpsvann fra Norge

Konsentrasjoner og morfologi av mikroplast funnet i avløpsvann fra Norsk bedrift er gitt i Tabell 4. Prøven ble tatt etter at avløpsvannet hadde passert sandfilteret. Kun en prøve ble analysert. Konsentrasjoner av mikroplast i denne prøven var 51 pr. liter, og fragmenter var den dominerende morfologien. Det ble ikke påvist noen sirkulære partikler. Som vist i Figur 2 var det stor variasjon i farger og typer fragmenter i avløpsprøvene. Polypropylen (50 %), polyetylen (36 %) og ekspandert polystyren (7 %, «isopor») var de dominerende plastpolymerene (Tabell 5). Fraksjonen «maling/lakk» utgjorde også en andel av partiklene som ble påvist (6 %). Dessverre ble kun en prøve av avløpsvann analysert i dette studiet, da det meste av

Tabell 4. Antall plastpartikler med tilhørende morfologi i avløpsvann fra Norsk bedrift etter sandfilter.

Antall plastpartikler karakterisert ved FTIR

Etter sandfilter Volum avløpsvann analysert (L)

Tabell 5. Antall mikroplastpartikler av hver polymertype påvist i avløpsvann fra Nederland. PP, polypropylen; PE, polyetylen; PMMA, polymetylmetakrylat; EPS, ekspandert polystyren. Antatt maling/lakk inkluderer akrylmaling, polyuretanlakk og andre partikler.

Etter sandfilter

*Karakteristisk morfologi for partikler av maling og lakk med størrelse mindre enn 5 mm.

vannet som ble samlet inn gikk til et større forsøk, hvor sandfilter ble testet ut som rensemetode for avløpsvann fra bedriften (Umar, Singdahl-Larsen, og Ranneklev 2023). En avløpsvannprøve (etter sandfilter) fra dette forsøket ble analysert på samme måte som

beskrevet ovenfor. I denne prøven var konsentrasjonen av mikroplast 21 partikler pr. liter avløpsvann. Polypropylen, polyetylen og ekspandert polystyren var de dominerende plastpolymerene i denne vannprøven.

Figur 2. Eksempler på mikroplastpartikler fra den Norske avløpsprøven (50 µm-5 mm).

Tabell 6. Beregnet masse mikroplast (µg) pr. liter avløpsvann.

Etter sandfilter

Beregnet masse (µg) pr. L avløpsvann

316

Tabell 7. Totalt antall plastpartikler og viskose funnet i 10 blåskjell fra hver stasjon. Morfologi til plastpartiklene og polymererne som ble funnet i blåskjellene er beskrevet.

Lokasjon

Stasjon 1 (0,2 km fra bekk)

Stasjon 2 (1,2 km fra bekk)

Stasjon 3 (3,2 km fra bekk)

Polypropylen Viskose Antall

individer hvor mikroplast/viskose ble påvist

(fragmenter)

Masse mikroplast per liter avløpsvann var 316 µg (Tabell 6). Tetthet til de ulike polymererne ble hentet fra Density of Polymers (by density) – scipoly.com og Polymer Density (polymerdatabase.com)

Konsentrasjoner av mikroplast i blåskjell

Konsentrasjoner av mikroplast i blåskjell ble målt i tre stasjoner med økende avstand fra bekk hvor avløpsvann fra sandfilter ledes. Resultatene er vist i Tabell 7. Totalt antall plastpartikler og viskose funnet i 10 blåskjell fra hver stasjon. Morfologi til plastpartiklene og polymererne som ble funnet i blåskjellene er beskrevet.

I blåskjell fra Stasjon 1, nærmest den Norske bedriften, ble det ikke påvist plastpartikler i blåskjellene. Ett fragment av polypropylen ble påvist i to blåskjell ved utløp mot åpen sjø, Stasjon 3. Ved Stasjonene 2 og 3 ble det påvist fibre av viskose i blåskjellene.

Oppsummering

Det er bekymring knyttet til effekter av mikroplast på vannmiljøet, både mikroplast i seg selv, samt tilsetningsstoffene (additivene) i plasten (Guzzetti mfl. 2018; Xu mfl. 2020; Ahmed mfl. 2023), og kilder til mikroplast i vannmiljøet bør stoppes.

Mikroplast ble påvist i avløpsvann fra to bedrifter som gjenvinner plast mekanisk. Konsentrasjonene av mikroplast varierte fra 7-51 partikler pr. liter avløpsvann. Masse mikroplast i avløpsvannene varierte fra 8-316 µg pr. liter. I

(fibre)

begge avløpsvannene var det høyest konsentrasjoner av plastpolymerene polypropylen og polyetylen, som også er de dominerende plastmaterialene som gjenvinnes i bedriftene (Hunink 2021). I anlegget som gjenvinner plast fra fiskerinæringen ble isopor påvist i avløpsvannet. Isopor som ble påvist kan muligens ha sitt opphav fra gjenvinning av flyteringer fra oppdrettsnæringen, da de har isopor som innmat. Den norske bedriften benyttet sandfilter for fjerning av plast, men resultater viste at sandfilteret ikke var gunstig utformet, men sandfilter i seg selv vil kunne fjerne mikroplast i avløpsvann fra bedriften (Umar 2023). Vannforbruk i bedriftene måles ikke, og utslipp av masse (kg) mikroplast pr. år kunne ikke beregnes.

Konsentrasjonene av mikroplast som ble målt i dette studiet, ble sammenlignet med funn fra litteraturen fra anlegg som gjenvinner plast. Dette byr på flere utfordringer, da det i dag ikke er utviklet standardiserte prøvetakningsmetoder og analysemetoder for mikroplast i avløpsvann. Faktorer som prøvetakingsutstyr, volum avløpsvann som prøvetas, opparbeiding av prøvene i laboratorium (f.eks. bruk av kjemikalier for å fjerne organisk materiale), instrumentering for identifikasjon av plastpolymerene og kvalitetskontroll under prøvetakning og i laboratoriet vil påvirke resultatene. For ytterligere informasjon om dette se (Lusher mfl. 2021; Sol mfl. 2023). Resultater kan derfor ikke sammenlignes direkte med hverandre.

I en Kinesisk bedrift som gjenvinner PET-flasker varierte konsentrasjonene fra 967 til 24 798 mikroplastpartikler pr. liter avløpsvann (Guo mfl. 2022). I et nytt plastgjenvinnings-anlegg i Storbritannia som mottar 22 680 tonn blandet plastavfall årlig, ble konsentrasjoner av mikroplast i avløpsvannet målt i konsentrasjoner som varierte fra 5 x 108 til 10 x 109 pr. m3 (Brown mfl. 2023). I et Koreansk anlegg som i hovedsak mottar PET-avfall ble 6 x 105 pr mikroplastpartikler per m3 avløpsvann påvist (Duong mfl. 2023). Fra tre gjenvinningsanlegg i Vietnam varierte mikroplast konsentrasjonene i avløpsvannet fra 9 x103 til 2 x 108 per m3 (Suzuki mfl. 2022). Masse mikroplast per liter avløpsvann varierte fra 8-316 µg i våre prøver. Masse mikroplast i avløpsvannet i de utenlandske bedriftene var betydelig større enn våre målinger, og i størrelsesorden mg pr. liter avløpsvann. Det nye plastgjenvinningsanlegget i Storbritannia hadde om lag 4.3 x 103 mg mikroplast per liter avløpsvann (Brown mfl. 2023). I anlegget fra Storbritannia ble volumstrømmer av avløpsvann målt, og de hadde utslipp på 4-1 366 tonn mikroplast pr. år etter rensing (Brown mfl. 2023). Inkluderes det som fjernes i renseprosessen, utgjorde tapet 13 % av plastavfall som ble tatt imot årlig til anlegget. I de tre Vietnamesiske plastgjenvinningsanleggene var utslippene av mikroplast fra 0,014 tonn per år til 5,8 tonn per år (Suzuki mfl. 2022). Den mekaniske nedmalingsprosessen i gjenvinningsanlegget antas å være største kilde til mikroplast i avløpsvannet (Stapleton mfl. 2023)

Konsentrasjoner som ble målt i avløpsvann fra våre to anlegg som gjenvinner plast var betydelig lavere enn det som ble funnet i litteraturen (Guo mfl. 2022; Suzuki mfl. 2022; Brown mfl. 2023; Duong mfl. 2023). Som beskrevet i teksten overfor er det utfordrende å sammenligne resultater da det mangler standardiserte metoder fra prøvetakning av avløpsvann til analyse av mikroplast, og ikke minst hvordan resultater rapporteres. Fagfeltet mikroplast er i stor utvikling og instrumentering og analysemetoder forbedres stadig. Resultatet fra anlegget i Storbritannia anses å være toppmoderne og designet

for å håndtere 22 680 tonn blandet plastavfall årlig (Brown mfl. 2023), og er nok best egnet for vurdering i forhold til hvordan en Norske gjenvinningsbedrift for plast ville være utformet. Analysene av mikroplast ble her utført med en metode som avviker betydelig fra vår. Her ble bla. ikke forfiltrering benyttes, H2O2 ble benyttet som oksidasjonsmiddel framfor KOH for å fjerne organisk materiale i avløpsvannet. Plastpartiklene ble farget med nilblått før analyse, og FT-IR ble ikke benyttet i studiet fra Storbritannia for å påvise plastpolymerene. Analysemetoden deres påviser mikroplastpartikler ned til 1,6 µm, i motsetning til vår metode hvor nedre grense for påvisning var 50 µm. I avløpsvannet fra Storbritannia var 93-96 % av plastpartiklene under 10 µm. Med analysemetoden som vi benyttet kunne ikke denne mindre fraksjonen påvises. Informasjon om konsentrasjon av plastpartikler mindre enn 50 µm er da manglede i vårt studium.

I fem av 30 blåskjell ble det påvist fibre av viskose og fragmenter av polypropylen (to fragmenter i to av ti blåskjell fra stasjon 3). I stasjon 1 nærmest utløpet av bekk som mottar avløpsvann fra gjenvinningsanlegget ble det ikke påvist mikroplast. Resultater fra blåskjell langs Norges kyst som er analysert på tilsvarende måte som blåskjell i dette studiet viser tilsvarende resultater, i gjennomsnitt under en mikroplastpartikkel pr. individ (van Bavel mfl. 2022). Plastpartiklene i blåskjellene fra vårt studium kan være fra ulike kilder, og vi kan ikke si om de har sitt opphav fra den Norske bedriften som gjenvinner plast.

Konklusjon

Avløpsvann fra bedrifter som gjenvinner plast kan være en betydelig kilde til mikroplast i vannmiljøet. I dag er det manglende kunnskap om utslipp av mikroplast fra bedrifter som gjenvinner plast, og mer kunnskap bør hentes inn. Konsentrasjonsmålinger og masseberegninger av mikroplast fra ulike avløpsvann kan ikke sammenlignes direkte med hverandre, da standardiserte metoder fra prøvetakning fram til analyse av mikroplast mangler. Ved utslipp av

mikroplast til vannmiljøet bør rensetiltak vurderes.

Takk

Arbeidet ble finansiert av Forskningsrådsprosjektet PacKnoPlast (299326) og NIVAs grunnbevilgningsmidler.

Referanser

Ahmed, A.S. Shafiuddin, Md Masum Billah, Mir Mohammad Ali, Md Khurshid Alam Bhuiyan, Laodong Guo, Mohammad Mohinuzzaman, M. Belal Hossain, mfl. 2023. «Microplastics in Aquatic Environments: A Comprehensive Review of Toxicity, Removal, and Remediation Strategies». Science of The Total Environment 876 (juni): 162414. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2023.162414

Bavel, Bert van, Amy Lusher, Chiara Consolaro, Sverre Hjelset, Cecilie Singdahl-Larsen, Nina Buenaventura, Laura Röhler, mfl. 2022. «Microplastics in Norwegian coastal areas, rivers, lakes and air (MIKRONOR1)». NIVA-rapport 7811, 81 s.

Boucher, J., og D. Friot. 2017. Primary microplastics in the oceans: A global evaluation of sources. IUCN International Union for Conservation of Nature. https://doi.org/10.2305/IUCN.CH.2017.01.en

Brown, Erina, Anna MacDonald, Steve Allen, og Deonie Allen. 2023. «The Potential for a Plastic Recycling Facility to Release Microplastic Pollution and Possible Filtration Remediation Effectiveness». Journal of Hazardous Materials Advances 10 (mai): 100309. https://doi.org/10.1016/j.hazadv.2023.100309.

Duong, Thi Huyen, Sang-Yeob Kim, Sang-Yeop Chung, Heejong Son, Seungdae Oh, og Sung Kyu Maeng. 2023. «Biomass Formation and Organic Carbon Migration Potential of Microplastics from a PET Recycling Plant: Implication of Biostability». Journal of Hazardous Materials 455 (august): 131645. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2023.131645.

Guo, Yuwen, Xinyue Xia, Jiuli Ruan, Yibo Wang, Jinyu Zhang, Gerald A. LeBlanc, og Lihui An. 2022. «Ignored Microplastic Sources from Plastic Bottle Recycling». Science of The Total Environment 838 (september): 156038. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.156038.

Guzzetti, Eleonora, Antoni Sureda, Silvia Tejada, og Caterina Faggio. 2018. «Microplastic in Marine Organism: Environmental and Toxicological Effects». Environmental Toxicology and Pharmacology 64 (desember): 164–71. https://doi.org/10.1016/j.etap.2018.10.009.

Hunink, P. 2021. Microplastic Leakage during Mechanical Plastic Recycling. Master thesis. Radboud University

Nijmegen, Science, Management & Innovation master specialisation Faculty of Science, Nederland.

Kallenbach, Emilie M. F., Tor Erik Eriksen, Rachel R. Hurley, Dean Jacobsen, Cecilie Singdahl-Larsen, og Nikolai Friberg. 2022. «Plastic Recycling Plant as a Point Source of Microplastics to Sediment and Macroinvertebrates in a Remote Stream». Microplastics and Nanoplastics 2 (1): 26. https://doi.org/10.1186/s43591-022-00045-z .

Lusher, Amy L., Rachel Hurley, Hans Peter H. Arp, Andy M. Booth, Inger Lise N. Bråte, Geir W. Gabrielsen, Alessio Gomiero, mfl. 2021. «Moving Forward in Microplastic Research: A Norwegian Perspective». Environment International 157 (desember): 106794. https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.106794

Ragaert, Kim, Laurens Delva, og Kevin Van Geem. 2017. «Mechanical and Chemical Recycling of Solid Plastic Waste». Waste Management 69 (november): 24–58. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2017.07.044

Sol, Daniel, Carmen Solís-Balbín, Amanda Laca, Adriana Laca, og Mario Díaz. 2023. «A Standard Analytical Approach and Establishing Criteria for Microplastic Concentrations in Wastewater, Drinking Water and Tap Water». Science of The Total Environment 899 (november): 165356. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2023.165356

Stapleton, Michael J., Ashley J. Ansari, Aziz Ahmed, og Faisal I. Hai. 2023. «Evaluating the Generation of Microplastics from an Unlikely Source: The Unintentional Consequence of the Current Plastic Recycling Process». Science of The Total Environment 902 (desember): 166090. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2023.166090.

Sundt, P., P.E. Schulze, og F. Syversen. 2014. «Sources of microplastic-pollution to the marine environment». Rapport fra Miljødirektoratet, M-321, 108 s.

Suzuki, Go, Natsuyo Uchida, Le Huu Tuyen, Kosuke Tanaka, Hidenori Matsukami, Tatsuya Kunisue, Shin Takahashi, Pham Hung Viet, Hidetoshi Kuramochi, og Masahiro Osako. 2022. «Mechanical Recycling of Plastic Waste as a Point Source of Microplastic Pollution». Environmental Pollution 303 (juni): 119114. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2022.119114.

Umar, Muhammad, Cecilie Singdahl-Larsen, og Sissel Brit Ranneklev. 2023. «Microplastics Removal from a Plastic Recycling Industrial Wastewater Using Sand Filtration». Water 15 (5): 896. https://doi.org/10.3390/w15050896.

Xu, Shen, Jie Ma, Rong Ji, Ke Pan, og Ai-Jun Miao. 2020. «Microplastics in Aquatic Environments: Occurrence, Accumulation, and Biological Effects». Science of The Total Environment 703 (februar): 134699. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.134699.

FORSKNING

Aquateam COWI AS er et forskningsselskap innen vann- og miljøsektoren. Vi driver uavhengig anvendt forskning med støtte fra COWIfonden i tillegg til oppdragsforskning og utviklingsarbeid, og samarbeider med ledende universitetsmiljøer og andre forskningsinstitusjoner.

KONTAKT

Daglig leder

Hanne Bonge-Hansen

ADDRESS

Karvesvingen 2, 0579 Oslo

PHONE

+47 977 32 342 htbo@aquateam.no aquateamcowi.no

POWERING YOUR 360° SOLUTIONS

COWI is a leading consulting group that creates value for customers, people and society through our 360° approach. We tackle challenges from many vantage points to create coherent solutions for our customers.

Vann- og miljøteknikk

Vann er verdens viktigste næringsmiddel.

Vann handler om trygg og energiøkonomisk vannforsyning og rent vann i krana; om kostnadseffektive og driftsvennlige anlegg

Vann er også noe mer, det er en ressurs for estetiske opplevelser, for lek og rekreasjon. Dessuten skal det temmes.

Våre tjenester:

Vannbehandling / Vannmiljø / Grunnvarme / VA-modellering / Overvannshåndtering / No Dig / Forurenset grunn / Skred / VA-transportsystemer / Hydrologi og vassdragsteknikk / Avløpsrensing / Avfall og renovasjon / VA-planer og forvaltning / Grunnvann og hydrogeologi / Ingeniørgeologi asplanviak.no

Former samfunnet – ser mennesket

COWI har lang erfaring fra prosjekter innen fagområdene vann, avløp og kommunale veger.

Dette omfatter hovedplaner og strategisk rådgiving, vannforsyning, transportsystemer, avløpsbehandling, overvannshåndtering og flomsikring.

KUNNSKAPEN BAK DINE 360° LØSNINGER

COWI er et av Norges ledende rådgivende ingeniørselskap med kompetanse i verdensklasse innenfor komplekse funksjonsbygg, klimatilpasning, bærekraftig byutvikling og effektive transportløsninger.

Norges største

Norges største rådgivermiljø innen vann

rådgivermiljø innen vann

Vi jobber tverrfaglig i prosjektene med spesialister fra mange fag. Teamene skreddersys og våre leveranser har god bredde fra VA­teknikk og vann i byer til overvåking og tilstandsvurderinger av ferskvann og marint miljø.

Vi jobber tverrfaglig i prosjektene med spesialister fra mange fag. Teamene skreddersys og våre leveranser har god bredde fra VA­teknikk og vann i byer til overvåking og tilstandsvurderinger av ferskvann og marint miljø.

Våre medarbeidere har solid kompetanse innen alle relevante fag, så som VA­teknikk, miljøkjemi, fisk og ferskvannsøkologi, hydrogeologi, hydraulikk, hydrologi, vassdragsteknikk, teknisk infrastruktur og prosessteknikk.

Våre medarbeidere har solid kompetanse innen alle relevante fag, så som VA­teknikk, miljøkjemi, fisk og ferskvannsøkologi, hydrogeologi, hydraulikk, hydrologi, vassdragsteknikk, teknisk infrastruktur og prosessteknikk.

Slik gir vi råd som tar vare på miljøet og sikrer gode tekniske løsninger.

Slik gir vi råd som tar vare på miljøet og sikrer gode tekniske løsninger.

norconsult.no/vann

norconsult.no/vann

Plasma-based nitrogen enrichment and the hygienisation effect on organic slurries

By

Åsne Daling Nannestad, Mari Espelund, Ocelie Kjønnø, Signe Onstad Sævareid, Magnus Rysstad Nyvold, Eilen Arctander Vik

Åsne Daling Nannestad (M.Sc) is Process engineer in N2 Applied. Mari Espelund (Ph.D) is Senior scientist in Aquateam COWI. Ocelie Kjønnø is Laboratory Manager in Aquateam COWI.

Signe Onstad Sævareid (M.Sc) is Prosess engineer in N2 Applied. Magnus Rysstad Nyvold (M.Sc) is R&D manager in N2 Applied. Eilen Arctander Vik (Ph.D) Research Manager in Aquateam COWI.

Sammendrag

Plasma-basert nitrogenanrikning og hygieniserende effekt på organisk substrat. Plasma-basert nitrogenanrikning er en teknologi som tar sikte på lokal gjødselproduksjon med luft og elektrisitet som innsatsfaktorer. Produsert NOx absorberes i organisk avfall og gir en gjødsel anriket med plante-tilgjengelige nitrogenforbindelser. Produktet, Nitrogen Enriched Organic fertiliser (NEO), har økt konsentrasjon av mineralsk nitrogen og redusert pH. I tillegg er biologisk aktivitet tilsynelatende fullstendig inhibert i produsert NEO. Denne observasjonen la grunnlag for idéen om å bestemme kritiske prosessparametere for å deaktivere spesifikke indikatororganismer beskrevet i forskrifter med krav til hygienisering av organisk avfall: «Salmonella, E.coli og A.suum.»

Nylig produsert NEO prosessert til ulike pH-nivåer i maskin ble tilsatt testorganismene. Etter ulike eksponeringstider [0-48 timer] ble levende organismer kvantifisert for å bestemme grad av inaktivering. Resultatene viser at prosessen inaktiverer alle kravspesifikke indikatororganismer til under grensene i forskriftene på pH-nivåene testet (≤ pH 5.0). Kritisk ekspo-

neringstid varierer for ulike substrater, pHnivåer og type indikatororganisme, og spenner fra 1-26 timer.

Summary

Plasma-based nitrogen enrichment process is a novel technology targeting local fertiliser production using air and electricity as single inputs. Produced NOx is absorbed into organic waste producing a manure enriched in plant available nitrogen. The product, Nitrogen Enriched Organic fertiliser (NEO) , has an increased content of mineral nitrogen and a lower pH. Additionally, biological activity is inhibited in produced NEO. This observation gave rise to the idea of determining critical operating conditions to inactivate indicator organisms described in legislations for hygienisation of organic waste; “Salmonella, E. coli and A. suum”.

Test organisms were added to freshly produced NEO processed to specific pH-levels. After different exposure times [0- 48] hours, viable cells were counted to determine degree of inactivation. The results show that all indicator organisms are reduced to below limits set in

legislations at tested pH-levels (≤ pH 5.0). Critical exposure time varies for different substrates, pH-levels, and indicator organisms, ranging from 1-26h.

Introduction

Utilising the nutrients in organic slurries from municipal sludge and manure as fertiliser is important to global food-systems, as it returns valuable nutrients to agricultural land. Livestock is inefficient in converting plant protein into milk and meat, and a large share of the nutrients they consume end up in the organic waste. Reusing these nutrients will therefore limit the need for external fertiliser inputs and ensure optimal resource efficiency on the farm. However, several challenges arise from the use of these organic fertilisers:

A large share of the ammonium nitrogen present will volatilize, resulting in value loss and local pollution.

• Methane from manure management is a major source of agricultural greenhouse gas emissions.

• Organic waste contains pathogens that enter the broader environment when applied to farm fields.

Plasma-based nitrogen enrichment is a novel processing method addressing the challenges

associated with organic fertilisers. The method uses electricity to generate air plasma that produces a reactive nitrogen gas (NOx) which is subsequently absorbed in the liquid fraction of organic substrate (Graves, et al., 2019), forming nitric- (HNO3) and nitrous acid (HNO2), see Figure 1. As a result, the nitrogen content in the organic waste increases, and the elevated acidity prevents ammonia (NH3) from volatilisation. The treatment has also been shown to eliminate methane (CH4) formation, an effect ascribed to the antimicrobial properties of the plasma treatment (Nyvold & Dörsch, 2024). If the antimicrobial effect is transferrable to persistent pathogens, the resultant Nitrogen Enriched Organic fertiliser (NEO) will not only be efficient and environmentally beneficial but also meet the legislative requirement for hygienisation. The process operates semi-continuously to ensure that pH in the system is always close to the target pH. Outfeed from machine occurs when pH-setpoint is reached, followed by refill of new substrate.

In this work we assessed the impact of plasma-based nitrogen enrichment on the presence of potential pathogens in organic waste.

Two different Norwegian legislations will apply to the use of organic slurries on farmland, depending on the origin:

• Organic waste originating from animals; Animal By-Product (ABP) law for category 3

Figure 1. The N2 process. Air and electricity are entering the plasma unit, producing NOx, and air rich in NOx enters the absorption system, where it is absorbed into organic liquid slurry. The product, NEO, has an elevated concentration of mineral nitrogen and a reduced pH.

Table 1: A summary of Norwegian and European legislations; type of indicator organisms and requirements for absence of organisms after treatment.

Animal by-product regulation Fertiliser regulations

Indicator organism

Salmonella 5 log10 reduction

E. coli

<1000 CFU/g wv.

materials’ (Animaliebiproduktforskriften, 2016) (Regulation (EC) No. 1069/2009)

• Organic slurries with human origin; ‘EC/ Ecolabel’ (Forskrift om organisk gjødsel, 2003).

The legislations describe limitations for abundance of two and three organisms respectively, to fulfil requirements of hygiene, referred to as ‘hygienisation’. These organisms are used as indicators due to their prevalence in organic wastes and resistance to thermal and chemical hygienisation methods and are chosen in this work to quantitatively measure the impact of the plasma-based nitrogen enrichment process: Salmonella Senftenberg (Salmonella), Escherichia coli (E. coli) and Ascaris suum (A.suum). The strain Salmonella Senftenberg w775 H₂S negative is the recommended test organism described in the animal by-product legislation. E. coli is a primary indicator microorganism described in regulations for disposal of biosolids in many countries (Pascual-Benito, et al., 2014). A.suum is a parasitic roundworm in pigs. Inactivation of parasite eggs is an absolute requirement in legislation regarding organic waste with human origin. A.suum eggs are recognised as one of the hardest types of helminth ova that can be found in wastewater sludge and pig slurry (US EPA, 2003). If conditions are such that A.suum eggs cannot survive, the probability for inactivating all other types of parasites is high and this is therefore a good indicator organism to prove the hygienisation efficiency of a process.

Table 1 describes the Norwegian requirements for documenting the hygienisation of soil improver growing media.

Salmonella >5 log10 reduction

E. coli

A.suum eggs

<1000 CFU/g

Zero infectious eggs

The aim of this work was to investigate the ability of the plasma-based nitrogen enrichment process to meet the requirements for hygienisation and to identify critical control points (pH levels and exposure time) to fulfil the requirements, referred as ‘Critical Control Points’ (CCP).

Methods and material

Processing and test method

Processing of NEO

All experiments were carried out in full-scale pilot unit, schematically illustrated in Figure 1. This set of experiments investigated the antimicrobial properties of NEO after it was processed, illustrated as ‘Holding tank’ in the figure. Any reduction in pathogen abundance would consequently be the result of substrate properties, and not the exposure to plasma gas.

Sampling

For each experiment, the NEO-process was operated overnight before sampling into two 1 L bottles for testing of Salmonella and E. coli, and a third 2 L bottle for testing of A.suum eggs.

Samples were immediately brought to the laboratory for nitrogen characterisation and microbial analysis. Microbial analyses were repeated at exposure time 2h -4h - 6h and 24h (and 48h for A.suum tests).

Nitrogen characterisation

Samples were centrifuged at 3400 rpm for 10 minutes. The supernatant was diluted in distilled water and added to standardised LCK cuvettes containing reagents for reactions with, respectively, ozone (O3), ammonium (NH4-N), nitrite (NO2-N), nitrate (NO3-N) and total nitrogen (tot-N). Photo spectrometric method was used

to determine the concentrations, using a DR3900 split beam spectrophotometer supplied by Hach®.

Expression of rate reduction of viable cells

The experimental results for viable Salmonella and E. coli cells were used to derive the survival expression, by fitting an exponential curve to the viable cell values, N, above the detection limit.

Equation 1 N = N0 e αt

N0 is the number of viable cells at t=0, α is a rate constant and t is the exposure time.

Indicator organisms

Salmonella Senftenberg

Salmonella Senftenberg w775 H₂S negative strain was cultivated in a nutrient broth overnight at 37° and the same volume was added to NEO and the controls. Start concentration of bacterial cells was 109 to 1012 CFU/mL. Samples were diluted in series (10-1 – 10-10) in peptone water (Oxoid UK) and incubated overnight at 37°C, followed by an overnight cultivation in RVPB medium at 42°C. The samples were further transferred to BGA and XLD medium plates for visual count of Salmonella colonies. For confirmation a blue-latex agglutination test kit was performed (Salmonella test kit, DR1108A, OXOID). The method analyses 1 mL of sample and the detection limit for the culturing method is therefore ca 1 CFU/mL, determined by the statistical accuracy.

Escherichia coli

Inactivation of E. coli strain ATCC 11775 in samples were analysed by two methods; Most Probable Number (MPN) method (NS-EN ISO 9308-2) and a cultivation method following the same principles as for Salmonella testing: The samples were diluted in series ranging from 10-1 – 10-10 in peptone water and cultured overnight at 37°C, followed by an overnight incubation on a selective TBX-medium, where E. coli forms blue colonies.

Ascaris suum

A.suum eggs were prepared in permeable nylon bags at “Swedish University of Agricultural Sciences” (SLU) in Uppala. This laboratory also quantified the eggs after in testing. About 10 000 eggs were filled in permeable nylon bags of 30µm pore size, and transported to test centre where the actual test was performed. Bags were put into treated slurry for 2 - 48 hours, and then rinsed carefully in water to remove remaining slurry before incubation at 28°C and transport back to SLU. Analysis was done after 21 days total incubation time. Each exposure time was run as duplicates, results are presented as the average. Each experiment includes a positive control (no treatment but transported back and forth between SLU and test centre stored in the incubator), the NEO samples at different exposure times and a negative control (addition of A.suum to untreated digestate). Survival of A.suum is determined by counting developed larvae and undeveloped eggs, where viability is calculated as

Equation 2

Survial [%]=

Results

Test matrix

The initial phase of this project aimed to identify the upper pH-limit where sufficient inactivation of microorganisms is obtained. Untreated slurries normally have a pH between 7-8 and pH is gradually lowered during the plasmabased nitrogen enrichment process, while concentrations of reactive compounds increase. The final pH of NEO is a setpoint established by the operator and can theoretically be set as low as desired, but to retain great fertiliser properties of NEO the lower limit for accepted operational pH is set to 4.5. pH-setpoints of 5.5, 5.0 and 4.5 were investigated in these experiments.

The identified pH-levels were further used in the validation tests. A summary of all tests conducted is presented in Table 2. ∑(nlarvae + nundevopled eggs) ×100%

Table 2: Summary of experiments; substrate, operational-pH, what organisms that were included in the test and exposure time when sample is analysed. *The two marked IDs are the same operation. **The two marked IDs are from the same operation but divided into two bottles and followed up at different laboratories.

Initial tests

Validation tests

NEO C-3

6, 24 NEO C-4**

coli, Salmonella A.suum 2, 4, 6, 24 (A.suum 48)

NEO D-2

The robustness of the Salmonella culture was first tested to evaluate robustness towards acidification. A standard growth medium was acidified to the same pH-levels as the most likely operational pH of the tests, and presence of viable cells was determined by Optical Density (OD). In addition, different likely salinity levels [0%; 2%] were investigated.

The Salmonella strain grow at all pH-levels tested and has robustness towards pH levels down to pH 4.5, as well as robustness towards salt concentrations up to 2%.

pH-adjustment by acid to pH 4.5 is not inhibiting growth of Salmonella.

NEO pH dependent effect on hygienisation

The range of acceptable pH-levels when producing NEO for use as fertiliser is wide, and we wanted to establish the hygienisation effect of pH of NEO on Salmonella at different pH levels. Subsequently, we added 109 cells/mL of Salmonella to freshly produced NEO at three different

4.5 E. coli, Salmonella A.suum 2, 4, 6, 24 (A.suum 48)

pH; 5.5, 5.0, and 4.5 and monitored the viability of salmonella in the samples by MPN over 24h. The results presented in Figure 2 show that the concentration of Salmonella remained unchanged in the cow manure during the 24-hour period, whereas a clear pH dependency emerged in the NEO-samples samples: In NEO pH 5.5, an estimated 106 viable cells per ml remained, while the NEO at pH 5.0 and 4.5 demonstrated a complete elimination. The detection limit for the cultivation method used implies there are no viable cells after four hours of storage.

Although NEO at all pH levels tested seem to affect growth of Salmonella compared to untreated cow manure, at pH 5.0 and lower a complete inhibition of Salmonella was observed after 4 hours of exposure.

Validation tests

We next sought to test the hygienisation performance of NEO towards E.coli in addition to

3 Log10 - reduksjon 6

Salmonella. We decided to use a pH 5.0 NEO as it was the highest pH level with a documented hygienisation effect on Salmonella, and was close to the pH-level threshold for obtaining hygienisation and thus interesting to investigate for the other organisms.

Consequently, pH 5.0 was considered an appropriate pH to investigate as a CCP for the validation tests that followed on cow manure. The next step was therefore to perform repetitions of the same test setup as used for pH 5 for both Salmonella and E. coli in NEO produced from cow manure. Measured viable cells of Salmonella and E. coli added to NEO is presented in Figure 3 as a function of exposure time in sample. For Salmonella, a significant reduction in viable cells in the first hours of exposure time is observed in 3 out of 4 parallels (Figure 3a). After 24 hours no viable cells are detected in any of the parallels. Salmonella inactivation in sample NEO C-3 shows a deviating behaviour compared to the other three experiments; there is no detected decrease in the first hours of exposure, while after 24 hours no viable cells are counted. Same pattern is not found in the same sample for E.coli.

At pH 5.0 NEO showed a hygienisation effect on both Salmonella and E.coli., with no viable cells detected after 8 and 6 hours exposure, respectively.

Digestate is the product from anaerobic digestion, often using municipal wastewater sludge as substrate. For organic matter origina-

ting from humans, the regulation requires that also A.suum eggs needs to be inactivated before digestate slurries are allowed to be spread onto farmland.

We subjected this substrate to hygienisation testing using the same approach as for cow manure. We chose to run the process at a lower pH to increase the chance of success inhibiting development of A.suum eggs, due to the greater resilience of A.suum (US EPA, 2003). Therefore, pH 4.6 and pH 4.5 was chosen as setpoints for, respectively, NEO D-1 and NEO D-2 test samples. Figure 4 shows the number of viable cells of both Salmonella and E. coli and percentage survival of A.suum eggs as a function of exposure time. Figure 4. All Salmonella cells were inactivated after 24 hours, but interestingly, the reduction of viable Salmonella cells in NEO produced from digestate was slower compared to the equivalent for NEO pH 4.5 produced from cow manure. All E.coli cells were inactivated after 6 hours exposure time. The survival in the positive control (transported between SLU and the N2 Applied test centre, not exposed to any slurry) was found to be lower compared to the negative control sample (exposed to untreated digestate), indicating that the environment in digestate supports viability. Compared to the control developed eggs of A.suum were decreasing as a function of exposure time in NEO in both NEO test samples, and at 24 hours exposure time no larvae were found. There is little difference between operation at pH 4.5 and pH 4.6.

Figure 2. Viable Salmonella cells in untreated Cow Manure (CM), NEO treated to pH 5.5, pH 5.0 and pH 4.5. Exposure time is the time between sampling and addition of Salmonella, and analysis.

S. Senftenberg [viable cells

E. coli survival [viable cells ml1]

Exposure time [hours]

Figure 3. Measured viable cells as a function of exposure time in NEO pH 5 for a) Salmonella and b) E. coli. Dashed lines show concentration of viable cells in untreated cow manure (The control sample).

Low pH (<4,6) NEO produced from digestate has a hygienisation effect for Salmonella and E.coli (after 24h) similarly as pH 4.5 NEO produced from cow manure. In addition, NEO from digestate at this pH is also hygienising against the intestinal parasite A suum.

Calculation of rate constants

Calculation of rate constants enables the calculation of exposure time to reach a certain target of reduction. The experimental data presented in Figure 2, Figure 3 and Figure 4 are fitted to an exponential expression for viable cells as descri-

bed in Equation 1 for Salmonella, E.coli and A.suum. Table 3 lists the experimentally derived values for rate constant, , and the calculated exposure time necessary to achieve respective requirements.

Nitrogen content

Nitrogen characterisation for cow manure and digestate and NEO produced from each of the substrates at, respectively, pH 5.0 and pH 4.5, at time of sampling are presented in Figure 5. A significant increase in nitrite and nitrate is observed in NEO compared to raw substrates.

Senftenberg

exposure time. The survival in the positive control (transported between SLU and the N2 Applied test centre, not exposed to any slurry) was found to be lower compared to the negative control sample (exposed to untreated digestate), indicating that the environment in digestate supports viability. Compared to the control developed eggs of A.suum were decreasing as a function of exposure time in NEO in both NEO test samples, and at 24 hours exposure time no larvae were found. There is little difference between operation at pH 4.5 and pH 4.6.

Eksponeringstid i substrat [timer]

Low pH (<4,6) NEO produced from digestate has a hygienisation effect for Salmonella and E.coli (after 24h) similarly as pH 4.5 NEO produced from cow manure. In addition, NEO from digestate at this pH is also hygienising against the intestinal parasite A suum

] Eksponeringstid i substrat [timer]

0 4 8 12 16 20 24

Ascaris suumegg [%]

Eksponeringstid i substrat [timer]

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48

Figure 4. Viable Salmonella (a), viable E.coli (b) and percentage survival of A.suum eggs (c). Survival of Ascaris suum eggs in c) is presented as average of duplicates, error bars show the standard deviation of the duplicates.

of the duplicates

Oxidation-Reduction Potential (ORP) is measured in NEO pH5.5, ozone is measured in samples from initial phase, presented in Figure 6. The figure shows a significant change in

measured ORP between cow manure and NEO pH 5.5 after 2.5 hours. After 24 hours measured ORP-value in NEO pH5.5 sample has dropped.

Figure 4: Viable Salmonella (a), viable E.coli (b) and percentage survival of A.suum eggs (c). Survival of Ascaris suum eggs in c) is presented as average of duplicates, error bars show the standard deviation

Table 3. Rate constants and time to meet respective requirements for viable cells for Salmonella (>5-log10 reduction), E.coli (<1000 viable cells/mL) and A.suum (no viable organisms in NEO-C (cow manure) and NEO-D (digestate). Presented rate constant for NEO-C pH 5 is the average of three experiments. *NEO C-3 is not included.

a) Cow manure substrate, pH 5.0

b) Digestate substrate, pH 4.5

Figure 5. Nitrogen composition in untreated and NEO for a) Raw Cow Manure and NEO pH 5 and b) digestate and NEO pH 4.5 at time of sampling.

Discussion

Results show that all organisms are reduced to below respective regulatory limits for hygienisation, for pH-levels and exposure times determined as Critical Control Points (CCP). It is important to note that the herein conducted experiments present a conservative estimate of the sanitising effect, as the plasma-based nitrogen enrichment treatment itself was not part of the test, only the antimicrobial effect of the

freshly produced NEO. It is an assumption that the concentration of the factors causing inactivation of microorganisms, formed in slurry when exposed to plasma-activated gas, are decreasing after treatment. Thus, the required exposure time is likely to be less if microorganisms are added to slurry prior to the plasma-based nitrogen enrichment process.

Only Salmonella was tested at several pH levels, and only pH 5 was operated multiple

Figure 6. a) Oxygen Reduction Potential (ORP) in samples from experiment in NEO at pH 5.5 at time 2,5h and 24h after sampling. b) Residual ozone measured in samples treated to pH 5.5, pH 5.0 and pH 4.5.

times, thus the pH 5 result is by far the most robust. More replicates are recommended in future test setups to improve robustness of results, and also to allow for including the NEO process in the tests.

The needed exposure time and pH (CCP) vary for the different indicator organisms and does also seem to be dependent on type of substrate. Comparing samples operated at pH 4.5, cow manure (NEO pH4.5) and digestate (NEO D-2), rate constants are, respectively, -5.18 and -3.22 h-1. That is a considerable difference, a longer exposure time is needed in digestate (3.26 h) compared to cow slurry (2.22 h). A potential explanation is the difference in retention time. Since the NEO-D has a significantly longer retention time than NEO-C, its reactivity may be expended in the absorption system, leaving less reactivity to act in the holding tank, which results in a lower deactivation rate.

The deviating behaviour of sample NEO C-3 is distinct. No obvious explanation for this deviating result is found. The same NEO is used in E. coli are the same, and the E. coli results behave similarly to the other series. No datapoints exist for exposure times between 6 and 24 hours to verify any gradual decrease.

Only single experiments are run at different pH-levels with Salmonella, but the trend is consistent; Rate constant is decreased for decreasing pH (shorter exposure times needed), supporting the hypothesis of more efficient microbial deactivation activity at lower pH. At pH 5.5 24hours is not sufficient to reach the 5 log10-reduction for Salmonella.

Mechanism

The robustness tests of the Salmonella-strain showed that pH itself is not sufficient to inactivate Salmonella, even at a pH of 4.5, other factors added to NEO in the plasma-based nitrogen enrichment process must cause inactivation.

Exposing slurry to the plasma-activated gas has similarities to an emerging disinfection method called ‘Plasma-Activated Water (PAW) (Hadinoto, et al., 2022). PAW produce Reactive Oxides and Nitrogen Species (RONS), such as

superoxide anion (O2-), singlet oxygen (1O2), hydroxyl radicals (OH ), hydrogen peroxide (H2O2), peroxynitrite (ONOOH), nitric oxide (NO) and nitrite ions (NO2-). These are reactive species, which due to high oxidation potentials, can damage cell components and trigger inactivation of pathogens. (Hu, et al., 2023), (Xu, et al., 2021).

Most of the listed RONS are not determined in these experiments, but some indications of involvement from RONS exist (Figure 5, Figure 6). Nitrite and ozone concentration in NEO is significantly elevated compared to cow manure, although ozone is drastically reduced within the first 2 hours after sampling. An increase in Oxidation-Reduction Potential (ORP) is one of the observed changes in a solution exposed to the PAW-process; a higher ORP leads to more efficient inactivation of microorganisms (Kasih & et al. , 2022). ORP is measured in one of the experiments in this work, NEO pH 5.5 (Figure 6). pH 5.5 is the highest pH-level tested and the experiment with least effect, and even at this pH level the increase in ORP is significant compared to cow manure. ORP is hereby seen as a possible indication for an increase of RONS in NEO and should be included in future experiments.

An assumption of steady decrease of components actively involved in inactivation of microorganisms leads to an undefined time limit of when exposure in NEO stops having effect. The inactivation must occur in the machine or in first time after production.

Comparison to existing hygienisation methods

Existing hygienisation methods in Norway involve either thermal hygienisation or a combination of thermal and chemical treatment (lime + temperature >55°C). Thermal hygienisation range from rank composting, with total residence time of several years, to thermal hydrolysis, with required residence time of minutes (Ødegaard, et al., 2009). Pasteurisation is among the most abundant methods for hygienising organic slurries requiring a residence time of 30

Enteric viruses Ascaris Salmonella

Figure 7: Temperature vs required exposure time to obtain inactivation of Enteric viruses, Ascaris suum eggs and Salmonella. Data are collected from (Feachem, et al., 1983) .

minutes at temperature >65°C (Ålund & Gentile, 2021), and is likely the most relevant comparison to nitrogen enrichment process with respect to exposure time. Figure 7 shows the relation between temperature and required exposure time in thermal hygienisation to obtain inactivation of enteric viruses, A.suum eggs and Salmonella (Feachem, et al., 1983). Exposure time to inactivate Salmonella and E. coli in this work is in the range 1.35h to 4.6 hours at pH 4.5-5.0, A.suum requires 16-26 hours at pH 4.54.6.

With respect to exposure time the thermal hygienisation method is faster, however, other factors such as reduced odour, reduced GHG-emissions, reduced loss of ammonium and increased fertiliser value from final product are positive contributions when using the plasma-based nitrogen technology for hygienisation.

Conclusion

This set of experiments have demonstrated a hygienisation effect from the plasma-basednitrogen enrichment process, when treating

substrate at low pH (<=5) and a minimum exposure time. The CCPs differ for different substrates, the required exposure times for hygienisation of the studied substrates were:

• 4 hours for NEO produced from cow manure treated to pH 5.0 (tested on Salmonella, E. coli according to the Animal by-product regulation)

• 26 hours for NEO produced from digestate at pH 4.6 (tested on Salmonella, E. coli and A.suum) according to the Fertiliser regulation. A.suum is the test organism requiring long exposure time, Salmonella and E.coli needs 4hours on this pH-level.

Acknowledgments

We thank NMBU for letting us use their E.coli strain ATCC 11775 strain in the tests in this work.

We thank Jan Haug Anonsen (N2 Applied) for great contribution in the process of writing this article.

This work is funded by RFF Oslo (P.nr 322874).

References

Animaliebiproduktforskriften, 2016. Forskrift om animalske biprodukter som ikke er beregnet på konsum (animaliebiproduktforskriften), s.l.: Landbruks- og matdepartementet, Nærings- og fiskeridepartementet.

Chauvin, J., Jdigestateée, F. & Yousfi, M., 2017. Analysis of reactive oxygen and nitrogen species generated in three liquid media by low temperature helium plasma jet.. Science Rep., 7, p. 4562.

Espey, M. et al., 2002. A chemical perspective on the interplay between NO, reactive oxygen species, and reactive nitrogen oxide species.. Annals of the New York Academy of Sciences, 962, pp. 195-206.

Feachem, R., Bradley, D., Garelick, H. & Mara, D., 1983. Sanitation and disease - Health Aspects of Excreta and Wastewater Management, s.l.: World Bank Studiesin Water Supply and Sanitation 3.

Forskrift om organisk gjødsel, 2003. Forskrift om gjødselvarer mv. av organisk opphav, s.l.: Helse- og omsorgsdepartementet, Klima- og miljødepartementet, Landbruks- og matdepartementet.

Graves, D., Bakken, L., Jensen, M. & Ingels, R., 2019. Plasma Activated Organic Fertilizer. Plasma Chemistry and Plasma Processing, 39, pp. 1-19.

Hadinoto, K., Rao, N., Barrales, J. & Zhou, R., 2022. Hybrid plasma discharges for enegy-efficient production of plasma-activated water. Chemical engineering Journal, 25 08, p. 10.1016/j.cej.2022.138643.

Hu, X., Feng, J., Ding, T. & Lv, R., 2023. Correlation analysis of reactive oxygen and nitrogen species (RONS) components in plasma activated water (PAW) and its inactivation of Bacillus cereus endospore. Journal of water process engineering, 12, p. 104332.

Kasih, T. & et al. , 2022. Effect of plasma activated water (PAW) in maintaining the quality of cherry tomatoes. s.l., s.n., p. 012063.

Liu, X., Lendormi, T. & Lanoisellé, J.-L., 2019. Overview of hygienization pretreatment for pasteurization and methane potential enhancement of biowaste: Challenges, state of the art and alternative technologies. Journal of cleaner production, 236, p. 117525.

Lukes, P., Dolozalova, E., Sisrova, I. & Clupek, M., 2014. Aqueous-phase chemistry and bactericidal effects from an air discharge plasma in contact with water: Evidence for the formation of peroxynitrite through a pseudosecond-order post-discharge reaction of H2O2 and HNO2. Plasma sources Science and Technology, 23(01) 02, p. 015019.

Nyvold, M. & Dörsch, P., 2024. Complete elimination of methane formation in stored livestock manure using plasma technology. Front. Sustain. Food Syst, 8, p. 1370542.

Pascual-Benito, M. et al., 2014. Effect of hygienization treatment on the recovery and/orregrowth of microbial indicators in sewage sludge. Journal of Applied Microbiology, 10 11, pp. 1364-5072.

Radi, R., 2013. Peroxynitrite, a Stealthy Biological Oxidant. Journal of Biological Chemistry, 13 09, Issue 288(37), pp. 26464-26472.

Regulation (EC) No. 1069/2009, 2009. Regulation (EC) No. 1069/2009 of the European Parliament and of the Council laying down health rules as regards animal by-products and derived products not intended for human consumption and repealing Regulation (EC) No. 1774/2002 (Animal by-products Regu. Official Journal of the European Union L 300, 14 11, pp. 1-33.

Saveyn, H. & Eder, P., 2014. End-of-waste criteria for biodegradable waste subjected to biological treatment (compost and digestate): Techincal proposal.. EC. JRC Scientific and policy reports

United states Environmental Protection Agency, 2003. Environmental Regulations and Technology - Control of Pathogens and Vector Attraction in Sewage Sludge. [Internett] Available at: https://www.epa.gov/sites/default/files/2015-07/documents/epa-625-r-92-013.pdf

Xu, H. et al., 2021. Subcellular mechanism of microbial inactivation during water desinfection by cold atmospheric.pressure plasma. Water research, Issue 188, p. 116513.

Ødegaard, H., Rusten, B., Storhaug, R. & Paulsrud, B., 2009. Veiledning for dimensjonering av avløpsrenseanlegg, Hamar: Norsk Vann.

Ålund, I. & Gentile, V., 2021. Behandling og disponering av avløpsslam og annet organisk avfall i Norge, s.l.: Carbon Limits AS/ Miljødirektoratet.

RETNINGSLINJER FOR ARTIKLER SOM SKAL FAGFELLEVURDERES FOR PUBLISERING I VANN

For innsendte artikler som skal fagfellevurderes, gjelder følgende:

1. Artikler som skal fagfellevurderes, skal være av vitenskapelig kvalitet. Dette innebærer at artikkelen må presentere ny innsikt i en form som gjør resultatene etterprøvbare og anvendelige i ny forskning. Artikkelen må ha språk og fremstillingsform som gjør den tilgjengelig for forskere som kan ha interesse av den. Artikler som tidligere er publiserte i andre tidsskrifter vil normalt ikke bli akseptert.

2. Artikler skal starte med tittel og enkel biografi slik:

Forsuring av havet

Av Einar G. Hansen

Einar G. Hansen er cand.real. i oseanografi og forsker ved NIVA.

3. Artikkellengde og sammendrag/summary skal ikke være mer enn 25 000 tegn med mellomrom eller 4000 ord ved ordtelling. Artikler skal ha sammendrag av lengde høyst 150 ord, som skal gjengi hovedbudskapet i artikkelen. Artikler på norsk skal ha kort engelsk ”summary” først, i tillegg til norsk sammendrag.

Tittelen på artikkelen skal gjentas på engelsk i starten av summary. Artikler på engelsk skal ha kort norsk ”sammendrag” først, i tillegg til engelsk ”summary”. Tittelen på artikkelen skal gjentas på norsk i starten av sammendrag.

4. Artikler skal leveres redaksjonen som Word-filer. I tekstfilen skal det markeres hvor figurer skal plasseres med figurnummer og figurtekst. Figurer, illustrasjoner, bilder må være av høy kvalitet og leveres som egne filer. Diagrammer, grafer, illustrasjoner produsert i Excel og PowerPoint leveres i originalformat. Illustrasjoner generert som vektorgrafikk (i eps, adobe illustrator e.l), leveres i originalformat, alternativt i høyoppløselig jpeg-format. Fotografier bør ha høyest mulig oppløsning i jpeg-format, fortrinnsvis originalfiler fra kamera. Skanner du inn illustrasjoner bør originalen være av god kvalitet og skannerinnstillingen minst 300 DPI (punkter per tomme) og med farger.

5. Alle påstander og referater av fakta skal ha referanser i egen referanseliste. Det samme gjelder for referert faglitteratur. Referansene skal være ordnet alfabetisk etter forfatternavn. Anerkjennelse av bidragsytere (acknowledgements) til arbeidet plasseres sist i artikkelen før referansene.

6. Det gjelder særskilte frister for artikler som skal fagfellevurderes. Disse er hhv. 1. januar, 1. april, 1. juli og 15. september av hensyn til fagfellevurderingen.

7. Innsendte artikler vil bli fagfellevurdert av minst to eksterne fagfeller innenfor det aktuelle fagfelt. Forfatteren(e) oppfordres til å foreslå kvalifiserte fagfeller, men redaksjonskomiteen står fritt i valget av fagfeller.

Annonser i Tidsskriftet VANN og få gratis profilering på Norsk vannforenings nettsider!

Tidsskriftet VANN og få gratis Norsk vannforenings nettsider!

– Alle annonsører lenkes opp til egne nettsider

Priser:

opp til egne nettsider

En halvsides annonse pr. nr. kr 1 800 170 x 120 mm + 3 mm utfallende alle kanter

En helsides annonse pr. nr. kr 3 000 170 x 240 mm + 3 mm utfallende alle kanter

nr. kr 1 800 170 x 120 mm + 3 mm utfallende alle kanter

Fire halvsides annonser, fire nr. kr 6 600

nr. kr 3 000 170 x 240 mm + 3 mm utfallende alle kanter

Fire helsides annonser, fire nr. kr 11 000

fire nr. kr 6 600

fire nr. kr 11 000

post@vannforeningen.no

Kontakt: post@vannforeningen.no

Vannrensing fra

VANN på nett

Søkbare og nedlastbare artikler fra Tidsskriftet VANN

Norsk vannforening har en nettbasert tjeneste for søk etter artikler i Tidsskriftet VANN. Alle artikler fra og med første nummer i 1966 er tilgjengelige.

Søkemuligheter

Tittel – Tema – Forfatter(e)

Tlf: 22 94 75 00 | post@vannforeningen.no www.vannforeningen.no

egen organisasjon. Når prosjektresultatene benyttes i skriftlig materiale, må kilde

Videresalg/formidling av resultatene utover dette er kun tillatt etter skriftlig avtale med Norsk Vann BA.

Norsk Vann har ikke ansvar for feil eller ufullstendigheter som måtte forekomme i rapporten og kan ikke stilles økonomisk eller på annen måte til ansvar for problemer som måtte oppstå som følge av bruk av rapporten.

NYTT fra Nye verktøy fra Norsk Vann Prosjekt

Norsk Vann BA, Vangsvegen 143, 2317 Hamar Tlf: 62 55 30 30 E-post: post@norskvann.no www.norskvann.no

Norsk Vanns prosjektsystem genererer stadig nye rapporter, veiledninger og andre verktøy på vann- og avløpsfeltet. Prosjektsystemet er fullt ut brukerstyrt, for å sikre at prosjektene har størst mulig aktualitet og nytteverdi. Her kommer en oversikt over nye verktøy siden forrige nummer av VANN. Rapporter kan kjøpes hos Norsk Vann. Rapporter eldre enn 3 år er gratis for alle. De som er med i Norsk Vann Prosjekt eller abonnerer på resultater fra Norsk Vann Prosjekt, kan fritt laste ned rapportene og andre verktøy i pdf-format fra bokhandelen på norskvann.no Juridiske verktøy kan fritt lastes ned på va-jus.no.

Organiske miljøgifter i norsk avløpsslam (Norsk Vann rapport 283/2023)

Det ble analysert en rekke organiske miljøgifter og medisinrester i slam fra 17 renseanlegg/ biogassanlegg over fem måneder i vintersesongen 2022/2023. Dette er samme type undersøkelse som har vært gjennomført med ca. fem års mellomrom siden 1996/97. Analysene har vært gjennomført på månedsblandprøver og for visse forbindelser på stikkprøver. Stoffene som er analysert er PAH16, bromerte flammehemmere (BFH), ftalater (DEHP og DBP), nonylfenol/-etoksilater og andre alkylfenoler, tensider (LAS), perfluorerte alkylstoffer (PFAS), polyklorerte bifenyler (PCB), triklosan, siloksaner, muskforbindelser (galaxolid, tonalid med flere), arsen, solv, bisfenoler, fosfororganiske flammehemmere, UV-stoffer, klorparafiner (MCCP, SCCP, LCCP), medisinrester, tinn-

organiske forbindelser (TBT, TFT, DBT, DOT) og kvartære ammoniumforbindelser (QAC). I tillegg er det analysert på total organisk karbon (TOC) og næringsstoffene nitrogen og fosfor.

Det er viktig å ikke sammenlikne analyseresultater mellom renseanleggene uten at man også tar hensyn til slambehandlingsmetodene som er benyttet. Konsentrasjonen av organiske miljøgifter i et utråtnet slam vil som regel være høyere enn i et råslam, på grunn av nedbrytingen av det lettomsettelige organiske materialet ved utråtning.

Forfattere av rapporten er Liv Bruås Henninge (COWI) og Line Diana Blytt (Norwaste).

Forsidefoto: Lise Marit Brodal (Hias), Ivar Helleberg og Johan Tømte

Mikroforurensninger i avløpsvann – resultater fra innløp- og utløpsvann fra 19 norske avløpsrenseanlegg (Norsk Vann rapport 284/2024)

I forslaget til revidert avløpsdirektiv fra EU som er forventet vedtatt før sommeren 2024, foreslås det et fjerde rensetrinn for fjerning av mikroforurensninger. Kravet vil gjelde alle avløpsrenseanlegg over 150 000 pe, samt anlegg i tettbebyggelser fra 10 000 pe med utslipp til sårbart omrade. Oppfyllelse av kravet skal dokumenteres ved 80 % reduksjon av en rekke indikatorstoffer som er listet opp i Tabell 3 i vedlegg 1 til revidert direktiv. Tabell 3 består av 12 ulike organiske mikroforurensninger som finnes i avløpsvann, og de fleste av disse stoffene er legemiddelrester. For å undersøke hva slags konsentrasjonsnivå norsk avløpsvann har av disse stoffene, samt hvor mye av stoffene som fjernes, inviterte Norsk Vann norske renseanlegg til dette prosjektet for a kartlegge innhold av mikroforurensninger i innløps- og utløpsvann for norske avløpsrenseanlegg.

I denne rapporten presenteres resultater fra undersøkelsen. Det var 19 deltakende renseanlegg og det ble totalt samlet inn 191 prøver. Undersøkelsen viste at alle forbindelsene finnes igjen også i norsk avløpsvann og at dagens renseprosesser i liten grad fjerner de løste

fraksjonene. Snarere kan det se ut som at eventuell partikkelbundet fraksjon løses ut i vannet gjennom renseprosessene.

Forfatter av rapporten er Liv Bruas Henninge (COWI).

Veiledning i bruk av styrt infiltrasjon i vannforsyning (Norsk Vann rapport 286/2024)

Bruk av styrt infiltrasjon til drikkevannsformål er lite utbredt i Norge, i motsetning til våre naboland Sverige og Finland. Metoden har fått ny aktualitet som følge av klimaendringene, som påvirker både vannkvaliteten til norske råvannskilder, vannverkenes leveringssikkerhet og samfunnets behov for lavutslippsløsninger. Rapporten gir en oversikt over kunnskap og driftserfaringer fra bruk av infiltrasjon for vannbehandling og kapasitetsøkning ved norske vannverk, og vurderer potensialet for økt bruk av metoden i Norge. I tillegg kan rapporten brukes som en veileder for prosjektering, bygging og drift av vannforsyningsanlegg der styrt infiltrasjon skal benyttes som vannbehandlingsmetode eller som en metode for økt uttak av grunnvann.

Forfattere av rapporten er Bernt Olav Hilmo og Anna Seither (Asplan Viak), og Hanne Kvitsand (SINTEF).

Strømnings- og utslippsmodellering

Hvordan vil et planlagt tiltak eller utslipp påvirke omgivelsene?

IKM Acona og Ranold bruker det nyeste og beste innen modeller og metodikk for å modellere utslipp og strømmer i sjø.

Hvordan vil et planlagt tiltak eller utslipp påvirke omgivelsene? Hvor bør du plassere utslippspunktet for å minimere miljøbelastningen av utslippet? IKM Acona og Ranold bruker det nyeste og beste innen modeller og metodikk for å modellere utslipp og strømmer i sjø.

Våre tjenester:

Våre tjenester

• Modellering av strøm i sjø/innsjø (f. eks. ved bygging av båthavner, mudring, deponi)

• Modellering av strøm i sjø/innsjø, analyse av endring i vannutskiftning ved tiltak (f. eks bygging av båthavner, mudring, deponi)

• Modellering av ett eller flere utslipp til vann

• Modellering av utslipp til vann

• Spredning og fortynning av utslipp

• Optimalisere utslippsdyp og utslippsarrangement

• Optimalisere utslippsdyp og utslippsarrangement

• Analyser og kart

• Analyse og kart over biologiske ressurser og deres sårbarhet for tiltak eller utslipp

• Vurdering av tiltak eller utslipp sin påvirkning på miljøtilstanden

• Utarbeide søknad om utslipp

• Miljørisikovurdering av akuttutslipp

• Bistand ved saksbehandling hos myndighetene

• Utarbeide søknad om utslipp

• Bistand ved saksbehandling hos myndighetene og hjelp til å svare på offentlige høringer

IKM Acona har lang erfaring med metodeutvikling av risikoanalyser for ytre miljø. Våre miljørådgivere har bakgrunn fra fagfeltene marinbiologi, limnologi, økologi, øko-toksikologi, kjemi og offentlig forvaltning. Vi har inngående kjennskap til forurensningsregelverket, vanndirektivet og naturmangfoldloven. Ranold er et ekspertmiljø på strømningsanalyser og programmering. Sammen leverer vi analyser og rådgivning av høy faglig kvalitet tilpasset kundens behov og myndighetenes krav.

IKM Acona har lang erfaring med metodeutvikling av risikoanalyser for ytre miljø. Våre miljørådgivere har bakgrunn fra fagfeltene marinbiologi, limnologi, økologi, økotoksikologi, kjemi og offentlig forvaltning. Vi har inngående kjennskap til forurensningsregelverket, vanndirektivet, naturmangfoldloven mv Ranold er et ekspertmiljø på strømningsanalyser og programmering Sammen leverer vi analyser og rådgivning av høy faglig kvalitet tilpasset kundens behov og myndighetenes krav.

For mer informasjon eller for å bestille en studie, gå til www.miljoanalyse.no eller kontakt Marte K. Rosnes-Lundgaard, marte.rosnes@ikm.no, mob. +47 980 84 855   eller Marit Kleven, marit.kleven@ranold.com, mob. +47 911 03 561.

For mer informasjon eller for å bestille en studie, gå til www.miljoanalyse.no eller kontakt Marte K. Rosnes-Lundgaard, marte.rosnes@ikm.no mob. +47 980 84 855 eller Marit Kleven, marit.kleven@ranold.com, mob. +47 911 03 561.

Shah Deniz DST

SAMFUNNSLØSNINGER FOR VANN OG MILJØ

Det er Swecos jobb å utnytte den beste fagkompetansen og være din flerfaglige rådgiver innen:

• Konsekvensutredninger

• VA-planer og utredninger

• Vannressursplaner

• Hydrologiske undersøkelser

• VA-modellering

• Avløpsrenseanlegg

• Vannbehandlingsanlegg

• VA-transportsystemer i åpne grøfter

• VA-transportsystemer med grøftefrie løsninger

• Overvannshåndtering

• Miljøundersøkelser

• Miljøøkonomi og -ledelse

www.sweco.no

FORSKNING

Aquateam COWI AS er et forskningsselskap innen vann- og miljøsektoren. Vi driver uavhengig anvendt forskning med støtte fra COWIfonden i tillegg til oppdragsforskning og utviklingsarbeid, og samarbeider med ledende universitetsmiljøer og andre forskningsinstitusjoner.

KONTAKT

Daglig leder

Hanne Bonge-Hansen

ADDRESS

Karvesvingen 2, 0579 Oslo +47 977 32 342 htbo@aquateam.no aquateamcowi.no

NYTT fra

Rapport frå arbeidet i CEN/TC164/WG9

–Kjemikalie til handsaming av drikkevatn

Av Karl-Jan Erstad, Rådgivande Agronomar AS Brussel 2024-05-06_07

Introduksjon

Det 54. standardiseringsmøtet i arbeidsgruppa 9 (WG9) Vassverkskjemikalie fann stad i Brussel hos saltindustrien sin interesseorganisasjon Eusalt i den europeiske hovudstaden, dagsett 6.7. mai 2024.

Arrangementet var organisert som hybridmøte: berre 11 ekspertar hadde tatt den fysiske reisa, men det var inntil 14 deltakarar på webplattform. Totalt var 12 land representerte: Frankrike, Tyskland, Austerrike, Storbritannia, Nederland, Belgia, Italia, Spania, Portugal, Finland, Sverige og Noreg. AFNOR i Paris held sekretariatet, og Frankrike var på alle nivå sterkt til stades. Tyskland var no tilbake med 2 ekspertar i Brussel, og langt fleire på elektronisk plattform. Dei nordiske landa Sverige og Noreg hadde også tatt vegen, og like så Storbritannia, mens Finland deltok no på web.

Mr. Marian Brestovansky, Kellen/EU Salt og som vertskap for møtet, vidare leiaren Dr. Xavier Darok (F) og sekretær Ms. Sara Alvarez (F) i WG9 ønska velkommen til Brussel. Kellen Company er eit rådgivings- og assisterande selskap til EUsalt som fagorganisasjon for saltprodusentane, og også direkte for desse som enkeltkundar under Kellen Company for ei rekke tenester.

Første møtedag var som vanleg særmøte i dei underliggande oppdragsgruppene TG3, TG6 og

TG11, mens andre dag var plenumsmøte i den overordna arbeidsgruppe 9 (WG9).

Ikkje alle leiarane eller andre ekspertar i dei aktive oppdragsgruppene var til stades, men likevel TG2, TG3, TG6, TG8 og TG11. TG4, TG9 og TG12 er enno utan leiar.

Overordna status for WG9

Det er 10 aktive arbeidstema (prosjekt), 25 som har status som ventande arbeidstema, herunder 3 under TG5 (kalkstandardar).

Nicola Helfer (DE, representant for arbeidarverninstituttet KAN) heldt ein presentasjon om produkttryggleik og arbeidartryggleik under sitt virke i Tyskland.

Vassverkskjemikalie har åtvaringar som i Vedlegg B, som inkluderer førstehjelpstiltak. Vidare har vi CLP-spesifikasjonar i hovudteksten (normalt gitt i kapittel 6).

Det er alltid ei fare for motsetnader mellom normative åtvaringar i hovuddelen av standarden og lovreguleringar på EU-nivå og evt. tilleggskrav på nasjonalt nivå.

Mrs. Joanna Hunt (UK) understreka at her vil det vere tilrådingar som også vil kome til nytte for land som er utanfor EU og ikkje er underlagt EU-lovgiving. Og i siste instans står lovgiving over standardane, og ryddar veg i tilfelle konflikt.

Mr. Behrang Gilanpour (SE) meinte at også Vedlegg B gjerne kunne vere normativt, idet dette utgjorde basisen for tryggleiks- og handteringskrav, ikkje maksimumsnivå for tiltak. Dersom enkelte land vil ha strengare krav inn i standarden, kan ein også gi nasjonale tillegg til den europeiske standarden ved nasjonal iverksetting av denne.

Det vart gjort vedtak om å gjennomføre ei høyring på lagnaden for Anneks B, med 3 alternativ: fjerne heile vedlegget, gjere det alternativt normativt kontra informativt. Eit stalltips er at det gjerne går mot at Anneks B skal verte informativt for alle standardane på vassverkskjemikalie.

Al- og Fe-salt til flokkulering

Den finske leiarskapen rapporterte at 4 standardar har vorte publisert 15.02.2023 etter revisjon: EN 891 Jern(III)kloridsulfat, EN 889 Jern(II)sulfat, EN 890 Jern(III)sulfat i løysing og EN 888 Jern(II)sulfat i fast form, alle med versjon 2023, knytt til harmonisering. No har det meldt seg trong for umiddelbar, ny revisjon utifrå nye krav og utvikling gjennom lovgiving og marknad.

EN 14664:2023 Jern(III)sulfat i fast form er under konsultasjon med CEN/BT for aksept av tilkomne, nødvendige modifikasjonar som er tilkomne etter Formell røysting. Dette vert ein dispensasjon frå vanleg revisjonsprosess. prEN 882rev Natriumaluminat, prEN 878rev Aluminiumsulfat og prEN 887rev Aluminiumjern(III)sulfat har status som PWI (førebelse arbeidstema) og er i venteposisjon.

Diskusjon oppstod om kjemiske parametrar (sporelement), 10%-regelen og utfelling i slam i vassverk, sistnemnde som faktisk seinkar innhaldet i sjølve drikkevatnet.

NaCl til innbyting og elektroklorering ved membranteknikk

I augeblinken er det ikkje kome fram nye krav for NaCl-produkt. Trongen for nye standardar og revisjonar kan verte fremja dersom ny oppdateringar i reguleringar dukkar opp. NaClstandardar er ikkje omfatta av oppdateringar i det nyleg reviderte Drikkevassdirektivet i EU.

Svovel-, fosfor- og ammoniumsambindingar

Enno er det ingen leiar for denne oppdragsgruppa, men det er trong for Formell røysting i revisjonsprosessen for EN 12122 Ammoniakk i løysing, og alle ekspertane i WG9 må sjå nøye igjennom tekniske detaljar i denne standarden, på vegne av denne oppdragsgruppa som ikkje har aktive medlemmar.

Kalkprodukt og CO2

Dr. Karl-Jan Erstad (N) la fram resultat av og arbeidet når det galdt 4 standardar på kalkområdet, av di leiaren ikkje var til stades.

Systematisk revisjon av EN 1017 Halvbrent dolomitt var på CEN enquiry i perioden 29.06.21.09.2023. Tidlegare Corrigendum-dokument (rettings-/tilleggsblad) for feil i verdiar for sporelement er no inkludert i denne samla standarden, såkalla konsolidert utgåve. Han skulle alt for eit halvt år sidan ha vore handtert etter dei innkomne kommentarane og vorte klargjort for Formell røysting som eit siste steg.

prEN 936 Karbondioksid var ute på CEN enquiry til 14.05.2023. Merknadane under høyringa var så minimale at full revisjon ikkje vart gjennomført, og han vart vedtatt forlenga i uendra tilstand for nye 5 år. Utgåva av 2013 var den 3. reviderte standarden.

EN 12485 Analysemetodar var ute på CEN enquiry til slutten av april 2024. Det hadde vore gjort ein del modifikasjonar på glødetemperatur (seinking frå 550 oC til 500 oC, kap. 6.2), vidare bruk av glødeskål i glasert porselen i staden for platina. Krav til laboratorievatn er no gitt ved konduktivitet som mål på reinleik, med maks. 0,01 mS/m for vatn med Grad 1 til analysar av størst følsemd, og 0,5 mS/m for vatn med Grad 3 (for alle andre analysar), og med atterhald om at laboratorievatnet ikkje må innehalde forstyrrande spormengder av dei elementa ein skal analysere for. Det er eit eige CEN-vedtak på dette nye kravet for Grad 1, 2 og 3, og utan å vise til EN ISO 3696:1995.

Etter merknader frå fleire kalkfirma i Europa vart det ein framskunda revisjon EN 1018:2021 Kalsiumkarbonat frå 2025 til dette året, og CEN

enquiry går fram til 13.06.2024. Hovudtabellane 1 og 2 for respektive karbonatkrav til ikkjeporøst og porøst materiale, og til ureinleikar (andre mineral), vert stramma inn og tydeleggjort. Karbonatinnhald og andre mineral skal utvitydig vise komplementære verdiar til sum hundre prosent. Spesielt viser dette seg for ureinleikar i tabell 2, og som vert endra frå <12 til <10 % for ikkje-porøs kalsiumkarbonat grad 3. Dette vil så samsvare med sum karbonat på 90% tilhøyrande Grad 3 i tabell 2, som tillét eit visst innhald av magnesium (kalkdolomitt).

Det vil vere på høg tid med eit møte i denne oppdragsgruppa på seinsommaren eller tidleg haust.

Desinfeksjonsmiddel

prEN 901rev Na-hypokloritt har vore på CEN enquiry (Teknisk høyring) fram til 27.04.2023, og det er mange tema som krev diskusjon, seinast denne føregåande dagen 6. mai, og med nytt møte 5. juni.

EN 1278rev Ozon er på CEN enquiry fram til 23.05.2023.

Det er vidare 9 standardar på revisjon, med PWI som må endre status til aktivt arbeidstema:

• prEN 12933rev Trikloroisocyanurinsyre,

• prEN 12931rev Vassfri natriumtrikloroisocyanurat,

• prEN 12926rev Natriumperoksidsulfat,

• prEN 12932rev Natriumdikloroisocyanurat,

• prEN 12876rev Oksygen,

• prEN 12671rev Klordioksid framstilt på staden (in situ),

• prEN 13177rev Metanol,

• prEN 13194rev Eddiksyre

• og prEN 13176rev Etanol.

Det har kome ut klordioksid på marknaden og som ikkje er framstilt på bruksstaden (in situ) som prEN 12671, og med endringar i produksjons- og leveranseform må det utan tvil kome opp ein ny standard, ikkje tilstrekkeleg med eit modifisert Føremål (1 Scope) i prEN 12671.

Skaldannings- og korrosjonshindrarar

For prEN 15039rev Antiskaldanning for membranar – Polykarboksylsyre og -salt og prEN 15040rev Antiskaldanning for membranar –Fosfonsyre og -salt er ein i PWI-tilstand, og ventar på aktivering til WI (aktivt arbeidstema).

Når det gjeld NWIP Antiskaldanning for membranar – Sitronsyre, må det organiserast møte i juni, september og november/desember 2024. Noreg er aktivt deltakande, med spesiell interesse av fjerning av fellingar på membranar i situasjonar med overmetting med kalk.

Organiske hjelpemiddel til koagulering

5 standardar vart publiserte i september 2023. Det galdt EN 1405 Natriumalginat, EN 1407 Anioniske og ikkje-ioniske polyakrylamid, EN 1408 Poly(diallyldimetyl-ammoniumklorid), EN 1409  Polyamin og EN 1410 Kationiske polyakrylamid

Uorganiske støtte- og filtermateriale

Trass i manglande leiar er det likevel fleire aktive ekspertar, med webmøte annankvar månad, og det ligg føre mange revisjonsoppgåver.

prEN 17978 Glasseng og glasgranulat for drikkevatn og symjebassengsvatn har vore ute på CEN enquiry (Teknisk høyring), og kommentarane er under handsaming.

prEN 12901-04 og -07 og -09 under arbeid. Dette er ei rekke standardar framleis med PWI-status, og må aktiverast, og det med éin gong utifrå tidlegare sette fristar.

prEN 12901rev Uorganiske støtte- og filtermateriale – Definisjonar, og prEN 12902rev Uorganiske støtte- og filtermateriale – Testmetodar er alt sett under prioritert arbeid ved TG9 sine webmøte.

Vi kan rimelegvis unngå ringtestar på desse standardane, så lenge metodane sin funksjonalitet og validering ikkje vert trekte i tvil.

Kjemikalie for symjebasseng

EN 15074 Ozon (for symjebasseng og spa) og EN 15077 Natriumhypokloritt (for symjebasseng og spa) må ut på CEN Enquiry, og må fullførast i 2025.

Systematisk revisjon for komande år

Systematisk revisjon for komande år vert gjort gjeldande for minst 19 standardar med start frå 15.07.2024:

• EN 1209:2003 Natriumsilikat

• EN 14456:2004 Beintrekol

• EN 885:2004 Polyaluminium-kloridhydroksid-silikat

• EN 886:2004 Polyaluminium-hydroksidsilikat-sulfat

• EN 1198:2005 Natrium-dihydrogen-ortofosfat

• EN 1199:2005 Dinatrium-hydrogen-ortofosfat

• EN 1200:2005 Trinatrium-ortofosfat

• EN 1201:2005 Kalium-dihydrogen-ortofosfat

• EN 1202:2005 Dikalium-hydrogen-ortofosfat

• EN 1203:2005 Trikalium-hydrogen-ortofosfat

• EN 1204:2005 Kalsium-tetrahydrogenbis(ortofosfat)

• EN 1205:2005 Dinatrium-dihydrogenortofosfat

• EN 1206:2005 Tetranatrium-ortofosfat

• EN 1207:2005 Tetrakalium-ortofosfat

• EN 1212:2005 Natrium-polyfosfat

• EN 12905:2012 Ekspandert aluminiumsilikat

• EN 15029:2012 Jern(III)-hydroksid-oksid

• EN 12906:2012 Pimpstein

• EN 12910:2012 Granat

• EN 12912:2012 Barytt

• EN 12913:2012 Diatoméjord i pulver

• EN 12914:2012 Perlitt i pulverform

• EN 12386:2012 Koparsulfat

• EN 12173:2012 Natriumfluorid

• EN 12911:2013 Mangangrønsand

Neste møte

Neste møte i CEN/TC164/WG9 vert onsdag 14. mai 2025 i Stockholm.

Møte i TG3, TG6 og TG11 vert som ordinært haldne dagen i førekant.

• Service

Tlf.

Samarbeidspartnere:

RETNINGSLINJER FOR ARTIKLER TIL TIDSSKRIFTET

VANN

For artikler som ikke skal fagfellevurderes og annet fagstoff som ønskes tatt inn i VANN, gjelder følgende:

1. Artikler og annet fagstoff skal leveres redaksjonen som Word-filer.

2. Artikler skal starte med tittel på artikkel og enkel biografi (utdanning, nåværende yrkestittel og arbeidssted).

3. Artikkellengde skal ikke være mer enn 25 000 tegn med mellomrom eller 4000 ord ved ordtelling. Lange artikler skal ha sammendrag. Sammendraget skal inneholde høyst 150 ord, og skal gjengi hovedbudskapet i artikkelen. Artikler som inneholder referanser skal ha referanseliste der referansene er ordnet alfabetisk etter forfatternavn. Figurer og bilder bør så langt mulig leveres som originalfiler, i Excel, PowerPoint eller høyoppløselig jpeg-format.

Artikler basert på innlegg fra foreningens fagtreff/seminarer kan presenteres i «kortform» (600 til 1000 ord). Artikkelen bør da fokusere på formidling av erfaringer/vurderinger. Artikkelen bør innledningsvis kort beskrive bakgrunn for innlegget og deretter i et antall avsnitt oppsummere de erfaringene/vurderingene som er formidlet i innlegget. Illustrasjoner hentet fra innlegget holdt under fagtreff/ seminar kan/bør brukes som illustrasjoner i artikkelen også ved slik publisering. Artikler og annen innsendt tekst som ikke er fagfellevurdert står for forfatternes/ innsendernes egen regning.

4. Fotografier og andre illustrasjoner skal ha referanse til rettighetshavere når dette ikke er forfatteren selv.

5. Det forutsettes at forfatteren selv har kvalitetskontrollert språket ved å la f.eks. en kollega lese gjennom artikkelen eller ved minst å kjøre stavekontroll. Artikler sendes normalt ikke til forfatterne for korrektur

6. Frister for slikt fagstoff til VANN er hhv. 15. februar, 15. mai, 1. september og 1. november. Redaktøren vil i sin kontakt med aktuelle bidragsytere kunne sette andre frister for å sikre utgivelse til rett tid.

For innsendte artikler som skal fagfellevurderes gjelder egne frister og krav. Se RETNINGSLINJER FOR ARTIKLER SOM SKAL FAGFELLEVURDERES FOR PUBLISERING I TIDSSKRIFTET VANN.

Beskyttelse mot oversvømmelser og forurensning

Beskyttelse mot oversvømmelser og forurensning

Beskyttelse mot oversvømmelser og forurensning

Beskyttelse mot oversvømmelser og forurensning

MFTlevererprodukterforregnvannshåndtering -frakildetilutslipp.Vitilbyrsmarte,driftssikre ogdokumenterteløsningersomgirhydraulisk kontrollogredusererrisikoforoversvømmelser ogforurensning.Sortimentinkluderer standardiserteprodukterogskreddersydde løsninger.Viprodusererenstorandelavvåre produkteriNorge.Etomfattendelagerutvalgav ferdigeprodukterogkomponenterpåeget verkstedsørgerforrasklevering-selvav tilpassedeløsninger.Lesmerpå mft.no

MFTlevererprodukterforregnvannshåndtering -frakildetilutslipp.Vitilbyrsmarte,driftssikre ogdokumenterteløsningersomgirhydraulisk kontrollogredusererrisikoforoversvømmelser ogforurensning.Sortimentinkluderer standardiserteprodukterogskreddersydde løsninger.Viprodusererenstorandelavvåre produkteriNorge.Etomfattendelagerutvalgav ferdigeprodukterogkomponenterpåeget verkstedsørgerforrasklevering-selvav tilpassedeløsninger.Lesmerpå mft.no

MFTlevererprodukterforregnvannshåndtering -frakildetilutslipp.Vitilbyrsmarte,driftssikre ogdokumenterteløsningersomgirhydraulisk kontrollogredusererrisikoforoversvømmelser ogforurensning.Sortimentinkluderer standardiserteprodukterogskreddersydde løsninger.Viprodusererenstorandelavvåre produkteriNorge.Etomfattendelagerutvalgav ferdigeprodukterogkomponenterpåeget verkstedsørgerforrasklevering-selvav tilpassedeløsninger.Lesmerpå mft.no

MFTlevererprodukterforregnvannshåndtering -frakildetilutslipp.Vitilbyrsmarte,driftssikre ogdokumenterteløsningersomgirhydraulisk kontrollogredusererrisikoforoversvømmelser ogforurensning.Sortimentinkluderer standardiserteprodukterogskreddersydde løsninger.Viprodusererenstorandelavvåre produkteriNorge.Etomfattendelagerutvalgav ferdigeprodukterogkomponenterpåeget verkstedsørgerforrasklevering-selvav tilpassedeløsninger.Lesmerpå mft.no

Mengderegulatorer

Miljø-og Fluidteknikk AS

Mengderegulatorer

Mengderegulatorer

Miljø-og Fluidteknikk AS Mengderegulatorer

Tilbakeslagsventiler

Tilbakeslagsventiler

Tilbakeslagsventiler

Tilbakeslagsventiler

Nivåregulatorer

Nivåregulatorer

Nivåregulatorer

Nivåregulatorer

Stengeventiler

Stengeventiler

Stengeventiler

Stengeventiler

Partikkelavskillere

Miljø-ogFluidteknikkAS

Miljø-ogFluidteknikkAS

Miljø-ogFluidteknikkAS

Miljø-ogFluidteknikkAS

Partikkelavskillere

Partikkelavskillere

Partikkelavskillere

Avløpsrenner

Avløpsrenner

Avløpsrenner

Avløpsrenner

Miljø-og Fluidteknikk AS

Miljø-og Fluidteknikk AS

Returadresse:

Postboks 2312 Solli

0201 Oslo

DET HANDLER OM Å HOLDE PROSESSEN I GANG

Skruesentrifugalpumper

Rørarmaturer og slamsamlere

Husvannmålere - fjernavlesning

Nivå og mengde/flowmålere

Ventiler

Clamp-on mengdemålere

Monotm Eksenterskruepumper, munchere for mekanisk bearbeiding av slam

Omrører

Vann og avløpspumper

www.axflow.no, axflow@axflow.no

Telefon: 22 73 67 00