Issuu

Nr. 2 2025 I 60. årgang

Norwegian Journal of Water

VANN

Norwegian Journal of Water

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, 2025 – 60. årgang ISSN 3084-1119

LEDER

FAGFELLEVURDERTE ARTIKLER

Restaureringssuksess i norske vassdrag med dårlig vannmiljø og begrenset handlingsrom for fysiske restaureringstiltak; eksempel på beste praksis fra Leirelva i Trondheim

Effects of experimental approach on performance of physical pipe culvert models and implications for use of results at prototype scale

Grunnvannsbasert varmepumpeanlegg for lokal, grønn og konkurransedyktig matproduksjon Christian Rekve Bryn, Jørn Stene, Anders Sand, Oddmund Soldal og Bjørn Frengstad ................

CPTU temperature sounding:

The potential to identify flowing groundwater by thermal anomalies

Sondre Gjengedal, Priscilla Paniagua & Martin Keiserås Haugen ........................................ 144

Sturgeons (Acipenser spp.) in the Nordic region: A comprehensive review of the species’ biology, immigration history, threats, and restoration measures

Morten Kraabøl 158

Trykkslag i vannledningsnettet og potensiale for mikrobiell forurensning. Case Study: Bergen

Sam Alaya, Sandra McCarley, Siv Henriksen og Tor-Arne Torsvik 175

RETNINGSLINJER FOR ARTIKLER SOM SKAL FAGFELLEVURDERES

ØVRIGE ARTIKLER

Miljøtilstanden i indre Oslofjordikke bare en effekt av lokale kommunale utslipp av næringssalter

Oddvar Lindholm, Jan Magnusson og Bengt Herning 191

Biofilter for rensing av avløpsvann fra overløp. Erfaringer ved bruk av jord og vegetasjon i tre anlegg i Tyskland for mulig bruk i Norge

Anette

En fjord er ikke

en fjord

Rapport

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:

Aluminiumbaserte fellingsmidler:

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 ALS - Aluminiumsulfat løsning

Kemira PAX - Polyaluminiumklorid løsning

Kemira ALS - Aluminiumsulfat løsning

Kemira PAX-XL - Polyaluminiumsalter løsning

Kemira AVR - Aluminiumsulfat granulat

Kemira PAX - Polyaluminiumklorid løsning

Organiske polymerer:

Kemira PAX-XL - Polyaluminiumsalter løsning

Superfloc - Organiske flokkulanter og koagulanter

Organiske polymerer:

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.

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

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

Vannforskriften og frivilligheten

De regionale vannforvaltningsplanene med tilhørende tiltaksprogram oppdateres hvert sjette år. Arbeidet følger en fast syklus, og vi er nå inne i andre planperiode (2022-2027). Forberedelsene til tredje planperiode er startet, ved at regionale planer for vannforvaltning skal oppdateres for neste planperiode (2028- 2033). Forslag til planprogram og dokument som beskriver hovedutfordringene for vannet i elver, innsjøer, grunnvann og kystvann er nå på høring, fram til 30. juni 2025. Fram til da kan alle komme med innspill på hva som er de største utfordringene og hva som bør prioriteres i arbeidet med å ta vare på vannet vårt. Høsten 2026 skal forslag til regionale vannforvaltningsplaner og tiltaksprogram høres, før planene vedtas i Fylkestingene innen utgangen av 2027, med endelig godkjenning av Regjeringen våren 2028. Et omfattende og grundig arbeid med andre ord, med mange aktører involvert.

Norge har fått ros for måten vannforvaltningsarbeidet er organisert på, med samordning på tvers av myndigheter og nivåer, bred medvirkning og sterk lokal forankring.

EUs vanndirektiv og vannforskriften har bidratt positivt til å løfte norsk vannforvaltning. Og med de etablerte vannregionene og vannområdene, og – ikke minst – med kommunene og fylkenes vilje til å ansette vannområdekoordinatorer, er vannforskriftsarbeidet ivaretatt, i alle fall et stykke på veg.

Likevel er det en fare for fremmedgjøring av folk flest når mesteparten av arbeid og informasjon foregår på premissene til de mange profesjonelle aktørene, som gjerne kommuniserer -

først og fremst seg imellom - på det som for de uinnvidde framstår som et byråkratisk, dokumentrikt og ugjennomtrengelig stammespråk. Dermed risikerer en å gå glipp av både det viktige folkelige engasjementet og eierskapet til det som vi liker å omtale som vannet vårt. Hva kunne vært oppnådd dersom kunnskap om vannet hadde blitt formidlet på en måte som også inviterer til et bredere folkelig engasjement?

Gjennom media kan en se oppslag om vassdrag som er ødelagt av fysiske inngrep og om elver og kystområder med betydelig forsøpling. Det er en utbredt oppfatning at det er kommunen som skal ordne opp i slike tilfeller. Dette stemmer delvis, men mange kommuner har ikke ressurser eller vilje til å følge opp dette arbeidet. Heldigvis finnes det noen som bidrar. Vi skal derfor være klar over - og sette større pris på - alle de frivillige organisasjonene som bidrar med en betydelig mengde ulønnet arbeid for å rydde søppel langs elvekanter og strender, legge ut gytegrus og mye mer!

Vi vil derfor slå et slag for frivilligheten og det brede, folkelige engasjement for vannet vårt. Uten det vil vi vanskelig nå målet om god vannkvalitet, og det vil være vanskelig å få oppslutning om nødvendigheten av tiltakene.

Redaksjonskomiteen

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

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.

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.

norconsult.no/vann

Redaksjonskomiteen for Tidsskriftet Vann / Norwegian Journal of Water

Susanne Hyllestad (komiteens leder) har doktorgrad fra UiO med vannbårne utbrudd som tema, og er sivilingeniør i vann- og miljøteknikk fra NTNU. I tillegg har hun en mastergrad i vannforvaltning ved Senter for Utvikling og Miljø ved UiO. Hun leder seksjon for zoonoser og vann ved Folkehelseinstituttet, og har erfaring som rådgivende ingeniør og humanitærarbeider både nasjonalt og internasjonalt. Hun er Folkehelseinstituttets representant i nasjonalt utvalg for vannforsyningsberedskap.

Arne Harr er sivilagronom fra NMBU og har 22 års erfaring fra VEAS med varierte oppgaver innen drift og forvaltning, tilførsel til anlegget, utnyttelse av ressursene i avløp og resipientovervåkning. Fra 2012 har han jobbet som rådgiver hos Norsk Vann, der arbeidsområdene er avløpshåndtering, utnyttelse av ressurser i avløp og slam, miljøgifter og bærekraft. Medlem av nasjonal referansegruppe for gjennomføring av Vannforskriften. Leder av Wastewater Resources Working Group i Eur Eau og sekretær for nasjonalkomiteen for IWA.

Hege Hisdal har doktorgrad i hydrologi fra UiO og har jobbet med varsling av flom og konsekvenser av tørke. Jobber i dag som direktør ved Hydrologisk avdeling hos Norges Vassdrags- og Energidirektorat. I tillegg sitter hun i styret for Norsk klimaservice-

senter og International Centre for Hydropower Faglige interesser er klimaendringer og hydrologi, herunder flom og tørke, forebygging av skade fra naturfarer, og klimatilpasninger.

Ingvild Tandberg er sivilingeniør i prosesskjemi og miljøkjemi fra NTNU. Har jobbet med avfallsbransjen og offentlig forvaltning med vann, natur og forurensning som tematikk. Jobber nå som vannområdekoordinator/ -leder i vannområde Indre Oslofjord vest.

Isabel Seifert-Dähnn har doktorgrad i økonomi fra Tyskland og bakgrunn innen miljøvitenskap. Jobbet tidligere i GFZ Helmholtz Centre for Geosciences før hun ble forsker/seniorforsker i NIVA i 2009. Har forsket på økonomiske, politiske og samfunnsrelevante aspekter ved klimatilpasning, overvannshåndtering, naturbaserte løsninger og vannforvaltningen, både i Norge- og i utlandet. Fra 2024 er hun forskningsleder til seksjon «Vann- og samfunn» i NIVA.

Kim Haukeland Paus har doktorgrad fra Norges Teknisk-Vitenskapelige universitet innen vann- og avløpsteknikk. Har jobbet 10 år som konsulent i COWI AS og Asplan Viak. Fra 2020 jobber han som førsteamanuensis innen vann og miljøteknikk ved NMBU. Innehar bred erfaring og kunnskap om overvannshåndtering, klimatilpasning, og naturbaserte løsninger.

Redaktøren har ordet

I en tid der vannets rolle i samfunn og natur får økende oppmerksomhet, trer behovet for tverrfaglig innsikt og kunnskapsdeling tydelig frem. Tidsskriftet VANN / Norwegian Journal of Water har i en årrekke vært en samlende arena for fagfolk, forskere og forvaltere med interesse for alt som berører vannets kretsløp; fra nedbør til grunnvann, fra avløpssystemer til vassdragsøkologi. Dette nummeret er intet unntak. Det favner bredt, og speiler kompleksiteten i de utfordringer og løsninger som det vannfaglige miljøet står overfor.

Denne utgavens jubileumsartikkel handler om den vellykkede restaureringen av Leirelva og er et bevis på at naturrestaurering nytter. Leirelva, som er et lite og urbanpåvirket vassdrag i Trondheim, har på få år blitt et forbilde for vellykket naturrestaurering. Med omfattende tiltak som utlegging av gytegrus og stor stein, er elva forvandlet fra å være nedslammet og lavproduktiv til å bli et av Norges mest fiskerike småvassdrag. Samtidig har bunndyrsamfunnet fått tilbake sitt mangfold.

Dette viser at fysisk habitatforbedring kan skape store økologiske forbedringer, selv under fortsatt påvirkning fra forurensning fra urbane omgivelser. Leirelva har fått tilbake sine naturlige strukturer, og økologien responderer umiddelbart. Restaureringen har gitt elva evne til å tåle ekstremvær og økt partikkelbelastning, og

demonstrerer hvordan motstandsdyktighet mot klima- og naturutfordringer kan styrkes.

Prosjektet er også et direkte svar på Naturavtalen, som krever restaurering av ødelagt natur og styrket økologisk motstandskraft. Leirelva viser at målrettede tiltak, også i små vassdrag, gir store gevinster for biologisk mangfold, klimaforvaltning og økologisk tilstand.

Men innsatsen må ikke stoppe her. Leirelvaprosjektet avslører også svakheter i dagens klassifiseringssystemer, som friskmelder vassdrag før de er reelt restaurert. Erfaringene herfra må danne grunnlag for nasjonal oppskalering av tiltak, med tydeligere krav til reell økologisk funksjon.

Flere artikler i dette nummeret illustrerer hvordan praktisk teknologiutvikling og anvendt forskning går hånd i hånd med grunnleggende naturvitenskap. I artikkelen om fysiske modellforsøk med rørkulverter, får vi innsikt i hvordan eksperimentelle tilnærminger påvirker resultatene og hvordan slike forsøk kan tolkes i fullskala prosjekter.

På drikkevannssiden belyses trykkslag i ledningsnett og de potensielle farene dette kan medføre for mikrobiell forurensning og risiko for folkehelsen. Dette er et tema som ikke bare berører teknisk drift, men også samfunnets tillit til sikker vannforsyning.

I artikkelen om grunnvannsbaserte varmepumpeanlegg for lokal og bærekraftig matproduksjon kobles hydrogeologi, energiteknologi og matsikkerhet sammen på forbilledlig vis. Med stadig økt fokus på lokal ressursutnyttelse og klimavennlige energiformer, viser artikkelen

hvordan vannfaglige løsninger kan bidra langt utenfor det tradisjonelle VA-feltet.

Grunnvannet er også tema i artikkelen om termisk sondering med CPTU, der potensialet for å kartlegge strømmende vann ved hjelp av temperaturanomalier undersøkes. Dette illustrerer hvordan ny måleteknologi kan gi bedre beslutningsgrunnlag i forvaltningen av underjordisk vanninfrastruktur. Disse er ofte de mest oversette og mest sårbare vannressursene.

Et miljøpolitisk blikk rettes mot indre Oslofjord, der vi minnes om at tilstanden i fjorden ikke bare skyldes lokale utslipp. Fjordens økologi er et resultat av summen av påvirkninger fra hele nedbørsfeltet, inkludert atmosfæriske avsetninger og langtransportert forurensning. Dette peker på behovet for helhetlig kystforvaltning, og understreker verdien av å forstå fjordene som integrerte resipienter, og ikke avgrensede avløpspunkter.

I tillegg presenteres erfaringer med biofiltrering fra tyske anlegg for håndtering av overløpsvann, en tematikk som er høyaktuell i møte med klimaendringer og hyppigere nedbørshendelser. Løsningene baserer seg på bruk av

jord og vegetasjon, og illustrerer hvordan naturlige prosesser kan inngå som effektive rensetrinn i urbane avløpssystemer.

Det er også et innlegg som stiller kritiske spørsmål ved forvaltningens rolle som garantist for rettssikkerhet og etterlevelse av regelverk på vannområdet. Det minner oss om at vannfag ikke bare handler om teknologi og miljø, men også om institusjoner, forvaltningspraksis og demokratiske strukturer.

Felles for alle disse artiklene er at de demonstrerer VANN / Norwegian Journal of Water sin rolle som brobygger mellom forskning og praksis, mellom natur og samfunn, mellom teknologi og økologi. Tidsskriftet skal bidra til at kunnskap får fotfeste, ikke bare i litteraturen, men også i planlegging, beslutninger, forvaltning og praktisk virksomhet.

Vi håper leserne finner både faglig nytte og inspirasjon i dette nummeret. Og vi inviterer dere alle til å bidra med artikler, innspill og engasjement i det videre arbeidet med å forstå, forvalte og forbedre våre vannmiljøer.

Morten Kraabøl

Sewage, oh

Your rain with

why with rain dilute?

sewage why pollute?

Each will the other spoil: To mix them is the great mistake; Your rainfall to the river take, Your sewage to the soil.

Design, Petter Wang

- Punch, 1858

Restaureringsuksess i norske vassdrag med dårlig vannmiljø og begrenset handlingsrom for fysiske restaureringstiltak – eksempel på beste praksis fra Leirelva i Trondheim

Av Morten A. Bergan og Terje H. Nøst

Morten A. Bergan (Cand. scient) er ferskvannsøkolog og forsker 1 ved Norsk institutt for naturforskning i Trondheim. Terje H. Nøst (Cand. real) er ferskvannsøkolog og naturforvalter ved Klima- og miljøenheten i Trondheim kommune.

Summary

Restoration success in Norwegian watercourses with poor ecological status and limited scope for physical measures – A best-practice example from the Leirelva River in Trondheim. Leirelva, a tributary to Nidelva in Trondheim, is highly urbanized. The river’s 2.4-kilometer-long anadromous stretch has hydromorphological alterations in and along the riverbed, and suffers from unstable water quality, particle pollution and riverbed siltation problems. However, in 2024 the river was one of Norway’s most productive salmon and sea trout rivers per square meter, yielding an average total juvenile fish density (trout and salmon, all age classes) of 551 fish per 100 m² for the river’s entire anadromous stretch. Despite little change in measured water quality and observed particle pollution, macroinvertebrate benthic monitoring also showed a significant increase in biological diversity of clean-water-requiring mayflies, stoneflies, and caddisflies, with an increase in total macroinvertebrate benthic production, and an improvement in ecological status (from “Poor/Moderate” to “Good”). Despite the extensive present

sum of human impacts, degraded ecological status and limited room for full -scale naturlike restoration: How was this possible? A restoration plan developed in 2021-/22 identified bottlenecks for salmonid fish and macroinvertebrate benthic fauna. Restoration measures within the riverbed were proposed and implemented for the entire anadromous stretch of the river. From 2021/22 to 2024 the river was supplied with approximately 1600 m³ of spawning substrate (small river stones/gravel) and about 500 large stones (diam. 0,5- 1m), while physical/technical impacts (manmade fish migration obstacles) in the riverbed were removed or altered to allow easier fish migration. The combination of supplying sufficient amounts of spawning gravel and placement of numerous large stones has provided many waters ecological benefits reflected in the results. The river’s recipient capacity (i.e. ability to “selfpurify”) has increased, allowing it to handle the current particle pollution and riverbed siltation problems better. New microhabitats for benthic organisms and fish juveniles have been created

in the riverbed. The presence of large stones is also linked to recordings of a new species of caddisfly previously unrecorded in the river. Large stones and spawning gravel have formed preferred spawning areas for salmonids. Buried eggs are not washed out during extreme weather conditions, e.g. during flooding and ice breakup/ ice drift, or riverbed freezing or drying out during winter or at low water levels. New spawning areas for salmonids are not as quickly silted, thanks to the variation in hydrology and the more favorable water flows and currents associated with the large stones. During floods, pockets of slow-moving water form along the river bottom, where both eggs, young of the year fish and older juvenile fish survive very well in channelized river stretches that previously had poor survival rates. Large stones have also provided new resting and shelters for spawning fish before, during, and after migration and the spawning season, and it is harder for predators (such as otters, minks and humans) to catch the spawning fish. Norway has many anadromous streams and river with diagnoses and restoration needs similar to those of Leirelva. These are watercourses that have been channeled and altered from their natural state, where smaller natural river stones/gravel, large stones, woody debris and riparian vegetation are missing. This makes them low-productive for salmonids and limits the biological diversity of macroinvertebrate benthic fauna and other aquatic or waterassociated animals. The result of the restoration of Leirelva and similar streams or rivers in Norway shows that expectations for juvenile fish density from density-based assessment systems for ecological status are set too low, according to the Norwegian implementation of the Water Framework Directive. The environmental goal of “Good” ecological status, requiring no restoration or other mitigation measures, is therefore achieved in streams and rivers with highly reduced salmonid populations and significant human impacts. We recommend that Norwegian restoration practices follow the restoration approach of Leirelva, regardless of the cause of the diagnosis

(hydropower, agriculture, forestry/logging, timber floating, roads, urbanization/residential area development or other human activities). The combination of adding spawning substrates and larger stones in a sufficiently large enough quantity in such watercourses is crucial to achieving a sufficiently good water ecological effect for fish and other water-associated fauna. By following a “seven-step” stream/river restoration approach based on our experience from Leirelva, a successful outcome is more likely, and environmental goals can be achieved.

Sammendrag

Leirelva, et sidevassdrag til Nidelva i Trondheim, er sterkt urbanisert. Elvas 2,4 kilometer anadrome strekning har ulike hydromorfologiske inngrep og endringer i og langs elveløpet, og utfordringer med ustabil vannkvalitet, partikkelpåvirkning og nedslamming. I 2024 var elva likevel en av norges mestproduserende laks- og sjøørretelv målt per kvadratmeter, og bunndyrfaunaen var tallrik og mangfoldig, dominert av rentvannskrevende bunndyrformer. Hvordan var dette mulig? En tiltaksplan utarbeidet i 2022 identifiserte flaksehalser for laksefisk og vannlevende bunndyr, og et stort omfang av restaureringstiltak innenfor dagens elveløp ble foreslått for hele anadrom strekning av elva. I løpet av en tre-/fire-årsperiode (2021/22 til 2024) ble elva tilført omlag 1600 m³ gytesubstrat (små elvestein) og om lag 500 store stein, samtidig som fysisk/tekniske inngrep i elvestrengen ble fjernet eller endret for å gi lettere fiskevandringer. Ungfisktettheten av ørret og laks økte i perioden. I 2024 var en gjennomsnittlig samlet ungfisktetthet (ørret og laks, alle årsklasser) 551 fisk per 100 m² for elvas anadrome strekning. Til tross for lite endring i målt vannkvalitet og fortsatt stor partikkelpåvirkning, viser bunndyrovervåking i 2024 en stor økning i biologisk mangfold av rentvannskrevende døgn-, stein- og vårfluer, økt samlet bunndyrproduksjon og forbedring av økologisk tilstand (fra «Dårlig/Moderat» til «God»). Et stort næringstilbud av bunndyr gjennom året er en viktig medvirkende årsak til at elva holder høyt

Foto 1: Leirelvas opprinnelige naturtilstand ved samløp med Nidelva i 1875. Fotograf: Knud Knudsen.

Kilde: Spesialsamlingene ved Universitetet i Bergen. Nettside: https://marcus.uib.no/

produksjonsnivå av ungfisk i 2024. Kombinasjonen av å tilføre nok gytesubstrat og stor stein har gitt store vannøkologiske fordeler som gjenspeiles i resultatene. Elvas resipientkapasitet har økt, slik at den bedre håndterer dagens partikkelforurensning. Nye mikrohabitater for bunndyr og ungfisk har blitt skapt i elvebunnen. Utlegg av stor stein i elva er knyttes også til påvisning av en ny vårflue-art som aldri tidligere er registrert i elva. Gytesubstrat og stor stein har dannet nye, foretrukne gyteområder for laksefisk. Nedgravd rogn blir ikke skylt ut under ekstreme værforhold (flom/isgang), og unngår bunnfrysing og uttørking om vinteren eller ved lav vannføring. Gyteområder slammes i mindre grad igjen, takket være økt variasjon i hydrologi knyttet til strømmingsbildene rund utlagt stor stein. Under flommer dannes rolige lommer langs elvebunnen, hvor både egg, yngel og eldre ungfisk overlever vesentlig bedre enn før restaurering. Store steiner har også gitt nye hvile- og skjulesteder for gytefisk før, under og etter vandring og i gyteperioden, og det er vanskeligere for rovdyr (som oter, mink og mennesker) å fange gytefisken. Resultatene fra Leirelva viser at en generell forventning til ungfisktetthet (tetthetsbaserte vurderingssystemer for økologisk tilstand) er satt altfor lavt. Miljømålet «God» økologisk tilstand, uten krav til

restaureringstiltak, oppnås derfor i vassdrag med for stor menneskelig påvirkning og bestandsreduksjon av fisk. Norge har svært mange anadrome vassdrag med påvirkninger, diagnoser og restaureringsbehov som Leirelva. Dette er både små og store vassdrag som mangler naturlig elvestein og -grus, storstein, dødt trevirke og kantvegetasjon. Dette gjør dem lavproduktive for fisk, og begrenser øvrig biologisk mangfold av vanntilknyttede dyr. Vi anbefaler at tiltaks- og restaureringspraksis følger Leirelvas restaureringsoppskrift, uavhengig av årsak (vannkraft, landbruk, skogsdrift, tømmerfløting, gruvepåvirkning, vei, boligområder eller andre menneskelig aktiviteter).

Innledning

Leirelva er et sidevassdrag til Nidelva i Trondheim. Nidelva er kjent for en storvokst laks- og sjøørretbestand (Fremstad & Thingstad 2007), og Leirelva i en naturtilstand (foto 1) har hatt en nøkkelrolle for denne sjøørretbestanden (Grande 1965, Koksvik 1999, Bergan & Nøst 2022).

Leirelva har et samlet nedbørfelt på 40,1 km² (Reinemo 2015), med kilder fra innsjøer i Bymarka vest for Trondheim. Elva drenerer etter hvert boligområder og veier ved Byåsen før utløp i Nidelva. Naturlig anadrom strekning i Leirelva er om lag 2,4 kilometer, opp til en

naturlig foss (figur 1), og har hatt et svært dårlig vannmiljø i mer enn 100 år.

Fra 1880-årene ga utslipp fra industri, kloakk- og avløpssystem helsefarlig vannkvalitet i anadrom strekning (Anonym 1913, 1915, 1924a, 1924b, 1926a, 1926b). Vannmiljøet ble heller ikke bedre med raskt økende urbanisering, byutvikling og kloakkutslipp etter andre verdenskrig (Grande 1965, Bergan & Nøst 2017). Boligutvikling og veiprosjekter krevde stadig mer plass. Elvestrekninger i Leirelva ble flyttet og lagt i rør, samtidig som elva ble grøftet ut, erosjonsikret, kanalisert og avsmalnet (Bergan & Nøst 2022, 2024). Kantvegetasjon og naturlig elvestein i ulike størrelser ble litt etter litt fjernet fra elva i denne prosessen, og dypere kulper fylt igjen (Bergan 2025a). Vannhastigheten ble forhøyd, og mye av elva ble omgjort til hurtigrennede, lavproduktive områder for både fisk og andre vanntilknyttede dyr. Industribelastningen avtok på et tidspunkt, og utslipp av kloakk i et stadig mer utbygd og urbanisert

nedbørfelt overtok forurensningsbildet. Forurensningstilstand og vannmiljø forble dårlig helt fram til 90- årene (Bongard & Arnekleiv 1989, Koksvik 1999) og noe utover 2000- tallet (Berger mfl. 2008, Bergan 2010, Nøst 20022023). Svært dårlig vannkvalitet medvirket til at Leirelva ble ansett som ubetydelig for fisk eller som fiske-elv. Terskelen for fysiske inngrep og endringer uten miljøhensyn var derfor lav når ulike samfunnsnyttige formål ble planlagt og gjennomført. En rekke inngrep og endringer etter andre verdenskrig, både som følge av vei, boligbebyggelse og industri, gjorde etter hvert at om lag 60-70 % av elvas anadrome strekning mistet sine naturlige hydromorfolgiske vassdragskvaliteter (Bergan & Nøst 2017, 2022, Bergan mfl. 2024). Utover 2000- tallet økte fokuset på å begrense forurensing til vassdrag i Trondheim, med strengere krav og regelverk for aktiviteter i berøring med vassdragene (Bergan & Nøst 2017). Kloakkutslipp ble redusert, slik at vannkvaliteten ble kraftig

Figur 1. Leirelva i Trondheim. Nedre, anadrom strekning av elva ned mot utløp i Nidelva.

forbedret i elva, men uten at elvas sjøørret- og laksebestand økte vesentlig (Nøst 2002-2023, Bergan & Nøst 2017, Bergan mfl. 2024). Små habitattiltak ble gjennomført etter 2015, men en vesentlig del av elva var fortsatt uproduktiv. Ulike fysisk-tekniske inngrep i elveløpet, som hadde vært undervurdert som medvirkende årsak til lav fiskeproduksjon, ga både ungfisk og gytefisk store problemer med vandringer opp fra Nidelva og innad i Leirelva (Bergan & Nøst 2022).

Utarbeiding av tiltaksplan

På bakgrunn av Leirelvas historie, kunnskapsgrunnlag, sannsynlig betydning for sjøørret og tilknytning til Nidelva, valgte NINA og Trondheim kommune ut elva som satsningsvassdrag for restaurering. Kunnskapen om vassdraget ble sammenfattet, i en helhetlig tiltaks- og restaureringsplan (Bergan & Nøst 2022). Tiltaksplanen sammenfattet om lag 20 år med sammenhengende overvåkingsdata fra vannprøvetaking, ungfiskundersøkelser, bunndyrprøver, historisk informasjon og kunnskap om elva, i tillegg til nye tiltaksrettede problemkartlegginger. Dette ga det faglige grunnlaget for å peke på flaskehalser for produksjon av laksefisk og biologisk mangfold i elva, fastsetting av diagnoser og miljømål, med forslag til ulike restaureringstiltak for å avbøte flaskehalsene som begrenser oppnåelse av miljømålene «produksjon av laksefisk på nivå med naturtilstand», og «høyt biologisk mangfold dominert av rentvannskrevende bunndyr». Planen avdekket at handlingsrommet for fysisk restaurering var begrenset, det vil si tilbakeføring av tidligere elveløp, naturlige elvebredder, reetablering av kulper, gjenåpninger og revegetering av kantvegetasjon. Det omkringliggende arealet var tatt av vei og boliger (E6, fylkesvei, asfaltert gang/ sykkelbane og bolig- eller industriområder).

Like fullt ble andre restaureringstiltak, innenfor dagens hydromorfologiske utgangspunkt, vurdert å kunne ha en god nok effekt til oppnå miljømålene dersom omfanget på tiltakene var store nok, og gjaldt hele anadrom strekning av elva.

Diagnoser

Tiltaksplanen viste at Leirelva ovenfor anadrom strekning fortsatt ga vassdraget tilstrekkelig helårsvannføring til å kunne oppfylle miljømål etter vannforskriften. Episodisk (vannkjemisk) forurensning og generell partikkelbelastning i anadrom strekning var et problem, men trolig ikke like begrensende for miljømålene som tiårene før. Spesielt partikkelpåvirkning og nedslamming fra økt menneskelig aktivitet i nedbørfeltet ble utpekt som en lite stabilisert risikofaktor og fortsatt uavklart problem i tiltaksplanen. Elvas resipientkapasitet (selvrensningsevne; evnen til å håndtere dagens vannkjemiske belastning og nedslamming i elveløpet) ble vurdert som god, og restaureringstiltakene kunne potensielt øke denne evnen. Bunndyrundersøkelser over mange tiår viste stor påvirkning og ustabilt vannmiljø i anadrom strekning av Leirelva (Bongard & Arnekleiv 1989, Koksvik 1999, Berger mfl. 2008, Bergan 2009-2021). Årlige ungfisktellinger over om lag 20 år viste at potensialet for ungfiskproduksjon i anadrom strekning av elva var svært god, men dårlig habitatkvalitet (underskudd på egnede gyteog oppvekstområder for laksefisk) og vanskelige vandringsveier for fisk ble framhevet som to hovedproblemer. Handlingsrommet for å restaurere tilbake naturlige vassdragskvaliteter måtte derfor fokuseres på dagens elveløp, og hva som var mulig å gjenskape (gitt dagens hydromorfologiske tilstand) for å oppnå miljømålene.

Restaurering av elvehabitater og vandringsveier for fisk

Tilførsel av elvesteiner

Tilførsel av naturlig elvestein, fra gytesubstrat til storstein, ble valgt ut som et velegnet tiltak for å gjenskape naturlige vassdragskvaliteter og hydromorfolgisk variasjon i dagens elveløp. Til sammen mer enn 1600 m³ gytesubstrat (diameter 2-16 cm) ble tilført elva i løpet av perioden 2021-2024 på steder man hadde enkel tilgang til (Bergan 2025a). Substratet ble lagt i deponier i eller ned mot elva (foto 2), slik at elva selv kunne fordele substratet til elvepartier man ikke kom til, eller områder man ikke ønsket å berøre med

Foto 2. Deponier fra 10- 150 m³ med gytesubstrat legges ut både i og langs hele elva på steder man kommer til, slik at flommer kan fordele substratet naturlig i elva. Foto fra utleggsområder i Leirelva.

Foto 3. Leirelvas svært få naturlike elvestrekninger med intakt kantvegetasjon og dødt trevirke langs elvebredden berøres ikke med anleggsmaskiner, og får tilført gytesubstrat gjennom naturlig sediment-transport fra oppstrøms deponier etter flom. Foto fra august 2024.

Foto 4. Før (sommer 2024.) og etter (vinter 2025) utlegging av stor elvestein i øvre del av Leirelva. Dette partiet hadde en gjennomsnittlig samlet ungfisktetthet på mer enn 650 ørret- og laksunger etter steinutlegging høsten 2024 (st. 1-10 og 1-11 i figur 1 og 2).

Foto 5. «Før» og «Etter» utlegging av storstein i Leirelva. Eksempel fra elvepartier i midtre del (øverst) og nedre del (nederst) av anadrom strekning.

Foto 6. Utlegging av storstein/blokk i nedre del av Leirelva før samløp med Nidelva. Før (øverst) og etter (nederst) tiltak. Dette elvepartiet er det samme som er vist i historisk foto fra 1875 (foto 1).

har fordelt gytesubstrat i elveløpet (t.v.), og stor stein plassert ut for å bremse unaturlig høy sediment-transport og danne gode gyteog oppvekstområder for ungfisk.

Foto

Flom

Foto 8. Restaurert nøkkelområde for gyting av sjøørret og laks i midtre del av Leirelva. Tross langvarig partikkelforurensing av Leirelva gjennom vinteren 2025 (øverst, t.v.) framstår gyteog oppvekstområdene lite nedslammet like etter at vannføringen gikk ned og elva rensket seg (øverst, t.h. og nederst). Foto fra samme elveparti med syv dagers mellomrom i mars 2025.

anleggsmaskiner (foto 3). Etter naturlig massetransport av utlagt elvestein og -grus på flom, ble så godt som 100 % av elvestrekningene tilført nytt gytesubstrat fra oppstrøms deponier. De største deponiene (100 -150 m³) fungerer også over lengre tid, og sørger for stadig tilførsel og påfyll av gytesubstrat under flom, som i seg

selv er ett naturhermende tiltak, ikke ulikt naturlig tilførsel etter erosjon langs elvesvinger og kanter i urørte vassdrag med naturtilstand (foto 3, nederst).

Parallelt med tilførsel av gytesubstrat ble det gradvis tilført stor stein i elveløpet i hele anadrom strekning (foto 4, 5 og 5). Behovet for

Foto 9. Løsning med fastmonterte trestammer med spalter (buner) gjennom en 85 meter lang betongkulvert under vei i Leirelva (t.h.). Før tiltak (t.v.) hindret kulverten hindret oppgang av gytefisk til svært gode gyteområder i enkeltår, og fri vandring av ungfisk var svært vanskelig.

storstein var vesentlig større enn først vurdert. I perioden 2022/-24 ble det tilført til sammen om lag 500 storstein til Leirelva; større elvestein opp til store kampesteiner (0,5 -1 meter i diameter, mange hundre kilo i egenvekt), lagt ut både enkeltvis og i steingrupper/ formasjoner/ klynger.

Anslagsvis ble mer enn 50 % av hele elva tilført ny storstein, men først etter utlegging av gytesubstrat. Tanken bak å vente med storsteinutleggene var å forankre og bremse en «naturlig» transport av tilført gytesubstrat til etter at flommer hadde fordelt dette i hele elva, for deretter å danne foretrukne, varige gyteområder for sjøørret og/eller laks, som ga redusert utspyling av rogn i en klimaperiode med mer ekstremvær. Storsteinutleggingen var også et forsøk på prøve å gjenskape og forbedre elvas resipientkapasitet og selvrensningsevne for å bedre håndtere dagens partikkelbelastning og nedslamming,

gjennom bedring i hydrologi og variasjon i strømningsmønster i elva rundt gyteog oppvekstområdene, slik at disse i mindre grad ble slammet ned (Foto 8).

Et viktig moment med storsteinutlegget var også å styrke oppvekstområder for årsyngel og ungfisk av ørret og laks, som finner skjul og standplasser i tilknytning til steinene, spesielt i sårbare faser av livssyklusen, eller når flom og isgang herjer på sitt verste i elva (foto 8, øverst t.v.). Kvalitative undersøkelser i juni (rett etter swim-up) registrerte eksempelvis stor forekomst av årsyngel ørret og laks i refugier og lommer dannet av utlagt storstein i tilknytning til elvebredden nært gyteområder (Bergan & Nøst 2024). Dette er en økologisk funksjon av

utlagt storstein, noe som manglet på mange strekninger i Leirelvas kanaliserte elveløp.

Gjenoppretting av vandringsveier for fisk

Restaurering av elveløpet kan ha lav suksess dersom fisken hindres eller stoppes fra å nå de nyrestaurerte elvepartiene. Tiltaksplanen (Bergan & Nøst 2022) avdekket to fysisk-tekniske inngrep som i perioder hindret eller stoppet frie vandringer for ørret/sjøørret og laks (i alle størrelser) i elva. Avbøtende tiltak som ga lettere vandringsveier ved to nøkkelpunkter i hhv. øvre del (foto 9) og nedre del (foto 10) har vært en avgjørende faktor for de positive resultatene knyttet til ungfisk av sjøørret og laks for hele vassdraget etter restaureringen.

Foto 10. Fjerning av en utrangert vannmålestasjon i betong (øverst t.v., før status) oppført i årene 1992-93. I 2022 (bilde t.h.) ble naturlig vandringsvei gjenopprettet for alle størrelser av sjøørret og laks i nedre del av Leirelva. Nederst t.v. viser status etter endt anleggsarbeid.

Resultater og vurderinger for ungfisk av laksefisk etter restaurering

Overvåking, oppfølging og kvalitetssikring av tiltakene ble fulgt opp gjennom årlig overvåking (Nøst 2002-2023, Bergan & Nøst 2024, Bergan 2010-2024), og har vært avgjørende for vellykket restaurering (jfr. Bergan mfl. 2017, 2021). Overvåkingsmetodene var elektrisk fiske med bærbart fiskeapparat («elfiske», standardiserte ungfisktellinger med tetthetsberegninger - se f. eks. Bergan & Nøst 2024).

Resultater i 2024

Fangsten fra ungfisktellingene i 2024 (Bergan 2025a) ga grunnlag for svært høye tetthetsestimater for både laks- og ørretunger på alle stasjoner i hele elva. For ørret var gjennomsnittlig tetthet på 139 årsyngel per 100 m² og 41,6 eldre ørretunger per 100 m² (figur 2). Laks hadde samlet sett høyere tettheter enn ørret,

Figur 2. Tetthet per 100 m² av ungfisk ørret og laks i Leirelva på 11 stasjoner i 2024.

Figur 3. Samlet ungfisktetthet av ørret og laks i anadrom strekning av Leirelva i 2024. Fargekoder for økologisk tilstandsklasse (Svært dårlig, Dårlig, Moderat, God og Svært god/naturtilstand) er kalibrert etter forventningsverdier til tetthet i små, anadrome vassdrag (Sandlund mfl. 2013).

med en gjennomsnittlig årsyngeltetthet på nærmere 250 fisk per 100 m². Eldre laksunger viste en gjennomsnittstetthet på mer enn 120 fisk per 100 m² i elva i 2024 (figur 2).

Figur 3 viser sammenslått tetthet av all laksefisk (fra figur 2) i 2024. De ulike stasjonene hadde en samlet ungfisktetthet av laks og ørret som varierte fra 331,3 til 847, 3 ungfisk per

Figur 4. Samlet ungfisktetthet (avrundet til nærmeste hele tall) av ørret og laks i anadrom strekning av Leirelva i 10-års perioden 2001-2011 sammenlignet med tre-årsperioden 2022- 2024. Fargekoder for økologisk tilstandsklasse (Svært dårlig, Dårlig, Moderat, God og Svært god/naturtilstand) er kalibrert etter forventningsverdier til tetthet i små, anadrome vassdrag (Sandlund mfl. 2013).

100 m², og en gjennomsnittlig tetthet på 550,8 fisk per 100 m² (figur 2). Resultatene fra 2024 overgår forventningsverdiene for «Svært god» økologisk tilstand vurdert med laksefisk som kvalitetselement etter et gjeldende forslag for vannforskriften (Anonym 2013, Sandlund mfl. 2013). Med 11 stasjoner, fordelt over hele anadrom strekning (Bergan 2025a), gjelder denne tilstandsvurderingen for hele elva i 2024. Til tross for svært hyppige isgangs- og vinterflommer de siste årene (Bergan & Nøst 2024, Bergan 2025a), og flere ekstremvær (av typen «Gyda» vinteren 2022 og «Hans» høsten 2023), har Leirelva likevel hatt svært høy ungfiskproduksjon av ørret og laks i perioden. Hovedelva Nidelva har på ingen måte vist samme utvikling eller tendens i samme periode (20212023), og har tetthetstall av ungfisk som ligger på knappe 10 % av Leirelvas nivå (Kjærstad mfl. 2023, 2024). Leirelva`s positive utviklingstrend kan derfor ikke forklares med positive fiskebiologiske forhold i Nidelva.

Utvikling siden 2001

Utvikling i ungfiskbestandene av ørret og laks i Leirelva i perioden 2001-2024, med faglige vurderinger, årsaksforklaringer for enkeltår og andre betraktninger, er gjennomgått i Bergan (2025a). Sammenlignet med data fra en 10-års tidsperiode før større fiskeforsterkende habitatiltak eller annen restaurering ble utført i elva (2001-2011), så er forskjellen i samlet ungfisktetthet i tre-årsperioden etter oppskalering av tiltak og restaurering svært stor (figur 4).

Resultater og vurderinger for biologisk mangfold av bunndyrsamfunn etter restaurering

Overvåking, oppfølging og kvalitetssikring av tiltakene med hensyn til bunndyrsamfunn ble fulgt opp gjennom et årlig overvåkingsprogram (Nøst 2002-2023, Bergan 2010-2025, se f.eks. Bergan 2025b for nærmere beskrivelser av metoder). Prøvetaking på et varierende antall stasjoner har blitt gjennomført minimum en gang i året (høstprøver) i perioden 2009-2024 (Bergan 2010-2025b).

Figur 5. ASPT-verdier fra bunndyrprøver i øvre, midtre og nedre del av anadrom strekning i Leirelva i perioden 1987-2024. Bakgrunnsfarger etter femdelt skala for økologisk tilstand. Grensenivå for miljømål og «God økologisk tilstand» er 6,0.

Forurensningsindekser

I 1987 (Bongard & Arnekleiv 1989) og i 7-års perioden 2009 - 2015 ble ASPT-verdier innenfor miljømålet «God» økologisk tilstand aldri oppnådd i nedre anadrom del av Leirelva (figur 5, øverst). Økologisk tilstand varierte mellom «Dårlig» og «Moderat», og avviket ble faglig vurdert som stort (Bergan 2010-2025b, Bongard & Arnekleiv 1989). Trenden etter restaureringstiltakene (årene 2022- 2024) viser oppnådd miljømål i to av tre år i den nedre delen. For midtre anadrom del (figur 5, nederst t.v.) og øvre anadrome referanseområder i Leirelva (figur 5, nederst t.h.) viser resultatene ingen tilsvarende variasjoner. Midtre del av elva varierer mellom «Moderat» og «God» økologisk tilstand, mens øvre referansestasjoner har stabilt høye

ASPT-verdier som varierer mellom «God» og «Naturtilstand/Svært god» økologisk tilstand, uavhengig av tidsperiode. Resultater knyttet til forurensning/biologisk mangfold-indeksen BMWP viser samme trend som ASPT for Leirelva, men dette endres etter restaurering og i 2024. Nedre del oppnår nå høyere verdi dette året sammenlignet med øvre del (figur 6).

Tilsvarende utvikling som for ASPT og BMWP avdekkes også for EPT-indeks (figur 7) I nedre del av Leirelva varierer EPT-indeks mellom 7-15 i årene 2010-2015, mens verdien i 2024 er 29 EPT, som er identisk med øvre del, og noe lavere enn midtre del (30). Spesielt arter/ taksa innen vårfluer har økt i nedre del av Leirelva etter restaureringen (figur 7).

Figur 6. BMWP-indeks for bunndyrprøver i nedre anadrom strekning av Leirelva (t.v.) i perioden 1987-2016 (før restaureringstiltak) og etter restaurering (2022-2024) sammenlignet med øvre referanseområder (t.h.) i både anadrom og ferskvannstasjonær strekning av Leirelva i perioden 2011- 2024.

Figur 7. Biologisk mangfold av døgn-, stein- og vårfluetaksa (EPT-indeks) fra bunndyrprøver i nedre del (øverst.), midtre del (nederst, t.v.) og øvre referanseområder (nederst, t.h.) i Leirelva i perioden 2010-2024.

Bunndyrsamfunnets sammensetning og bunndyrproduksjon

Samlet bunndyrproduksjon i nedre del av Leirelva har i 2024 økt vesentlig målt mot tidligere

år (figur 8). Bunndyrgruppene fjærmygg og døgnfluer dominerer bunndyrsamfunnet, samtidig som steinfluer og vårfluer øker i antall. Strukturell og funksjonell bunndyr-

Figur 8. Antall bunndyr per prøve (som mål på bunndyrproduksjon) i nedre del av Leirelva i perioden 2010-2015 (før restaurering og tiltak) sammenlignet med restaureringsperioden 2022-2024.

Figur 9. Antall bunndyr per prøve (som mål på bunndyrproduksjon) i nedre, midtre og øvre del av anadrom strekning av Leirelva i 2024.

sammensetning, antall individer av rentvannskrevende bunndyrformer og EPT-taksa avviker mindre fra midtre del og øvre referansestrekninger av elva enn tidligere år. I 2010-2015 dominerte forurensningstolerante bunndyrformer som fåbørstemark sterkt i bunndyrfaunaen i mange undersøkelsesår, mens forurensningsfølsomme EPT-arter ofte ble registrert

kun med enkeltindivider (Bergan 2010-2021, se f.eks. året 2010 i figur 8). Resultatene i 2024 viser at bunndyrfaunaen i nedre del av Leirelva nå nærmer seg et bunndyrsamfunn som lever på øvre referansestrekninger i elva, både i antall, mangfold og sammensetning (figur 9).

Hele Leirelva har i 2024 svært høy bunndyrproduksjon (figur 9) etter tilførsel av nytt elvesubstrat. Hoveddelen av bunndyrsamfunnet utgjøres av viktige næringsdyr for ungfisk av ørret og laks. Antall bunndyr varierer mellom 19-24 tusen individer per prøvetaking (3-minutters innsats, se Bergan 2025b), som er svært høyt sammenlignet med lignende vassdrag i regionen, hvorav viktige byttedyr for fisk utgjør mesteparten av dette antallet. Tilgjengeligheten på byttedyr og mat gjennom året for ungfisk i elva er en viktig årsak til restaureringsuksess, og de høye ungfisktetthetene av ørret og laks.

Restaurering for laksefisk gir også suksess for bunndyrsamfunn

Bunndyrdata fra stasjonsområder i nedre del av Leirelva viser en klar positiv utvikling for miljøbedømmingsindekser som ASPT-indeks (økologisk tilstand), BMWP-indeks og EPT-indeks etter restaurering sammenlignet med perioden før tiltak. Vannkvaliteten i samme periode er lite endret (Nøst 2011-2023). Bunndyrsamfunn i øvre referansestrekninger av Leirelva har ingen tilsvarende utvikling for de samme miljøbedømmingsparameterne, med mer stabile bunndyrsamfunn og bedre miljøbedømming etter de samme indeksene. Årsaken til den positive utviklingen hos bunndyrfaunaen skyldes restaureringstiltakene. Restaureringen har gitt en mer naturlig dynamikk i strømningsforholdene i elva, og dannet hulrom og mikrohabitater for et større antall og mangfold av bunndyr. Elvas evne til selvrensing har økt slik at den nå håndterer dagens belastning bedre. Tross høy partikkelbelastning er det mindre nedslamming, og flere leveområder i mikrohulrom på elvebunnen er skapt for bunndyrene. Resultatene fra bunndyrundersøkelser i både midtre og nedre restaurerte strekninger av Leirelva viser at enkelte nøkkelarter av bunndyr øker i antall etter 2022,

og spesielt i 2024 (Bergan 2022- 2025b). Rentvannskrevende steinfluearter som Dinocras cephalotes, Siphonoperla burmeisteri og Capniopsis schilleri påvises i økende antall på midtre og nedre elvestrekninger etter restaurering. Før restaureringen ble de enten aldri funnet, eller påvist kun i unntaksvise år, og da med svært få enkeltindivider. Arter innen steinflueslektene Amphinemura sp. og Leuctra sp., samt døgnflueartene Heptagenia sp./sulphurea og Ephemera danica, synes også å øke i antall og utbredelse innad i elva. Norges vanligste døgnflueart i rennende vann, Baetis rhodani, har økt vesentlig i antall i hele elva etter tilførsel av nytt elvesubstrat. Denne døgnflueslekten er svært viktige byttedyr for ungfisk gjennom året i elva. De fleste artene av døgn- og steinfluer som reetablerer seg i restaurerte strekninger deler stammer fra naturlig drift av bunndyr (Bergan & Nystad 2003) og spredning fra «artsbanker» i øvre del av elva.

Vårfluer responderer på restaureringen

Rekolonisering av vårfluefaunen etter restaurering av vassdrag kan ofte være en god indikator på restaureringsuksess og om restaureringen har vært naturhermende (Bergan mfl. 2021). Mange vårfluearter har strenge krav til et naturlikt habitat i elver, enten det er reetablert en velutviklet kantvegetasjon, naturlig substrat, stein eller dødt trevirke i elva. Vårfluefaunaen består b.la. av arter som bygger hus av plantemateriale, fingrus- og sandkorn i larvestadiet. Dette er naturlige elementer som finnes i rikt monn i urørte vassdrag, og som en ønsker å gjenskape ved en restaurering. Vårfluer er ofte fåtallige i naturlig drift i vannstrømmen nedover vassdrag (Bergan & Nystad 2003), og kan bruke lengre tid for å reetablere seg etter restaurering (Bergan mfl. 2021). Bunndyrgruppen vårfluer øker både i antall og mangfold etter restaureringen av Leirelva. Det er b.la. økt innslag av arter innen familien Limnephilidae, i tillegg til små husbyggende vårfluearter som Silo pallipes, Sericostoma personatum og Micrasema setiferum i 2024 (Bergan 2025b).

Vårflua Micrasema setiferum (Pictet 1834) er aldri påvist i Leirelva tidligere, og har trolig

rekolonisert fra Nidelva (oppstrøms sverming som voksent insekt). I Leirelva i 2024 avtar arten i forekomst med økende avstand fra Nidelva, og påvises ikke i bunndyrprøven fra øvre del av anadrom strekning i elva (figur 10). Dette viser at vårflua for første gang har gjennomført vellykket egglegging og overlevelse til larve i det restaurerte elvehabitatet i nedre og midtre del av anadrom strekning i Leirelva; en distanse på minimum 1,1 kilometer i luftlinje fra Nidelva (Bergan 2025b). Storstein i elveløpet kan spille en vannøkologisk viktig nøkkelrolle for etableringen vårflua M. setiferum. Arten er helt utdødd i Danmark som følge av menneskeskapte belastninger (Wiberg- Larsen 1986), men er vanlig forekommende i Norge i vassdrag med økt autokton produksjon (Lungrin 2020). I elver i de franske Jura-fjellene har forekomst av M. setiferum blitt knyttet til stor stein og begroing av mose (Verneaux, 1972). Arter i samme

slekt (Micrasema sp.) eller familie (Brachycentridae) har store krav til riktig hydrologi/strømforhold, begroing og substrat (hulrom, stabilitet og størrelser) for å fullføre livssyklus og gjennomføre egglegging (Waringer & Graf 2011, Katano mfl. 2005, Kennedy mfl. 2016). Kunnskapen om dette for Micrasema setiferum er imidlertid lav. Trolig behøver M. setiferum stabile strukturer som stikker opp av vatnet i elva, enten det er storstein eller dødt trevirke/ trær som ligger delvis over og delvis under vann, for egglegging. Strukturen må bryte vannoverflaten. Voksne vårfluer lander på strukturen over vanndekt areal, og kryper deretter ned mot bunnen, og under vann (bak strukturen) for å legge egg i klebrige, fastsittende klaser. Stabile strukturer som storstein flytter seg ikke på flom, og bak steinene oppstår rolige lommer med lav vannhastighet, slik at eggene overlever fram mot klekking til larver. Når larven av M. setiferum

Figur 10. Antall individer av vårflua Micrasema setiferum (Pictet 1834) i ulike deler av Leirelva i 2024.

lever i elva bygger den nåletynne hus av sandpartikler, og er på størrelse med en blyantspiss, som kan lett spyles ut av elva dersom vannhastigheten eller sediment-transporten blir for høy. Storstein, eller andre større strukturer, gjør at vårfluelarvene ungår å bli tatt av strømmen og spylt ut av habitatet, på samme måte som negravd rogn av ørret / laks ikke spyles ut på de samme elvepartiene.

Konklusjon etter tre år med restaurering av Leirelva

Det har skjedd en stor økning i samlet fiskeproduksjon av sjøørret og laks i Leirelva i perioden 2022-2024, samtidig som elvas bunndyrsamfunn har fått økt samlet produksjon og biologisk mangfold av rentvannskrevende bunndyr. Dette skjer til tross for at vannkvaliteten og partikkelbelastningen ikke er endret. Data- og kunnskapsgrunnlaget peker på en oppskalering av ulike habitatforsterkende restaureringstiltak i elva etter 2021 som årsak til resultatene. Med mangel på gode gyteområder som en tidligere stor flaskehals, viser resultatene for årsyngel av laksefisk i perioden fra 20222024 at restaureringen har vært særdeles vellykket. Omfanget av utlagt gytesubstrat i Leirelva mangler sidestykke i Norge med tanke mengde tilført substrat (ca 1600m³), sett opp mot størrelse på vassdraget (ca 2,4 kilometer). Resultatet viser god årlig oppgang av gytefisk, som velger å gyte på et stort omfang av nye gyteområder (Bergan 2025a), og at det er svært god overlevelse fra rogn til årsyngel. Ekstremvær de siste to årene, med hyppig styrtregnflommer og mange isgangsflommer gjennom vinteren, i tillegg til andre ugunstige klimaepisoder (langvarig tørke/kulde), har hatt liten eller ingen negativ effekt på måloppnåelsen for restaureringen av Leirelva. Manglende skjulmuligheter for eldre ungfisk og kunstig høy vannhastighet i kanaliserte strekninger har også vært en flaskehals for laksefisk i Leirelva. Dette har bidratt til lav produksjonsevne for ungfisk og et dårlig utgangspunkt for et tallrikt og velutviklet bunndyrsamfunn. Resultatene fra 2024 viser at tiltakene med utlegging av et stort antall større

stein de siste tre årene har gitt positive resultater både for ungfiskbestanden og bunndyrsamfunnet i elva. Produksjonsevnen for ungfisk, målt i tetthet per 100 m² for aldersgrupper av ungfisk eldre enn 1 år) har økt i hele elva etter storsteinutleggingen (Bergan & Nøst 2024, Bergan 2025a). Utplassering av stor stein har gitt mange vannøkologiske fordeler. Elvas evne til selvrensing har på kort tid økt, slik at den nå håndterer dagens belastning på en bedre måte, og det er dannet nye mikrohabitater og leveområder for bunndyrene i elvebunnen. Stor stein kobles også til livsvilkår for bunndyrarter som ikke tidligere er registrert i elva. Nye gyteog oppvekstområder for laksefisk slammes ikke like fort ned takket være variasjon i hydrologi og gunstigere vannstrøm i tilknytning til storsteinene. De utlagte steinene har dannet foretrukne gyteområder for laksefisk, der nedgravd rogn ikke spyles ut, bunnfryser eller tørker inn. Ved flommer dannes lommer med lav vannhastighet langs bunnen, der både rogn, årsyngel og eldre ungfisk overlever svært godt i kanaliserte elvestrekninger med tidligere dårlig overlevelse. Storstein har også gitt nye standplasser og hvilesteder for gytefisken før, under og etter gytetiden, og det er vanskeligere for predatorer (som oter, mink og mennesker) å fange gytefisken.

Overvåkingen av Leirelva har ingen hydrologiske data eller målinger som støtte for effekten av restaureringstiltakene. Suksessen er målt indirekte, gjennom biologiske overvåkingsdata på ungfisk av laksefisk og bunndyrsamfunn, med forankring i fastsatte miljømål for restaureringen. Hydrologiske laboratoriemålinger i forsøksvassdrag har dokumentert at steinutlegging øker vannets resirkulasjon, og at den hydrauliske kompleksiteten øker selv med lavt omfang av steintilførsel (Golpira mfl. 2022). Ved økt omfang av steintilførsel øker kompleksiteten ytterligere (Golpira mfl. 2022). Ut fra oppnådde feltbaserte resultater fra Leirelva viser dette at steinutlegging av stort omfang gir spesielt egnede habitater for elvelevende fiskearter som laksefisk. Gunstige økologiske effekter av steinutlegging og restaurering med elvestein for

fiskesamfunn er vist i andre studier (Yarnell mfl. 2006, Branco mfl. 2013, Bergan mfl. 2021, Bergan & Nøst 2024, Bergan & Holthe 2024), og økende heterogenitet i elvehabitater øker mangfoldet av akvatiske arter (Beisel mfl. 2000, Brown, 2003). Habitatmangfold gir ikke bare et større antall nisjer for bunndyrarter, men gir også et større utvalg av habitater tilgjengelig for arter til refugier, reproduksjon og fødesøk (Townsend mfl. 1997, Ward mfl. 1999, Ward og Tockner 2001).

Leirelva har hatt flere menneskeskapte utfordringer med vandringsforholdene for både gytefisk og ungfisk i anadrom strekning. Restaureringstiltakene ville hatt lavere effekt dersom den naturlige vandringsveien for laksefisk opp fra Nidelva og innad i Leirelva ikke ble restaurert. Tiltakene som er gjennomført ved vandringsveiene er vellykket, og utgjør en viktig del av grunnlaget for restaureringssuksessen for laksefisk i elva, og vil være evigvarende.

Det er en økende kunnskap knyttet til produksjonevnen av sjøørret og laks i norske vassdrag uten påvirkninger. Samlet tetthet av ungfisk (laks og sjøørret) i Leirelva og andre vassdrag etter restaurering (Bergan mfl. 2021, Bergan & Nøst 2024, Bergan & Holthe 2024, Solem mfl. 2021) viser at grensenivåer for tilstandsklassene «Moderat», «God» og Svært god» økologisk tilstand (Anonym 2013, Sandlund mfl. 2013) er for lave. Det er spesielt terskelverdien for «God økologisk tilstand som bør justeres for å unngå feilklassfisering av økologisk tilstand, slik at man unngår å «friskmelde» belastede vassdrag med redusert produksjonsevne av fisk, når behovet for tiltak og restaurering er stort. Grensenivået «Moderat/ God» økologisk tilstand, som i Anonym (2013) er samlet tetthet av ungfisk på 61 per 100 m², ville friskmeldt Leirelva selv om elva har mer enn 80 % lavere produksjonevne enn resultatene i 2024. Dagens forventning til ungfisktetthet for norske småvassdrag bør derfor justeres vesentlig opp. For små vassdrag, og spesielt sidevassdrag til større elver, må vurderinger knyttet til tapt areal, «økologisk funksjon» og årsyngeltetthet av laksefisk løftes mer fram som en viktig miljøindikator for økologisk tilstand og miljø-

mål (Bergan mfl. 2011, Bergan & Nøst 2017, Bergan mfl. 2024, Solem mfl. 2021).

Suksessoppskrift for restaurering av norske vassdrag

Norge har svært mange store og små sjøørretog laksevassdrag med tilsvarende påvirkninger som Leirelva før restaurering. Hvorvidt årsakene er landbruk, tømmerfløting, vannkraftregulering, vei, boligområder eller andre menneskelige aktiviteter, er mindre relevant. Erfaringene fra Leirelva viser at følgende suksesskriterier har vært helt avgjørende:

• Gode overvåkingsdata over flere år (tidsserier)

• Riktige, kunnskapsbaserte diagnoser og definerte miljømål

• Stort nok omfang av restaureringstiltak

• Overvåking før, under og etter (kvalitetssikring)

Vi mener at overføringsverdien fra arbeidet med Leirelva til andre norske vassdrag er stor, og anbefaler at norsk tiltaks- og restaureringspraksis følger «restaureringshjulet» (figur 11) hentet fra erfaringene med Leirelva.

Figur 11. «Restaureringshjul» for vellykket restaurering av norske vassdrag. Tekst: Morten Andre Bergan/NINA. Grafikk: Eva Setsaas/NINA.

Referanser

Anonym 1913. «Nidelven er forurenset». Sak i Trondhjems Adresseavis, 10. desember 1913. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 1915. «Helseraadets uttalelse: Lerelvens sterkt forurensede vand». Sak i Trondhjems Folkeblad, 24. juni 1915. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 1924a. «Forurensningen av drikkevandet i Lerelven». Sak i Trondhjems Folkeblad. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 1924b. «Forurensningen av Lerelven fra Norsk forstoffabrikk og Janssen papirfabrikk». Sak i Trondhjems Adresseavis. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 1926a. «Kloakk i Lerelven». Sak i Trondhjems Adresseavis. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 1926b. «Tiller Helseraad beslutter forstoffabrikken ved Selsbak skal stanse. Ulevelig for fisk». Sak i Trondhjems Adresseavis. Kilde: Nasjonalbiblioteket.

Anonym 2013. Klassifisering av miljøtilstand vann. Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, innsjøer og elver i henhold til vannforskriften. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet. Veileder 02: 2013, 263 s.

Beisel, J.N., Usseglio-Polatera, P., Moreteau, J.C. 2000. The spatial heterogeneity of a river bottom: a key factor determining macroinvertebrate communities. Hydrobiologia, 422 (2000), pp. 163-171.

Bergan, M.A. 2010. Bekker i Trondheim kommune. Bunndyrovervåking 2009. NIVA-rapport L. NR. 59872010. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. 2011. Bekker i Trondheim kommune. Bunndyrovervåking 2010. NIVA-rapport L. NR. 61952011. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. 2012. Bunndyrovervåking av mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2011. NIVA-rapport L. NR. 6384-2012. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. 2013. Bunndyrovervåking av mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2012. NIVA-rapport L. NR. 6501. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. 2015a. Bunndyrovervåking av mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2013. NIVA-rapport L. NR. 6784-2015. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. 2015b. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2014. NINA Rapport 1150. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2016. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2015. - NINA Rapport 1254. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A. 2017. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2016. NINA Rapport 1359. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2018. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2017. - NINA Rapport 1488. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2019. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2018. - NINA Rapport 1656. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2020. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2019. - NINA Rapport 1790. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2021. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2020. - NINA Rapport 1988. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A. 2022. Bunndyrovervåking i mindre vassdrag i Trondheim kommune. Undersøkelser i 2021. NINA Rapport 2218. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A. 2023. Bunndyrovervåking av små vassdrag i Trondheim kommune i 2022. NINA Rapport 2256. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2024. Bunndyrovervåking av små vassdrag i Trondheim kommune i 2023. NINA Rapport 2419. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2025a. Ungfiskundersøkelser i bynære vassdrag i Trondheim kommune i 2024. Overvåking, oppfølging av restaurering og problemkartlegging. NINA Rapport 2566. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. 2025b. Bunndyrovervåking av små vassdrag i Trondheim kommune i 2024. NINA Rapport - i arbeid. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M.A. & Nystad, B. 2003. Drivfauna, bunndyr og ernæring hos laks (Salmo salar) om vinteren i Stjørdalselva, Nord-Trøndelag. Cand. Scient Thesis/Hovedfagsoppgave, Norges teknisk vitenskapelige universitet (NTNU), Trondheim. 52s

Bergan, M.A., Nøst T. & Berger, H. M. 2011. Laksefisk som indikator på økologisk tilstand i småelver og bekker. Forslag til metodikk iht. vanndirektivet. NIVA-rapport L. NR. 6224-2011. Norsk institutt for vannforskning.

Bergan, M.A. & Nøst, T.H. 2017. Tapt areal og produksjonsevne for sjøørretbekker i Trondheim kommune. NINA Rapport 1354. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan M.A., Kyrkjeeide, M.O., Gjershaug, J.O., Solem, Ø. 2017. Biologiske mangfoldundersøkelser etter erosjonssikring og restaurering av Hofstadelva, Stjørdal – Resultater og vurderinger fra feltsesongen 2016 - NINA Rapport 1320. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A., Kyrkjeeide, M. O., Mehlhoop, A. C. & Gjershaug, J. O. 2021. Undersøkelser av biologisk mangfold i Hofstadelva, Stjørdal, etter sikringstiltak og restaurering – Sluttrapport fra perioden 2016-2019NINA Rapport 1804. Norsk institutt for naturforskning.

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. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A. & Nøst. T.H. 2024. Ungfiskundersøkelser i bynære vassdrag i Trondheim kommune i 2023. Overvåking, oppfølging av restaurering og problemkartlegging. NINA Rapport 2420. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A. & Holthe, E. 2024. Problemkartlegging, ungfisktellinger og oppfølging av gjennomførte tiltak i laks- og sjøørretførende sidevassdrag til Gaula. Undersøkelser i 2023. NINA Rapport 2446. Norsk institutt for naturforskning.

Bergan, M. A., Nøst. T.H. & Sandlund, O. T. 2024. 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. Tidsskriftet Vann nr. 2-2024.

Branco, P., Boavida, I., Santos, J. M., Pinheiro, A. & Ferreira, M. T. 2013. Boulders as building blocks: Improving habitat and river connectivity for stream fish. Ecohydrology 6, 627–634.

Brown, B.L. 2003. Spatial heterogeneity reduces temporal variability in stream insect communities. Ecology Letters, 6 (4), pp. 316-325.

Fremstad, E. & Thingstad, P. G. 2007. Nidelva, Trondheims hjerte. NTNU, Vitenskapsmuseet, Seksjon for naturhistorie.

Golpira, A., Baki, A.B.M., Ghamry, H. et al. 2022. An experimental study: effects of boulder placement on hydraulic metrics of instream habitat complexity. Sci Rep 12, 13156 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-17281-1.

Grande, M. 1965. Undersøkelse av forurensningssituasjonen i Nidelva 1963-64. Delrapport 1. O-301. Norsk institutt for vannforskning, Blindern.

Katano I, Mitsuhashi H, Isobe Y, Sato H, Oishi T. Reachscale distribution dynamics of a grazing stream insect, Micrasema quadriloba Martynov (Brachycentridae, Trichoptera), in relation to current velocity and periphyton abundance. Zoolog Sci. 2005 Aug;22 (8):85360. doi: 10.2108/zsj.22.853. PMID: 16141698.

T. A. Kennedy et. al. 2016. Flow Management for Hydropower Extirpates Aquatic Insects, Undermining River Food Webs. BioScience XX: 1–15. Oxford University Press. doi: 10.1093/biosci/biw059

Koksvik, J.I. 1999. Leirelva gir fortsatt dårlige livsbetingelser. - bidrag i årbok 1999-2000: Trondheim omland jakt og fiskeadministrasjon (TOFA).

Kjærstad, G., Sjursen, A D., Rønning, L, Davidsen, A.G., Davidsen, J.G., Daverdin, M., Hårsaker, K. & Arnekleiv, J.V. 2023. Ungfiskundersøkelse og gytegropregistrering i Nidelva, Trondheim. Årsrapport for 2022 – NTNU Vitenskapsmuseet naturhistorisk notat 2023-12: 1-34.

Lungrin, E. 2020. Growing up where you were born –A Comparison of Nursery Areas for Salmonids in River Stretches with and without Natural Spawning. Master`s Thesis. Faculty of Environmental Sciences and Natural Resource Management. Norwegian University of Life Sciences (NMBU).

Nøst, T. 2002 -2023. Vannovervåking i Trondheim fra 2001 til 2022. Resultater og vurderinger. Årlige utgivelser i Miljøenheten Rapportserie, Trondheim Kommune.

Reinemo, P. 2015. Flomberegning for Nidelva og Leirelva. Oppdragsrapport B nr. 3 -2015. Norges vassdrags- og energidirektorat.

Sandlund, O.T., Bergan, M. A., Brabrand, Å. Diserud, O. H., Fjeldstad, H. P., Gausen, D., Halleraker, J. H., Haugen, T., Hegge, O., Helland, I. P., Hesthagen, T., Nøst, T., Pulg, U., Rustadbakken, A., Sandøy, S. 2013. Vannforskriften og fisk – forslag til klassifiseringssystem. Miljødirektoratets Rapport M 22-2013 Miljødirektoratet.

Solem, Ø., Holthe, E., Bakkestuen, V., Bergan, M.A., Ulvan, E.M., Berg, M., T.B., Havn, Jensås, J.G., Krogdahl, R. & Lykkja, O. 2021. Tapt areal og redusert produksjonspotensial i sidevassdrag til Orkla. Sluttrapport for undersøkelser i perioden 2017-2019. NINA Rapport 1797. Norsk institutt for naturforskning.

Townsend, C.R., Scarsbrook, M.R. & Doledec, S. 1997. The intermediate disturbance hypothesis, refugia, and biodiversity in streams. Limnology and Oceanography, 42 (5) (1997), pp. 938-949.

Ward, J.V., Tockner, K. & Schiemer F. 1999. Biodiversity of floodplain river ecosystems: ecotones and connectivity. Regulated Rivers-Research & Management, 15 (1–3), pp. 125-139

Ward, J.V. & Tockner, K. 2001. Biodiversity: towards a unifying theme for river ecology. Freshwater Biology, 46 (6), pp. 807-819.

Waringer, J. & Graf, W. 2011. Atlas der mitteleuropäischen Köcherfliegenlarven/Atlas of Central European Trichoptera larvae. 469 sider.

Wiberg-Larsen, P.: Holocentropus insignis Martynov, 1924 and Micrasema setiferum (Pictet, 1834) (Trichoptera) new to Denmark. Ent. Meddr 53: 53-57. Copenhagen, Denmark 1986. ISSN 0013-8851.

Yarnell, S. M., Mount, J. F. & Larsen, E. W. 2006. The influence of relative sediment supply on riverine habitat heterogeneity. Geomorphology 80, 310–324.

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:

Former samfunnet – ser mennesket

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

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.

Effects of experimental approach on performance of physical pipe culvert models and implications for use of results at prototype scale

By Joakim Sellevold

Joakim Sellevold (Ph.D.) is a senior engineer at the Norwegian Public Roads Administration.

Sammendrag

Effekter av eksperimentelle fremgangsmåter for fysiske rørkulvertforsøk og betydning for bruk av resultater i fullskala. Rammeverk for hydraulisk dimensjonering av kulverter er i stor grad basert på fysiske modellforsøk. Denne artikkelen tar for seg forskjellige eksperimentelle fremgangsmåter og deres betydning for bruk av resultatene i fullskala. Resultatene viser at tilløpsstrømning, atmosfærisk undertrykk i modellkulverten og effekten av den hydrodynamiske innløpslengden kan påvirke den hydrauliske effektiviteten til fysiske kulvertmodeller i betydelige grad. Sammenligning av eksperimentelle resultater og FHWA-rammeverket viser at dette rammeverket er konservativt både for type 5-strømning og overgang mellom type 5- og 6-strømning. Sammenligning av eksperimentelle resultater og USGS-rammeverket viser at dette rammeverket er konservativt for type 5-strømning men potensielt ikke-konservativt for overgang mellom type 5- og 6-strømning. Forslag til en beste praksis for fysiske kulvertforsøk, inkludert minimumseffektivitet for utløpskontroll, og videre arbeid er beskrevet.

Summary

Hydraulic culvert design frameworks are largely based on the results of physical model experiments. This paper reviews the effects of different experimental approaches on the performance of physical pipe culvert models, and the implications for use of the results at prototype scale. The results show that approach flow conditions, sub-atmospheric air pressure in the culvert model barrel and hydrodynamic entrance length effects can significantly affect culvert model performance. Comparison of experimental results to the Federal Highway Administration (FHWA) framework shows that this framework can be considered conservative for both type 5 flow performance and type 5-to-6 flow transition. Comparison to the U.S. Geological Survey (USGS) framework shows that it can be considered conservative for type 5 flow, but that type 5-to-6 flow transition criteria are simplified or potentially scale dependent. Recommendations for a best practice experimental approach, including minimum outlet control performance, and further work are given.

Notation

A = Cross section area of culvert barrel [m2]

A a = Approach cross section area of flow [m2]

Ab = Blockage cross section area [m2]

Af = Cross section area of flow at inlet face [m2]

A m = Cross section area of culvert model barrel [m2]

c = Type 5 flow discharge coefficient [s2/ft]

D = Culvert rise/diameter [m]

D m = Model culvert rise/diameter [m]

f = Friction factor [-]

f app = Apparent friction factor [-]

g = Gravitational acceleration (9.81) [m/s2]

H w = Headwater elevation [m]

H* = Dimensionless headwater elevation [-]

k e = Entrance loss coefficient [-]

keb = Blockage entrance loss coefficient [-]

K = Type 1 flow discharge coefficient [-]

K s = Slope correction term [-]

K u = Unit conversion factor (1.811) [ft0.5/s0.5]

L = Culvert length [m]

L e = Hydrodynamic entrance length [m]

L m = Model culvert length [m]

m = Contraction ratio factor [-]

Introduction

Culverts are widely used hydraulic structures, used to safely convey water through embankments or other hindrances. The Federal Highway Administration (FHWA) and the U.S. Geological Survey (USGS) frameworks are commonly used for hydraulic culvert design and are therefore the focus of this study. The FHWA framework is mainly used for determining the minimum culvert size required to safely pass a known or assumed design discharge. This framework conservatively determines the highest headwater elevation based on the design of the culvert, discharge and tailwater conditions (Schall et al. 2012). The USGS framework is mainly used to indirectly measure peak discharge based on the culvert flow conditions. This framework determines the discharge based on the design of the culvert, probable flow type and

M = Type 1 flow discharge exponent [-]

n = Manning’s roughness coefficient [s/m1/3]

P a = Sub-atmospheric air pressure [N/m2]

Q = Discharge [m3/s]

Qb = Discharge (partial blockage) [m3/s]

Q* = Semi-dimensionless discharge [ft0.5/s]

r = Inlet edge rounding radius [m]

R = Hydraulic radius [m]

R a = Approach channel Reynolds number (4vR/ν) [-]

RD = Culvert barrel Reynold number (vD/ν) [-]

S = Culvert barrel slope [m/m]

Sf = Friction slope [m/m]

u p = Uncertainty interval of parameter p [varies]

v = Average flow velocity [m/s]

w = Inlet bevel edge width [m]

x = Distance from inlet section [m]

Y = Type 5 flow pressure term [-]

ΔH e = Entrance head loss [-]

η = Control surface orientation [˚]

ν = Kinematic viscosity of water [m2/s]

ρ = Density of water [kg/m3]

τ w = Wall shear stress [N/m2]

field measurements of upstream and downstream flow conditions (Bodhaine 1968). Both frameworks use empirical design values taken from physical scale model experiments to account for the hydraulic effects of different culvert designs and flow conditions. A significant number of physical model studies have been conducted over the last hundred years (McEnroe 2007). These studies have used different experimental approaches, and the results show variations in hydraulic performance for similar culvert designs. The experimental results also show variation in performance with factors that are not accounted for in the noted design frameworks. These variations and the different implementations of experimental results in hydraulic design frameworks can lead to differences between estimated and actual hydraulic performance at prototype scale.

The objective of this study has therefore been to review the effects of different experimental approaches for physical pipe culvert model experiments on the empirical design values used in hydraulic culvert design frameworks. The goals of this work have been to (1) inform hydraulic engineers and researchers of potential scale effects associated with the hydraulic design values, and (2) suggest a best practice experimental approach for physical culvert model experiments. The hydraulic scaling of culvert barrel roughness is well described in available literature and was therefore not considered in this study. In addition, this study has considered only circular pipe culverts due to the available data for this culvert type.

hydraulic structures, used to safely convey water through embankments or other Highway Administration (FHWA) and the U.S. Geological Survey (USGS) frameworks hydraulic culvert design and are therefore the focus of this study. The FHWA used for determining the minimum culvert size required to safely pass a known or discharge. This framework conservatively determines the highest headwater elevation the culvert, discharge and tailwater conditions (Schall et al. 2012). The USGS used to indirectly measure peak discharge based on the culvert flow conditions. This the discharge based on the design of the culvert, probable flow type and field upstream and downstream flow conditions (Bodhaine 1968). Both frameworks use taken from physical scale model experiments to account for the hydraulic effects designs and flow conditions. A significant number of physical model studies have been hundred years (McEnroe 2007). These studies have used different experimental results show variations in hydraulic performance for similar culvert designs The also show variation in performance with factors that are not accounted for in the frameworks. These variations and the different implementations of experimental results in frameworks can lead to differences between estimated and actual hydraulic performance

used hydraulic structures, used to safely convey water through embankments or other Highway Administration (FHWA) and the U.S. Geological Survey (USGS) frameworks hydraulic culvert design and are therefore the focus of this study. The FHWA used for determining the minimum culvert size required to safely pass a known or discharge. This framework conservatively determines the highest headwater elevation the culvert, discharge and tailwater conditions (Schall et al. 2012). The USGS used to indirectly measure peak discharge based on the culvert flow conditions. This the discharge based on the design of the culvert, probable flow type and field upstream and downstream flow conditions (Bodhaine 1968) Both frameworks use taken from physical scale model experiments to account for the hydraulic effects designs and flow conditions. A significant number of physical model studies have been hundred years (McEnroe 2007). These studies have used different experimental results show variations in hydraulic performance for similar culvert designs. The also show variation in performance with factors that are not accounted for in the frameworks These variations and the different implementations of experimental results in frameworks can lead to differences between estimated and actual hydraulic performance

In this paper, eqs. (1) – (3) are collectively referred to as the “H*-Q* relationship” (H* = Hw/D and KuQ/AD0.5). For OC conditions, performance is a function of the head at the control section and the losses between the control section and the approach zone (Schall et al. 2012):

In this paper, eqs. (1) – (3) are collectively referred to as the “H*-Q* relationship” (H* = H w /D and Q* = KuQ/AD0.5). For OC conditions, performance is a function of the head at the control section and the head losses between the control section and the approach zone (Schall et al. 2012):

Type 2, 3, 4, 6 and 7 flow: ∑ ΔH = %

The empirical parameters in eqs. (1) – (4) (K, M, c, Y, K s, k e, n) are based on the results of physical model experiments and are here collectively referred to as “design values”. For further

The empirical parameters in eqs. (1) – (4) (K, M, c, Y, Ks, ke, n) are based on the results of physical experiments and are here collectively referred to as “design values”. For further descriptions governing equations and design values used in the USGS and FHWA frameworks, the reader is referred Bodhaine (1968) and Schall et al. (2012), respectively. For the purpose of this study, efficiency under operation was defined by the H*/Q* ratio, with a low ratio indicating high efficiency, and OC efficiency was defined by the inlet loss coefficient (ke), with a low value indicating high efficiency.

Culvert hydraulics

Culvert flow conditions

Fig. 1. Culvert flow types [adapted from Schall et al. (2012) and French (1961)].

Reviewed experimental studies

this study has therefore been to review the effects of different pipe culvert model experiments on the empirical design values frameworks The goals of this work have been to (1) inform hydraulic engineers scale effects associated with the hydraulic design values, and approach for physical culvert model experiments. The hydraulic scaling of culvert described in available literature and was therefore not considered in this study. considered only circular pipe culverts due to the available data for this culvert type

of this study has therefore been to review the effects of different pipe culvert model experiments on the empirical design values frameworks. The goals of this work have been to (1) inform hydraulic engineers potential scale effects associated with the hydraulic design values, and approach for physical culvert model experiments The hydraulic scaling of culvert described in available literature and was therefore not considered in this study. considered only circular pipe culverts due to the available data for this culvert type

Culvert flow conditions are commonly classified using the USGS classification system, based on the location of the control section and relative submergence of the inlet and outlet (Bodhaine 1968; Schall et al. 2012) (Fig. 1a-f). In addition to these flow types, experimental studies have identified other flow types such as slug flow with gross intermittent air entrainment, and submerged flow under significant influence of aircarrying vortices (Straub et al. 1953; French 1961) (Fig. 1g-h). Detailed descriptions of the different flow types and corresponding hydraulic performance are given in the referenced publications. More broadly, it is common to distinguish between inlet control (IC) and outlet control (OC) operation.

Hydraulic

are commonly classified using the USGS classification system, based on the location and relative submergence of the inlet and outlet (Bodhaine 1968; Schall et al. 2012) these flow types, experimental studies have identified other flow types such as intermittent air entrainment, and submerged flow under significant inf et al. 1953; French 1961) (Fig. 1g-h). Detailed descriptions of the different flow hydraulic performance are given in the referenced publications distinguish between inlet control (IC) and outlet control (OC) operation. performance hydraulic performance is commonly described in semi-dimensionless form (Schall et al.

are commonly classified using the USGS classification system, based on the location and relative submergence of the inlet and outlet (Bodhaine 1968; Schall et al. 2012) to these flow types, experimental studies have identified other flow types such as intermittent air entrainment, and submerged flow under significant inf (Straub et al. 1953; French 1961) (Fig. 1g-h). Detailed descriptions of the different flow corresponding hydraulic performance are given in the referenced publications distinguish between inlet control (IC) and outlet control (OC) operation. performance hydraulic performance is commonly described in semi-dimensionless form (Schall et al.

The reviewed experimental studies and important experimental setup parameters are given in The list of studies in Table 1 is not exhaustive but rather chosen to cover a wide range of experimental setups. The reviewed studies show that for physical culvert model experiments, dimensionless dimensionless Froude scaling is commonly used for IC conditions, and that scaling is not used conditions. In physical hydraulic models, scale effects arise due to differences in the ratios of forces affect water flow at different scales (Heller 2011). Reduction of these effects to acceptable magnitudes model scale is therefore necessary for use of the results at prototype scale. As culvert design frameworks are used for culverts of different sizes, a specific scale factor cannot be determined based on the culvert size (Dm). In the following, the effects of experimental approach on culvert model efficiency therefore illustrated through comparison of experimental data and design frameworks. For information about scale effects in hydraulic models and approaches for minimizing them, the reader referred to Heller (2011).

Table 1. Overview of reviewed experimental pipe culvert studies (data from referenced publications)

culvert performance

Shapiro and Smith (1948)

Liskovec (1951)

Straub et al. (1953)

For IC conditions, hydraulic performance is commonly described in semi-dimensionless form (Schall et al. 2012):

(1956)

No No No

No No No French (1961)

(3) (1) – (3) are collectively referred to as the “H*-Q* relationship” (H* = Hw/D and Q* = conditions, performance is a function of the head at the control section and the head control section and the approach zone (Schall et al. 2012):

Yes No No

Fig. 1. Culvert flow types [adapted from Schall et al. (2012) and French (1961)].

Type 2, 3, 4, 6 and 7 flow: (4)

descriptions of the governing equations and design values used in the USGS and FHWA frameworks, the reader is referred to Bodhaine (1968) and Schall et al. (2012), respectively. For the purpose of this study, efficiency under IC operation was defined by the H*/Q* ratio, with a low ratio indicating high efficiency, and OC efficiency was defined by the inlet loss coefficient (k e), with a low value indicating high efficiency.

Reviewed experimental studies

The reviewed experimental studies and important experimental setup parameters are given in Table 1. The list of studies in Table 1 is not exhaustive but rather chosen to cover a wide range of experimental setups. The reviewed studies show that for physical culvert model experiments, dimensionless or semi-dimensionless Froude scaling is commonly used for IC conditions, and that scaling is not used for OC conditions. In physical hydraulic models, scale effects arise due to differences in the ratios of forces that affect water flow at different scales (Heller 2011). Reduction of these effects to acceptable magnitudes at model scale is therefore necessary for use of the results at prototype

scale. As culvert design frameworks are used for culverts of different sizes, a specific scale factor cannot be determined based on the model culvert size (D m). In the following, the effects of experimental approach on culvert model efficiency are therefore illustrated through comparison of experimental data and design frameworks. For further information about scale effects in hydraulic models and approaches for minimizing them, the reader is referred to Heller (2011).

Effects of experimental setup on model culvert performance

Approach-to-inlet contraction ratio effects

The approach-to-inlet contraction ratio describes the ratio of the inlet cross section area of flow (Af) to the approach channel cross section area of flow (A a). Efficiency increases with increasing contraction ratio for both IC and OC conditions, and Af/A a varies with H* and the cross section of the approach channel (French 1955; 1961; Idelchik 1986; Tullis et al. 2008). The USGS design framework accounts for the contraction ratio through the use of an empirical contraction factor (m = 1 – Af/Aa), with mini-

Table 1. Overview of reviewed experimental pipe culvert studies (data from referenced publications).

contraction ratio effects

inlet contraction ratio describes the ratio of the inlet cross section area of flow (Af) to the cross section area of flow (Aa) Efficiency increases with increasing contraction ratio for conditions, and Af/Aa varies with H* and the cross section of the approach channel (French Idelchik 1986; Tullis et al. 2008). The USGS design framework accounts for the contraction use of an empirical contraction factor (m = 1 – Af/Aa), with minimum performance for (Bodhaine 1968) The FHWA framework does not include contraction ratio effects, but uses a performance approach corresponding to Af/Aa ≤ 0.20 (Schall et al. 2012).

mum performance for Af/A a ≤ 0.20 (Bodhaine 1968). The FHWA framework does not include contraction ratio effects, but uses a minimum performance approach corresponding to Af/A a ≤ 0.20 (Schall et al. 2012).

Inlet control performance

used in experiments. However, French (1957;1961) found that the use of vented inlets reduced this effect, ensuring largely scale invariant, minimum type 5 performance for models of D m ≥ 140 mm.

performance 1961) concludes that type 5 flow performance is significantly influenced by approach flow the air-pressure over the water surface in the inlet. Under these conditions, eq. (3) 1961):

French (1957;1961) concludes that type 5 flow performance is significantly influenced by approach flow conditions and the air-pressure over the water surface in the inlet. Under these conditions, eq. (3) becomes (French 1961):

(5)

The sub-atmospheric air pressure (P a) is measured relative to atmospheric pressure, and a negative value yields increased efficiency. French (1957) found P a to be a function of air entrainment near the inlet and ventilation through air flow in the barrel and air-carrying vortices over the inlet (Fig. 1h), and that P a increased with Q*. P a can therefore be expected to depend on D m and L m, as well as the discharge and approach flow turbulence and flow symmetry (French 1957; 1961). From eq. (5) it can be seen that P a affects the values of c and Y in eq. (3) and will depend on the specific values of Q*

atmospheric air pressure (Pa) is measured relative to atmospheric pressure, and a negative value efficiency. French (1957) found Pa to be a function of air entrainment near the inlet and through air flow in the barrel and air-carrying vortices over the inlet (Fig. 1h), and that Pa Pa can therefore be expected to depend on Dm and Lm, as well as the discharge and turbulence and flow symmetry (French 1957; 1961). From eq. (5) it can be seen that Pa of c and Y in eq. (3) and will depend on the specific values of Q* used in experiments. (1957;1961) found that the use of vented inlets reduced this effect, ensuring largely scale minimum type 5 performance for models of Dm ≥ 140 mm. shows performance for square edge inlets in headwalls under confirmed type 5 flow showing a span of performance across scales. For the Dm = 50 mm model of NTNU (2023), no were observed, consistent with increased efficiency (French 1957;1961). Fig. 2b shows thin-walled projecting inlets, indicating different flow types for similar culvert designs. of the unvented models in Fig. 2b show a larger span of performance and flow types 2a, while the vented model of Dm = 305 mm closely approximates the minimum adjusted for Pa/ρgDm), and the FHWA performance. For projecting inlets, performance inlet wall-thickness, which might explain the difference between the minimum and FHWA (French 1961). Not shown in Fig. 2 are the results of Straub et al. (1953) and Smith & Oak closely approximate the performance of the FHWA framework for corresponding inlet results serve to illustrate the effects of approach flow conditions and inlet ventilation, vortex action effectively reduce s the magnitude of Pa, similarly to the use of vented inlets performance difference relative to that of the FHWA framework is approximately 13% for 69% for slug and full conduit flow for Q* = 7.5 ft0.5/s (Fig. 2). These results indicate that inlets or measurements of Pa for correction of c and Y according to eq. (5) is important invariant type 5 performance. In relation to the data in Fig. 2, it should also be noted do not fully eliminate the sub-atmospheric pressure (Pa ≠ 0), as indicated by the Fig. 2. Comparison of performance (data from referenced publications).

Fig. 2a shows performance for square edge inlets in headwalls under confirmed type 5 flow operation, showing a span of performance across scales. For the D m = 50 mm model of NTNU (2023), no ventilating vortices were observed, consistent with increased efficiency (French 1957;1961). Fig. 2b shows performance for thin-walled projecting inlets, indicating different flow types for similar culvert designs. The performance of the unvented models in Fig. 2b show a larger span of performance and flow types than those of Fig. 2a, while the vented model of D m = 305 mm closely approximates the minimum performance (adjusted for P a/ρgDm), and the FHWA performance. For projecting inlets, performance depends on the inlet wallthickness, which might explain the difference between the minimum and FHWA performance (French 1961). Not shown in Fig. 2b are the results of Straub et al. (1953) and Smith & Oak (1995), which closely approximate the performance of the FHWA framework for corresponding inlet geometries. These results serve to illustrate the effects of approach flow conditions

and inlet ventilation, as significant vortex action effectively reduces the magnitude of P a, similarly to the use of vented inlets. The maximum performance difference relative to that of the FHWA framework is approximately 13% for type 5 flow and 69% for slug and full conduit flow for Q* = 7.5 ft0.5/s (Fig. 2). These results indicate that the use of vented inlets or measurements of P a for correction of c and Y according to eq. (5) is important for ensuring scale invariant type 5 performance. In relation to the data in Fig. 2, it should also be noted that vented inlets do not fully eliminate the sub-atmospheric pressure (P a ≠ 0), as indicated by the difference between the vented and minimum performance in Fig. 2b. The FHWA framework notes the effects of P a on type 5 performance, but conservatively assumes a minimum performance, consistent with the data of Fig. 2.

Type 5-to-6 flow transition

As indicated by Fig. 2b, both performance and prevailing flow type are associated with scale dependence for unvented culvert models. French (1957) documents different type 5-to-6 flow transitions with initial full conduit flow near either the inlet or outlet, dependent on the approach flow conditions, vortex action, P a, S, and the model inlet geometry. The USGS framework determines type 5-to-6 flow transition based on L/D, S, n, R, Hw, and the inlet geometry (w/D or r/D) (Bodhaine 1968). Fig. 3 shows the USGS flow type criteria compared to experimental results for type 5 flow. Type 5 and 6 flow are indicated on the left and right sides of each line, respectively. It was found that the results of the unvented models of Schiller (1956) and Straub et al. (1953) were consistent with the determination criteria, but several counterexamples were found in the data of French (1955;1961) and Sellevold et al. (2023) for both vented and unvented models of D m = 140 – 745 mm (Fig. 3). French (1955;1961) and Sellevold et al. (2023) used smooth walled pipes, associated with delayed onset of type 6 flow, as smaller friction losses reduce the tendency of the water surface to intersect the barrel crown downstream

of the inlet (Bodhaine 1968). However, the experimental data in Fig. 3 deviate significantly from the USGS flow type criteria with regards to both inlet geometry and friction effects. It should also be noted that the flow type criteria illustrated in Fig. 3 do not specify the values of H* or Q* for which transition occurs, but that both type 5 and 6 flow are valid for approximately H* ≥ 1.5 (Bodhaine 1986). The results of French (1961) show examples of performance between type 5 and 6 flow in the range 1.2 ≤ H* ≤ 3.6. These results indicate that type 5-to-6 flow transitions are dependent on a number of factors beyond the USGS flow type criteria. French (1956b) also discusses the interdependency of R a, H* and Af/ A a, and notes a tendency of prevailing type 5 flow at higher values of H* for lower values of Af/A a. To the degree that vented inlets produce scale invariant type 5 flow performance, the results of Fig. 3 indicate that the USGS determination criteria are simplified or potentially scale dependent. For model studies for specific prototype culverts, correct scaling of the approach flow and P a is therefore important in order to determine the prevailing flow type.

Based on the findings, the dependencies of H* for type 1 and 5 flow, and type 5-to-6 flow transitions are as follows:

1 flow: H* = f (Q*, S, Aa / Af, inlet geometry)

5-to-6

f (Q*, Hw, R, n, Pa, Ra, Aa / Af, approach flow symmetry, inlet geometry) (8)

Outlet control performance

Under OC operation the entrance head loss (ΔH e) is commonly estimated as the product of the entrance loss coefficient (k e) and the velocity head (Schall et al. 2012): (9)

Under OC operation the entrance head loss (ΔHe) is commonly estimated as the product of loss coefficient (ke) and the velocity head (Schall et al. 2012):

ΔHe = ��e v2 2g

For type 2 and 3 flow, k e varies with H* and attains significantly constant values for type 4, 6

For type 2 and 3 flow, ke varies with H* and attains significantly constant values for type 4, 6 the range H* = 1.2 – 1.5 (Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010; 2023). In the referenced publications, ke varies between 0.43 – 0.55 for square edge inlets and 0.80 – 0.98 for thin-walled projecting inlets for type 4, 6 and 7 flow (Liskovec 1951; Straub Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010; Sellevold et al. 2023). The values for these inlets are k = 0.5 and 0.9, giving maximum differences of 0.07 and 0.10, respectively.

Type

(6)

Type 5 flow: H* = f (Q*, S, Pa, Ra, Aa / Af, approach flow symmetry, inlet geometry) (7)

Type

flow transition =

Fig. 3. USGS Flow type criteria v. experimental data of French (1961) and Sellevold et al. (2023) (adapted from Bodhaine 1968 and Chin 2013).

estimated as the product

Fig. 4. Principle sketch of projected v. measured energy grade line (adapted from French 1956a and White 2016).

For type 2 and 3 flow, ke varies with H* and attains significantly constant values for type the range H* = 1.2 – 1.5 (Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010 2023). In the referenced publications, ke varies between 0.43 – 0.55 for square edge inlets and 0.80 – 0.98 for thin-walled projecting inlets for type 4, 6 and 7 flow (Liskovec 1951; Straub Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010; Sellevold et al. 2023). The values for these inlets are ke = 0.5 and 0.9, giving maximum differences of 0.07 and 0.10, Experimentally, ke is commonly determined as the difference between the headwater and the projected energy line at the inlet section, accounting for friction losses in the culvert 4):

and 7 flow in the range H* = 1.2 – 1.5 (Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010; Sellevold et al. 2023). In the referenced publications, k e varies between 0.43 – 0.55 for square edge inlets in headwalls, and 0.80 – 0.98 for thin-walled projecting inlets for type 4, 6 and 7 flow (Liskovec 1951; Straub et al. 1953; Smith and Oak 1995; Tullis et al. 2008; Tullis and Anderson 2010; Sellevold et al. 2023). The FHWA design values for these inlets are

k e = 0.5 and 0.9, giving maximum differences of 0.07 and 0.10, respectively.

Experimentally, k e is commonly determined as the difference between the headwater elevation, and the projected energy line at the inlet section, accounting for friction losses in the culvert barrel (Fig. 4):

ΔHe = Hw - H0 = Hw - (��1 + ��f ��1 )

(10)

Fig. 4. Principle sketch of projected v. measured energy grade line (adapted from French White 2016).

Under type 4, 6 or 7 flow the wall shear stress (τw) and apparent friction factor (fapp

Under type 4, 6 or 7 flow, the wall shear stress (τw) and apparent friction factor (fapp) varies with the developing velocity profile over the entrance length (L e) (Fig. 4). The entrance length (L e) depends on the turbulence regime, barrel Reynolds number (RD) and approach flow conditions (Shapiro and Smith 1948; French 1956a; Augustine 1988; White 2016). French (1956a) reports apparent friction factors 15 - 50% higher than those in the zone of established flow ( f ) for a model of D m = 305 mm, x1/D m = 24 and RD = 5.0 x 105. Shapiro and Smith (1948) reports that fapp for a smooth pipe of D m = 9.5 mm varied between approximately 150% and 50% of f for x1/D m ≤ 4 for 3.8 x 104 ≤ RD ≤ 2.3 x 105. The results indicate that fapp depends on both RD and the location of turbulence regime transition relative to the inlet section, giving a large envelope curve for fapp/f (Fig. 5). The stated accuracy of the friction factors of Shapiro and Smith (1948) are given as within 0.5 – 1.0% based on the accuracy of the measurements, and the results show differences of approximately 2 – 5% compared to the data of Nikuradse (1932) for fully developed turbulent flow. The same dependencies were found by Augustine (1988),

using a model of D m = 15.8 mm and 5.0 x 103 ≤ RD ≤ 1.5 x 104. The small model diameters (D m = 9.5 – 15.8 mm) indicate that the observed turbulence regime transitions and resulting values of fapp/f < 1.0 are unrealistic for culverts at prototype scale, as both R a and RD increase with scale (French 1956b; Tullis et al. 2008).

The effect of fapp/f > 1.0 is an increase in the friction slope (Sf ) near the inlet, and corresponding decrease in ΔH e and k e with increasing RD for x1 < L e according to eq. (10) (Fig. 4). This trend can be seen in the results of Liskovec (1951), Tullis et al. (2008); Tullis and Anderson (2010) and Sellevold et al. (2023). The results are shown in Fig. 6, along with the difference between maximum and minimum k e values.

Liskovec (1951) used a model of L m /D m = 2.0 and determined the discharge coefficient for different efficient inlets, from which k e was calculated (Chin 2013). Tullis et al. (2008), Tullis and Anderson (2010) and Sellevold et al. (2023) used barrel roughness heights from previous experimental studies to determine f. This approach ignores entrance length effects, but it was found that k e was significantly constant for type 4 flow, consistent with the FHWA frame-

Fig. 5. Span of apparent friction factors (data from referenced publications).

work (Schall et al. 2012). Sellevold et al. (2023) also found that k e was both highly sensitive to the magnitude of the friction factor and associated with large relative uncertainties for efficient inlets at low values of H*. Smith and Oak (1995) used model barrels of different lengths to determine the model barrel friction loss and found that the resulting friction slope agreed with friction factors for fully turbulent flow in smooth pipes. However, relatively large variations in k e were found for 1.2 ≤ H* ≤ 1.5. The results indicate that k e can be expected to vary with x1 for x1 < L e, but that this variation is limited for RD ≥ 104, D m ≥ 300 mm and x1/L e ≥ 6 - 12 (Tullis et al. 2008; Sellevold et al. 2023). A minimum OC performance (analogous to minimum IC performance) can be determined such that k e accounts for the apparent friction losses in the zone of flow establishment by projecting the energy grade line from a location x1 > L e downstream from the inlet (Fig. 4). In planning experiments, L e can be estimated based on RD and D m, or determined experimentally through the use of varying model culvert lengths (L m).

Based on the findings, the experimental dependencies of k e are as follows:

Type 2 and 3 flow: ke = f (H*, Aa / Af , inlet geometry) (11)

Type 4, 6 and 7 flow: ke = f (Ra, RD , x1 / Le, Aa / Af , inlet geometry) (12)

Effects of culvert embedment and inlet blockage

Culverts are prone to blockage of the inlet due to build-up of sediment and floating debris, and culvert embedment is commonly used to ensure favorable flow conditions for aquatic organism passages (Fig. 7). Tullis et al. (2008) reports that inlet embedment has no significant effect on k e when adjusted for the reduced cross section area of flow, while the H*-Q* relationship shows less favorable performance with increasing blockage ratio (Ab/A). Sellevold et al. (2023) reports that inlet blockage causes less favorable performance for both IC and OC conditions with increasing blockage ratio, and that the least efficient performance was generally obtained by mounting a flat plate in front of the face section of the inlet. A comparison of performance under conditions of inlet blockage and culvert embedment is shown in Fig. 8. While based on limited data, the results indicate that a combination of unblocked and partial bottom-up blockage of the inlet using different blockage ratios is sufficient to reasonably estimate the performance of both unblocked, embedded and partially blocked pipe culverts.

6. Variation in ke with H* for type 4, 6 and 7 flow (data from referenced publications).

Fig.

Uncertainty of model culvert performance

The uncertainty of model culvert performance depends on the experimental approach, the accuracy with which model parameters can be determined, and the transient variations of these parameters during the measurements. In the reviewed studies, the method of Kline and McClintock (1953) has been used to determine the uncertainty of k e, giving the uncertainty of the OC design value directly (Fig. 6), as well as the uncertainty of fapp (Augustine 1988; Tullis et al. 2008; Sellevold et al. 2023; Guerrero 2023).

From the definition of hydraulic efficiency used in this study, the method can also be extended to the H*-Q* relationship as follows: (1) For each measurement, determine the uncertainty of H* (uH*) and Q* (uQ*). (2) For each measurement, determine the maximum efficiency (H* = H* –uH* and Q* = Q* + uQ*) and minimum efficiency (H* = H* + uH* and Q* = Q* – uQ*). (3) For the measurement series, determine the design values for the measured, maximum and minimum efficiency through regression. (4) Determine the uncertainty interval of the relevant design values (K, M, c and Y) based on step 3.

Fig. 7. Embedded culverts and inlet blockage.

Fig. 8. Hydraulic effects of inlet blockage and embedment (data from Tullis et al. 2008 and Sellevold et al. 2023).

The approach is illustrated for the experimental results of Sellevold et al. (2023) and Guerrero (2023) in Fig. 9. The results of the former are for a single experiment, and the results of the latter include maximum variation over three repeated experiments.

The method of Kline and McClintock (1953) does not require repetition of experiments to determine uncertainty but assumes that the uncertainty of each parameter is small compared to the measured value, such that the relationships between uncertainties are approximately linear. The method also only accounts for parameters that are directly involved in the calculation of k e and the H*-Q* relationship. Other factors such as transient variations and dependencies not included in the calculations must be accounted for using other methods (Heller 2011). This is illustrated in Fig. 9, with the results of Guerrero (2023) showing lager uncertainty estimates than those of Sellevold et al. (2023). In addition to direct application to experimental results, the method of Kline and McClintock (1953) can also be used in planning experiments, based on the planned model setup, accuracy of the measurement equipment and hydraulic performance estimated through use of existing design frameworks and/or assumed

design values. This approach describes the contribution of the different experimental factors to the uncertainty of the resulting design values, thereby giving a basis for determination of a suitable experimental setup.

Discussion

The results of this study show that both hydraulic performance and flow type transitions depend on a number of hydraulic and pneumatic factors that can be expected to vary between model and prototype scales, as indicated by eqs. (6) – (8) and (11) – (12). The dependencies of unsubmerged and submerged flow are different for both IC and OC conditions. This is reflected in the findings of the reviewed studies, and further work might show further dependencies, e.g. entrance length effects for type 2 and 3 flows. The reviewed studies show experimentally observed flow types that are not included in the FHWA and USGS frameworks. However, the performance of these flow conditions is within the performance of type 5 and 6 flow (Fig. 2b). To the degree that the FHWA and USGS frameworks yield similar performance, they can therefore be considered minimum performance frameworks for type 5 flow. The results also show that type 5-to-6 flow transition is depen-

Fig. 9. Uncertainty of K, M (type 1 flow), c and Y (type 5 flow) (data from referenced publications).

dent on factors not included in the USGS flow type determination criteria, and comparison to experimental data indicates that the flow type criteria are either significantly simplified or scale dependent. As discussed in Chin (2013), assuming type 5 flow rather than type 6 flow operation is generally conservative for a given value of Q*. The FHWA framework does not determine the probable flow type but assumes that the flow type resulting in the highest possible headwater elevation will occur (Schall et al. 2012; Chin 2013). This approach therefore excludes the simplifications or potential scale effects related to the USGS flow type transitions and can be considered a minimum performance framework for type 5-to-6 flow transitions.

The FHWA and USGS design frameworks are well established and widely used. In future studies, it is recommended to use an experimental approach that determines the minimum performance for all relevant flow types included in these frameworks, as this allows for direct implementation. Based on available data, nominal symmetrical approach flow and vented inlets of D m ≥ 140 mm is sufficient for determination of minimum IC performance, and unvented inlets of D m ≥ 300 mm and determination of the energy grade line downstream of the entrance length is sufficient for determination of minimum OC performance. Further work is necessary to determine a lower limit of D m for both flow control types and flow type transitions. The culvert model size also influences the uncertainty of the results, and this factor should be considered along with the effects of the model setup on hydraulic performance.

For a wider application of the results to partially blocked or embedded culverts, it is also recommended to include blockage effects in future studies. Blockage ratios Ab/A ≈ 0.25, 0.50 and 0.75 are recommended to determine the relationship between design values and the blockage ratio for the span 0.0 < Ab/A < 1.0 (Fig. 8). This approach does not require significant modifications to the model setup and is practical in terms of time costs. However, further comparison of embedded culverts and partly

blocked inlets is warranted, as the similarity of these conditions is indicated by limited data for circular pipe culverts.

The lack of quantified design value uncertainty is a source of uncertainty in the present study as the significance of the differences in performance between different studies cannot be readily established. However, the FHWA framework gives k e with one significant digit (i.e. a maximum rounding difference of ± 0.05) and distinguishes between inlets associated with differences in the H*/Q* ratio of 2.3% for type 5 flow. Based on this, the noted differences in both OC and IC performance between the reviewed studies can be considered significant for the purpose of practical application at prototype scale. It is therefore recommended to include estimates of the design value uncertainty in future studies for use at prototype scale. Another source of uncertainty in this study is undocumented model parameters in the referenced studies, such as pipe thickness and model culvert length. It is therefore recommended to document all hydraulic and model geometry parameters in future studies. It is also recommended to include culverts with a square edge inlet in a headwall, as this inlet has a simple geometry and only one applicable control surface orientation (η = 90˚) which makes it well suited for benchmark comparison (French 1961).

Conclusions and further work

In this study, different experimental approaches for physical culvert model experiments have been reviewed, and the resulting hydraulic performances have been compared and analyzed in the context of application at prototype scale. Based on the results, the following conclusions are made:

• All USGS culvert flow types are dependent on hydraulic or pneumatic effects not included in the present FHWA and USGS design frameworks, but scale effects can be minimized using experimental minimum performance approaches.

• The FHWA framework can be considered a minimum performance framework for both type 5 performance and type 5-to-6 flow type transition. The USGS framework can be considered a minimum performance framework for type 5 performance, but type 5-to-6 flow transition criteria are not consistent with experimental results in all cases, indicating potential non-conservative simplification or scale dependence.

• For type 5 flow, both performance and transition to type 6 flow depend on subatmospheric air pressure in the culvert inlet and approach flow conditions. A significantly scale invariant type 5 flow performance can be determined through the use of vented inlets and nominally symmetrical approach flow for D m ≥ 140 mm and L m /D m ≤ 66.

• For type 4, 6 and 7 flow, k e is dependent on approach flow conditions and apparent friction losses in the zone of flow establishment. Significant scale invariance of k e has been found for D m ≥ 300 mm, RD ≥ 104 – 105, and measurements of the energy grade line more than 6 - 12 D m downstream from the inlet. Minimum OC performance is obtained through measurement of the energy grade line in the zone of established flow.

• The use of thin-walled blockage plates of varying blockage ratios mounted in front of the inlet can extend experimental results to cases of inlet blockage and culvert barrel embedment under IC and OC conditions.

• The method of Kline and McClintock (1953) or similar methods can be used to determine the uncertainty of experimentally determined design parameters for both IC and OC conditions. Uncertainty estimates and full descriptions of all relevant factors that influence culvert performance are not included in all reviewed studies, and this is a source of uncertainty in the present study.

This study has illustrated a number of hydraulic and pneumatic effects that can cause significant scale effects in physical culvert experiments. The results can be of use to hydraulic researchers and engineers who use the FHWA and USGS design frameworks. The list of reviewed experimental studies included in this paper is not exhaustive, and further analysis could show further simplifications or scale dependencies. For implementation of experimental results at prototype scale, it is recommended that future studies account for the dependencies noted in this paper and use experimental minimum performance approaches consistent with existing design frameworks or specific prototype conditions.

The findings and conclusions of this study can be considered a suggestion for a best practice for physical culvert model experiments. Further experimental work focusing on the scaling of type 5 flow performance, type 5-to-6 flow transitions, determination of scale invariant minimum model culvert diameters and similarities between inlet blockage and embedment is warranted.

Acknowledgements

This research was funded in part by The Research Council of Norway Project 312001, and in part by the Norwegian Public Roads Administration E39 Costal Highway Route project. For the purpose of Open Access, the author has applied a CC BY 4.0 copyright license to any Author Accepted Manuscript (AAM) version arising from this submission. The author confirms that there are no conflicts of interest.

References

Augustine, J. R. 1988. Pressure drops measurements in the transition region for a circular tube with a square-edged entrance. Master thesis, Oklahoma State University, Faculty of the Graduate College. 108 p.

Bodhaine, G. L. 1968. Measurement of peak discharge at culverts by indirect methods. Chapter A3, Techniques of water-resources investigations of the United States Geological Survey, USGS, Washington, DC. 69 p.

Chin, D. A. 2013. Hydraulic Analysis and Design of Pipe Culverts: USGS versus FHWA. J. Hydraul. Eng. 139 (8): 886-893. https://doi.org/10.1061/(ASCE)HY.19437900.0000748 pp. 886 – 893

French, J. L. 1956a. Second progress report on hydraulics of culverts – Pressure and resistance characteristics of a model pipe culvert. National Bureau of Standards, NBS Report 4911. 52 p.

French, J. L. 1956b. Discussion of Tests on Circular Pipe Culvert inlets. Highway Research Board, Bulletin No. 126. 4 p.

French, J. L. 1957. Third progress report on hydraulic of culverts – effects of approach channel characteristics on model pipe culvert operation National Bureau of Standards, NBS Report 5306. 29 p.

French, J. L. 1961. Fourth progress report on hydraulics of culverts – hydraulics of improved inlet structures for pipe culverts National Bureau of Standards, NBS Report 7178. 258 p.

Guerrero, M. P. A. 2023. Hydraulic Properties of Improved Culverts Inlets. Master thesis, Norwegian University of Science and Technology, Department of Civil and Environmental Engineering. 143 p.

Heller, V. 2011. Scale effects in physical hydraulic engineering models. J. Hydraul. Res. 49 (3) https://doi.org/ 10.1080/00221686.2011.578914 pp. 293 – 306.

Idelchik, I. E. 1986. Handbook of hydraulic resistance Springer-Verlag, New York. 2nd edition. 914 p.

Kline, S. J. and F. A. McClintock. 1953. Describing uncertainties in single-sample experiments. Mech. Eng. (Am. Soc. Mech. Eng.), 75, pp. 3 – 8.

Liskovec, L. 1951. A study of the inlet shape of reservoir outlets. Proceedings of the 4th ICOLD Congress, New Delhi, Q12(R61), pp. 544 – 558.

McEnroe, B.M. 2007. Sizing of highway culverts and bridges: a historical review of methods and criteria. Report No. K-TRAN: KU-05-4. Kansas Department of Transportation. 48 p.

Nikuradse, J. 1932. Gesetzmäßigkeiten der turbulenten Strömung in glatten Rohren. VDI, Forschningsheft 356, 1932. 36 p.

Norwegian University of Science and Technology (NTNU). 2023. Experimental results from a small-scale culvert model used in lab-exercises in the course TVM5125 – Hydraulic Design (Unpublished).

Schall, J. D., P. L. Thompson, S. M. Zerges, R. T. Kilgore, and J. L. Morris. 2012. Hydraulic design of highway culverts. Rep. No. FHWA-HIF-12-026. Washington, DC: Federal Highway Administration. 323 p.

Schiller, R. E. Jr. 1956. Tests on Circular Pipe Culvert Inlets. Highway Research Board, Bulletin No. 126. 20 p.

Sellevold, J., H. Norem, O. Bruland, N. Rüther and E. Pummer. 2023. Effects of Bottom-Up Blockage on Entrance Loss Coefficients and Head-Discharge Relationships for Pipe Culvert Inlets: Comparisons of Theoretical Methods and Experimental Results. J. Irrig. Drain. Eng. 150 (2):04023038 https://doi.org/10.1061/JIDEDH.IRENG-10219. 17 p.

Shapiro, A.H. and R.D. Smith. 1948. Friction coefficients in the inlet length of smooth round tubes. National Advisory Committee for Aeronautics, Tech. note no. 1785. 45 p.

Smith, C. D. and A. G. Oak. 1995. Culvert inlet efficiency. Can. J. Civ. Eng., 22, pp. 611 – 616.

Straub, L.G., A.G Anderson and C. E. Bowers. 1953. Importance of Inlet Design on Culverts Capacity. Technical Paper No. 13, St. Anthony Falls Hydraulic Laboratory, University of Minnesota. 26 p.

Tullis, B. P., D. S. Anderson, and S. C. Robinson. 2008. Entrance Loss Coefficients and Inlet Control HeadDischarge Relationships for Buried-Invert Culverts. J. Irrig. Drain Eng. 134(6), pp. 831 – 839. DOI: https://doi. org/10.1061/(ASCE)0733-9437(2008)134:6(831)

Tullis B.P. and D.S. Anderson. 2010. Slip-Lined Inlet End Treatment Hydraulics. J. Irrig. Drain Eng. 136(1), pp - 31 – 36. DOI: https://doi.org/10.1061/_ASCE_IR.19434774.0000113

White, F. M. 2016. Fluid Mechanics, Eight Edition in SI-units. McGraw-Hill, 8th edition. 792 p.

utstyr & Filtermateriale

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

Godkjenner du faktura i blinde?

Problemer med fakturamatch, feilbetalinger og uoversiktlige bestillinger?

Cillco Bestilling henter fakturaer fra økonomisystemet ditt og sammenligner dem med bestillingene – slik at du betaler sikkert, effektivt og uten ubehagelige overraskelser.

Les mer og ta kontakt pả

Grunnvannsbasert varmepumpeanlegg for lokal, grønn og konkurransedyktig matproduksjon

Av Christian Rekve Bryn, Jørn Stene, Anders Sand, Oddmund Soldal og Bjørn Frengstad

Christian Rekve Bryn (M.Sc.) er hydrogeolog, ansatt som fagspesialist hydrogeologi i COWI AS og Ph.D-stipendiat ved NTNU.

Jørn Stene (Dr. Ing.) er varmepumpe-/kuldeingeniør og ansatt som spesialist varmepumper og kjøleanlegg i COWI AS.

Anders Sand (M.Sc.) er sivilagronom og ansatt som energirådgiver i Norsk Gartnerforbund. Oddmund Soldal (Dr. Scient.) er hydrogeolog og ansatt som fagekspert i Norconsult.

Bjørn Syvert Frengstad (Dr. Ing.) er ingeniørgeolog og ansatt som professor og faggruppeleder ved Institutt for geovitenskap, NTNU.

Summary

Groundwater-based heat pump system for local, green and competitive food production. This study examines the potential of groundwaterbased heat pump systems as an energy source for Norwegian greenhouses, specifically focusing on the Bømoen and Bjørkemoen areas in Voss. Hydrogeological investigations indicate favourable conditions with high-quality groundwater, a stable temperature of 5–6 °C, and significant extraction potential. Utilizing groundwater for both heating and direct cooling can substantially reduce greenhouse energy consumption, leading to considerable economic savings and environmental benefits using renewable energy with a low environmental footprint. Groundwater cooling enables more closed greenhouse operations, maintaining high and stable CO₂ levels with a potential increase in yields of 30–50%. Economic analyses show a payback period of 9.8 years for a 1-hectare greenhouse equipped with groundwater heat pumps and heat exchangers, compared to 26.6

years using biogas for heating. Integration with local biogas plants and fertilizer from larvae production further enhances economic and environmental benefits, contributing to a local circular economy.

Sammendrag

Denne studien vurderer potensialet for grunnvannsbaserte varmepumpeanlegg som energikilde til norske veksthus, med utgangspunkt i Bømoen og Bjørkemoen på Voss. Hydrogeologiske undersøkelser viser gunstige forhold med god grunnvannskvalitet, stabil temperatur (5–6 °C) og stort uttakspotensial. Bruk av grunnvann til både oppvarming og direkte kjøling kan vesentlig redusere energiforbruket i veksthus. Dette gir betydelige økonomiske besparelser samt miljøgevinster, inkludert bruk av fornybar energi og lavt fotavtrykk. Kjøling med grunnvann gjør det mulig å holde veksthusene mer lukket, noe som gir mulighet for et høyt og stabilt CO₂-nivå med forventet vekstøkning på

opptil 30–50 %. Økonomiske analyser viser en inntjeningstid på 9,8 år for et 10 dekar veksthus med grunnvannsvarmepumpe og varmeveksler, sammenlignet med 26,6 år ved biogassoppvarming. Integrasjon med et lokalt biogassanlegg, som kan levere både CO₂ og gjødsel, samt gjødsel fra en lokal larveprodusent, legger til rette for en sirkulær løsning med ytterligere økonomiske og miljømessige fordeler.

Introduksjon

Veksthusnæringen i Norge har over lengre tid redusert sin avhengighet til fossile energikilder til oppvarming og økt bruken av nullutslippsalternativer, blant annet elektrisitet, pellets, biogass og bioolje. Denne utviklingen har til dels grunnlag i økt fokus på reduserte klimagassutslipp, samtidig som Norges rike tilgang på fornybar vann- og vindkraft har gjort elektrisitet til en økonomisk gunstig energikilde. I 2018 utgjorde fornybare energikilder 67 % av energiforbruket i veksthusnæringen (NGF, 2022). Likevel er utfordringer knyttet til energikostnader, teknologiimplementering og klimamål fremdeles aktuelle.

Oppvarming med fossile brensler står fortsatt for rundt 30 % av energiforsyningen i veksthus, hovedsakelig gjennom bruk av naturgass og propan. Selv om dette er en reduksjon fra 45 % i 1989, representerer det fortsatt en betydelig andel (ENOVA, 2024a). Norges Gartnerforbund har som mål å eliminere fossile brensler i veksthus innen 2030 (NGF, 2020b). I tillegg vurderer Stortinget å forby bruk av fossil gass fra 2028, noe som ytterligere presser næringen til å utforske alternative energiløsninger (Klima- og miljødepartementet, 2024; Miljødirektoratet, 2024; Statsministerens kontor, 2024).

Selv om den høye andelen fornybar energi i stor grad skyldes billig vannkraft, har de økte strømprisene de siste årene skapt utfordringer. Vinteren 2022–23 var spesielt krevende, med høye priser på både elektrisitet og gass. Strømkostnadene gikk fra et gjennomsnitt for de 5 tidligere årene, på 45 øre/kWh til 150 øre/kWh i 2022 (Holstad, 2023). Regjeringens strømstøtte bidro til å holde flere veksthusanlegg åpne, men

redusert produksjon førte til mangel på tomater og agurker i butikkene (Sannan, 2022; Sannan et al., 2022). Det ble ikke gitt kompensasjon for økte gassutgifter. Energikostnader utgjør opptil 30–40 % av produksjonskostnadene i veksthusdrift (Sannan et al., 2022), noe som gjør energieffektivisering avgjørende for økonomisk lønnsomhet, spesielt fordi marginene ofte er små. I 2030 forventes strømprisen å ligge på rundt 80 øre/kWh (Kirkerud et al., 2023) og nettleien til å øke med ca. 25 % (Finne et al., 2024).

Norges forespeilte strømproduksjon opp mot forventet forbruk har blitt diskutert i nyere tid, og flere analyser viser at Norge kan gå mot kraftunderskudd i 2030 (Andresen et al., 2023; Birkelund et al., 2021; Kirchner et al., 2022; Statnett, 2022), og dette legger ytterliggere aktualitet i ulike energisparingsinitiativ både generelt og for veksthusbransjen. I denne sammenhengen er grunnvarme høyaktuelt og kan på generell basis dekke alt av Norges varme -og kjølebehov (Ramstad, 2011).

Alternative energikilder som grunnvarme kan forbedre energieffektiviteten i norske veksthus vesentlig. Varmepumper med grunnvarme som energikilde vil redusere strømforbruket for oppvarming med typisk 70 %, og spart strøm til kjøling vil tallet være vesentlig høyere (7598 %). Erfaringer fra gartnerier viser at væske/ vann-varmepumper har hatt positiv effekt, og grunnvarme peker seg ut som en løsning med betydelig potensial for lavutslippsoppvarming (Sannan et al., 2022). Selv om investeringskostnadene kan være høye, gir slike løsninger langsiktige besparelser og bidrar til å redusere næringens karbonfotavtrykk. Dette gjelder spesielt grunnvannsbaserte varmepumpeanlegg som har en vesentlig lavere investeringskostnad per installert effekt ved riktige hydrogeologiske forhold enn bergvarmeanlegg. Grunnvannsbasert varmepumpeanlegg anses derfor som en alternativ og fremtidsrettet energikilde i matproduksjon. Enova har nylig økt støtten til varmepumper (Enova, 2024b), noe som bidrar til lavere investeringskostnader.

Lokal matproduksjon fører til økt matsikkerhet, et viktig moment i en verden med mer

geopolitisk uro, samt klimaendringers påvirkning på avlingsforutsigbarhet.

Denne artikkelen er basert på et forskningsprosjekt finansiert av Regionalt forskningsfond Vestland (RFF), COWI AS og Norconsult Norge AS. Prosjektet er utført av COWI AS og Norconsult Norge AS i samarbeid med Norsk Gartnerforbund (NGF) og Voss Herad. Formålet med arbeidet har vært å vurdere om den betydelige grunnvannsressursen på Bømoen og Bjørkemoen på Voss (Figur 1) kan brukes til termisk energiforsyning for matproduksjon i veksthus. Prosjektet er en del av et større forskingsprosjekt («Bømoen Plussbygd») som utforsker bruk av georessurser i planlegging og utvikling av områder. Dette innebærer kartlegging av tilgjengelig geotermisk energi i form av grunnvannsbasert grunnvarme, hvor varmepumper kan utnytte

grunnvannets lagrede solenergi. Vi kjenner bare til ett veksthusprosjekt hvor det er utredet bruk av grunnvann som energikilde og grunnvannsmagasinet til sesonglagring i Norge: De Beer and Ramstad (2008).

Denne artikkelen baseres på de viktigste delene av studien med fokus på grunnvann som termisk energikilde til veksthus med størrelse 10 da og med dyrking av tomater.

Hydrogeologiske forhold i Bømoen og Bjørkemoen

Bømoen og Bjørkemoen ligger på en sandur, dannet av smeltevann fra nedsmelting av breer etter siste istid. Vannmettet sone av sand- og grusforekomsten(e), som utgjør akviferen(e), har et volum på ca. 30 mill. m³ og gjennomsnittlig dyp til grunnvannet er ca. 8 m. Deler av akvi-

Figur 1. Oversiktskart over studieområdet og kart med grunnvannspotensialet for undersøkt område (Bømoen og Bjørkemoen). Grunnvannspotensialet er uttrykt ved transmissivitet: Høyt potensial (>0.02 m2/s), middels potensial (0.003-0.02 m2/s), lavt potensial (<0.003 m2/s). Grønne og oransje områder er mest relevante i forhold til grunnvannsuttak. Sorte punkt representerer grunnvannsbrønner med informasjon om stratigrafi, kornfordeling, hydraulisk konduktivitet, vannstand, temperatur og vannkvalitet.

feren vil benyttes til drikkevannsformål, og vil være Voss Herads reservevannforsyning. Det er gjort en rekke undersøkelser knyttet til kvartærog hydrogeologiske forhold for å kartlegge uttakspotensialet for grunnvann, grunnvannskvalitet, temperaturvariasjoner og hvordan grunnvannet beveger seg. Figur 1 viser et ressurspotensialkart for grunnvann i området.

Grunnvannet i området har en relativt stabil temperatur på ca. 5-6 °C gjennom året (Bryn, 2016; Haukanes, 2018; Soldal, 2023). Vannets høye varmekapasitet (4184 J/(K·kg)) gjør at det er mye energi lagret i grunnvannet. Ved bruk av en varmepumpe kan man frigi store mengder energi i form av varme, ved å kjøle nedgrunnvannet. Grunnvannet er også velegnet til kjøling, enten direkte (frikjøling) eller ved bruk av en varmepumpe. Bruk av grunnvann som energikilde i Norge kalles grunnvannsbasert grunnvarme og bruker et åpent system for uttak av energi, kontra et lukket bergvarmesystem hvor en frostvæske i en kollektorslange varmes opp av omgivelsene, typisk i 250-300 m dype borehull i berg. I det åpne systemet pumper man opp grunnvann og fører det gjennom en varmepumpe. En systemvariant er å lagre det oppvarmede/nedkjølte vannet (returvannet) i akviferen. Et slikt system kalles ATES (Aquifer Thermal Energy Storage). Dette systemet kan benyttes som et sesonglagringssystem, og det oppnås et svært energieffektivt system som kan brukes der de hydrogeologiske forholdene (eks. hydraulisk konduktivitet og hydraulisk gradient) ligger til rette. Grunnvannsbasert grunnvarme og ATES er mye brukt i land med gode grunnvannsforhold som f.eks. Nederland. I Norge har blant annet OSL Gardermoen flyplass ATES anlegg, og det jobbes med flere prosjekter i samme område. Selv om det er flere eksempler på grunnvannsbaserte grunnvarmeanlegg i Norge, er det en generell lav utnyttelse av denne energikilden som har bakgrunn i bl.a. tidligere lave strømpriser og begrenset kunnskap om grunnvannets potensiale som termisk energikilde.

Basert på beregnede transmissivitetsverdier er uttaksraten innenfor det grønne (sentrale)

området i Bømoen (Figur 1) estimert til 10-60 l/s per brønn og antall brønner over 10. For områder kategorisert som middels potensiale, er det antatt en uttaksrate per brønn på 5-10 l/s. Eksakte tall må baseres på spesifikke hydrogeologiske undersøkelser for hver brønnetablering og vannbalansen for området. Innenfor det mest aktuelle området (og volumet) for uttak av grunnvann ligger i gjennomsnitt oksygennivået på 10,8 mg/l, pH på 6,3 og jern på 6,5 µg/l. Disse parameterne er viktige for å kunne vurdere risikoen for utfelling av jern i varmepumpene. Lav pH vil typisk bidra til å holde løseligheten av jern oppe. Lavt jerninnhold betyr lavt utfellingspotensial og høyt oksygeninnhold betyr at vannet er oksygenmettet og mye av utfellingen har foregått i selve akviferen. Mangankonsentrasjonen ligger på 1,3 µg/l, og ansees som et mindre problem da manganutfelling er en tregere prosess enn jernutfelling (Stumm & Lee, 1961), som lest i Stenvik and Hilmo (2020). Verdiene av mangan er også lave. Vannkvaliteten i Bømoen betyr at sannsynligheten for utfelling i varmevekslere, rør og uttaks/infiltrasjonsbrønn, som bidrar til økt vedlikeholdsbehov og redusert kapasitet, er liten. Det er ikke vurdert slamtiltetting som følge av tilstrømming av finstoff, som er avhengig av massenes kornfordeling og brønnfilterdimensjonering.

Bjørkemoen har et mindre datagrunnlag enn Bømoen og verdier for transmissivitet er her mer usikre. Vannprøver for Bjørkemoen viser noe lavere oksygenkonsentrasjon (4,4-9,5mg/l, i gjennomsnitt) og høyere jerninnhold (8,615,7µg/l, i gjennomsnitt) enn på Bømoen. Brønner mot midten av denne akviferen har lavere oksygeninnhold enn langs kanten, mot resipient. Akviferen består her av et sandlag over relativt tette masser (fin sand/silt/leire), under det tettende laget ligger det et lag sand og grus som utgjør den mest aktuelle akviferen for utnytting.

På grunn av forskjeller i vannkjemien antar vi at vedlikeholdskostnadene ved et anlegg i Bjørkemoen vil være noe høyere enn i Bømoen. Vedlikeholdskostnadene kan typisk settes til 1-2% av investeringskostnadene (Ramstad, 2011).

Figur 2 viser en prinsippskisse for bruk av grunnvannsbasert grunnvarme til oppvarming og nedkjøling av veksthus.

Grunnvann som varme og kjølekilde i veksthus

Veksthus har et overskudd av varme i sommerhalvåret og et behov for oppvarming i vinterhalvåret. Tidligere ble det brukt belysning i veksthus som ga mye varmetilskudd (høytrykks natriumlamper, HPS), men teknologien for LED-belysning i veksthus er nå på full fart inn i bransjen. Når disse armaturene brukes, reduseres varmetilskuddet og varmebehovet øker tilsvarende. Dette gjør at installasjon av varmepumpeanlegg, som har relativt høy investeringskostnad, har blitt mer aktuelt. I tillegg har Enova økt satsene for tilskudd til væske-vann varmepumper (Enova, 2024b).

Ved å tilføre en stabil CO₂- konsentrasjonen på 800-1000 ppm vil man kunne få en vekstøkning på 30-50% (NGF, 2020a, 2025; Sannan, 2022; Sannan et al., 2022). For å kunne utnytte

innstrålt termisk energi i veksthuset og samtidig opprettholde en høy CO₂-konsentrasjon må luftelukene i taket holdes mest mulig lukket. Da må luften periodevis kjøles ned for å opprettholde ønsket temperatur og luftfuktighet. De to vanligste måtene å avfukte/kjøle luften i veksthus, utover eventuell tilførsel av uteluft fra takluker/ventilasjonsanlegg, har vært kjøleanlegg med varmegjenvinning (varmepumpe) og hygroskopisk (adsorpsjons) avfukter. Det er også mulig å utnytte passiv kjøling (frikjøling) så lenge man har tilgang på en kilde med tilstrekkelig lav temperatur om sommeren. I Bømoen er det tilgjengelig grunnvann i betydelige mengder med moderat stabilt temperaturnivå og god kjemisk kvalitet som er svært godt egnet som varmekilde for varmepumpeanlegg for energieffektiv oppvarming og som effektiv kjølekilde for kjøling/avfuktning.

Figur 3 viser en prinsipiell skisse av en «standard» klimatiseringsløsning for veksthus der varme tilføres via varmerør i gulv, vegger, tak og grorør, og der skyggegardiner og åpning av

Figur 2. Prinsippskisse for grunnvannsbasert grunnvarme til veksthus (COWI AS).

Figur 3. Prinsipiell framstilling av «standard» klimatiseringsløsning for veksthus og alternativ løsning med varmepumpe for oppvarming og direkte grunnvannskjøling for kjøling/avfuktning (SINTEF Energi AS, revidert av COWI AS).

taklukene («luftefyring») bidrar til å regulere temperatur og relativ luftfuktighet (RH) deler av året. Figuren viser også en alternativ løsning med grunnvannsvarmepumpe for oppvarming og direkte grunnvannskjøling for kjøling/avfuktning.

Varmepumpe /kjølesystem

I kapitlene under er det utført en vurdering av energikilder til oppvarming (grunnlast og reservelast/spisslast) og nedkjøling.

Oppvarming/nedkjøling – grunnlastog spisslastkjelde

Det er store variasjoner i behovet for oppvarming, kjøling og avfukting gjennom døgnet, uka, måneden og året i et veksthus, avhengig av sesong, ønsket innetemperatur og luftfuktighet for plantene i veksthuset, samt utendørs klima (temperatur, relativ luftfuktighet, solinnstråling og vind). Dette krever at et klimatiseringssystem for oppvarming, kjøling og avfukting i et veksthus har riktig kapasitet og kan reguleres dynamisk.

Oppvarming – grunnlastkilde –varmepumpeanlegg

Varmekilde er i dette prosjektet grunnvann fra en eller flere brønner, avhengig av kapasitet og behov. Dimensjonering av varmepumpen er

typisk etter 90% energidekningsgrad, som tilsvarer ca. 50 % effektdekning ved dimensjonerende utetemperatur og 6/50 °C på kald og varm side av varmepumpen. Varmepumpen vil bruke naturlig kuldemedium (propan, ammoniakk, CO2). Flere aggregater er fordelaktig for delvis redundans og fleksibilitet. Trinnløs kapasitetsregulering brukes for best mulig regulerbarhet.

Oppvarming – spisslastkjelde, reservelast (back-up) – kjelanlegg

Aktuelle kilder for spisslast og reservelast for varmepumpeanlegg i veksthus er kjelanlegg med propan, pellets, biogass, bio-olje samt elektrokjel. Det mest aktuelle alternativet for spisslast/reservelast for dette prosjektet, er biogass kjelanlegg, ettersom det skal etableres et biogassanlegg like i nærheten. Kjelanlegget oppnår høy virkningsgrad, typisk 80 % som spisslastkilde. Det er ingen kjent referansepris for biogass i Norge, og det forventes at prisen vil følge naturgassprisene (Thompson, 2022). I videre vurderinger er det tatt utgangspunkt i et biogass kjelanlegg. Dimensjoneringen er satt til 100 % effektdekning (back-up). Biogass kjelanlegg brukes som referansesystem til termisk energiforsyning i veksthus i videre økonomiske vurderinger.

Kjøling/avfukting

Med god tilgang på grunnvann med en temperatur på rundt 5–6 °C, er en grunnvannsvarmepumpe kombinert med passiv kjøling (frikjøling) fra grunnvann en svært lovende teknisk løsning.

Energibehov for helårsproduksjon av tomater

NGF har, med temperaturer og vindhastigheter fra Vossevangen og globalstråling fra Ullens-

vang i 2023, beregnet varmebehov, kjølebehov og resulterende varmeoverskudd for helårs tomatproduksjon i blokkhus på 10 da. Figur 4 viser varmeeffektbehov og energibehov per måned, og Figur 5 viser varmebehov og varmeoverskudd for 10 da veksthus.

Varmeoverskuddet i veksthusene vil redusere det årlige varmebehovet med i størrelsesorden 40 %. Det årlige netto varmebehovet blir da ca. 340 MWh/år (varmepumpen/VP dekker 90 %

10.000 m2 - TOMAT helårsproduksjon - varmeeffektbehov

Veksthus 10.000 m2 - TOMAT helårsproduksjon - energibehov

Veksthus

Figur 4. Beregnet månedlig energibehov og effektbehov til oppvarming for 10 da blokkhus for helårs tomatproduksjon.

Varmebehov

Varmeoverskudd

Figur 5. Beregnet ukentlig varmebehov og varmeoverskudd i et 10 da blokkhus for helårs tomatproduksjon.

Tabell 1. Estimert dimensjonerende varmeytelse for varmepumpeanlegg med 90 % energidekningsgrad og spiss-/ reservelast (biogasskjeler), samt dimensjonerende kjøleeffekt for kjøleanlegg ved 100 og 200 W/m² spesifikk kjøleeffekt. Tabellen inkluderer også estimert grunnvannsbehov for varmepumpeanlegg og kjølesystem ved dimensjonerende varmeytelse.

10 da (10.000 m2) veksthus

MW (58 l/s)

av varmebehovet – ca. 305 MWh/år) for 1 da og ca. 2,40 GWh/år (VP 90 % – ca. 2,1 GWh/år) for 10 da.

Dimensjonering av termisk energianlegg

Tabell 1 viser beregnet dimensjonerende effekt for kjelanlegg med biogass, grunnvannsvarmepumpe og kjølesystem for kjøling og avfukting i et 10 da blokkhus. Jo større veksthuset er, desto lavere blir det spesifikke varmeeffektbehovet (W/m²), på grunn av minkende ytterveggandel. Jo høyere kjøleeffekt som installeres, desto færre

dager er det nødvendig å bruke luftelukene for temperatur- og fuktkontroll i veksthuset, og desto flere dager kan veksthuset drives med høy CO₂-konsentrasjon for økt avling. Tidligere har det blitt estimert at omkring 100–200 W kjøling per m² er optimalt. For et veksthus på 10 da er den dimensjonerende vannmengden for varmepumpen omtrent 15 % høyere enn for kjølesystemet ved 100 W/m². Ved 200 W/m² er den dimensjonerende vannmengden for kjøling 45 % høyere. For varmepumpen er det antatt en avkjøling av grunnvannet på 3 °C og en estimert effektfaktor (COP - varmeytelse (kW) dividert

på tilført elektrisk effekt (kW)) på 3,5 ved dimensjonerende forhold. For kjøling med grunnvann er det antatt en temperaturøkning på 5 °C (6/11 °C).

Figur 6 viser et forslag til systemutforming for grunnvannsvarmepumpe til oppvarming og kjøling/avfukting, der separate varmevekslere benyttes for å unngå sirkulasjon av urenset grunnvann og frostvæske i systemet. Varmeveksleren til varmepumpeanlegget dimensjoneres med en minimal temperaturdifferanse (MLP) på 2 °C for best mulig COP og krever frostvæske på grunn av lav temperatur. Kjølekretsen har en egen varmeveksler for å unngå sirkulasjon av frostvæske ut til luftvarmevekslere, noe som reduserer temperaturforskjellen og optimaliserer kjøleeffektiviteten.

Økonomisk vurdering

Det er utført en økonomisk analyse for inntjening av innvesteringer i et veksthusanlegg

med varmepumpe i forhold til et referansesystem med bruk av biogass. I vår analyse er det lagt til grunn bruk av grunnvann som varmekilde og til kjøling for helårsproduksjon av tomater. Biogass i referansesystemet benyttes kun til oppvarming.

I analysen er det beregnet tilbakebetalingstid (TB), inntjeningstid (IT), nåverdi (NV) og største tillatte investering (STI). Formlene som har blitt benyttet er: Økonomisk vurdering

Det er utført en økonomisk analyse for inntjening av innvesteringer varmepumpe i forhold til et referansesystem med bruk av biogass grunn bruk av grunnvann som varmekilde og til kjøling for helårsproduksjon referansesystemet benyttes kun til oppvarming.

I analysen er det beregnet tilbakebetalingstid (TB), inntjeningstid tillatte investering (STI). Formlene som har blitt benyttet er: �� = $��! �� & �� = "#$%& %!" # (∗* ( % + "#(&-* ) �� = / 0 + �� ∗ (1 + ��) # ��!

�� = �� ∗ 2& (&-*) & * 3 = 2/ 0 3 = (��! + ��)

�� = $ �� 1 (1 + ��) # &

Hvor I0 er merinvestering for det grunnvannsbaserte grunnvarmesystemet (biogass). B er netto årlig besparelse/inntjening, r er realrente annuitetsfaktor.

Analysen er blitt utført ved å gjøre:

• Økonomisk analyse av selve energisystemene opp mot varmeproduksjon.

• Økonomisk analyse av matproduksjon, utgifter og omsetning

• Økonomisk analyse av energisystemene opp mot hverandre matproduksjon

Variabler

Tabell 2 gir informasjon om beregnede investeringskostnader årskostnader.

Estimert tomatproduksjon i veksthus på 10 da, basert på tall Tomatsalget er beregnet til ca. 20-25 kr/kg. Dette gir en omsetning m2. Omsetningen blir da ca. 22 - 31 mill. kr for et 10 da veksthus kjølesystem for redusert bruk av lufteluker til kjøling/avfukting på 30 %. Dette tilsvarer en omsetning på ca. 28 - 40 mill. kr basert på erfaringstall fra NGF og satt til 25% av omsetningen.

Figur 6. Forslag til systemutforming for varmepumpe til oppvarming og et kjølesystem koblet mot grunnvannsbrønner via to grunnvannsvarmevekslere (1 og 2). Kjølekretsen er direkte koblet til kjølevarmevekslere (fan-coils) i veksthuset (COWI AS).

Hvor I 0 er merinvestering for det grunnvannsbaserte grunnvarmesystemet, i forhold til referanse (biogass). B er netto årlig besparelse/ inntjening, r er realrente, n er økonomisk levetid og a er annuitetsfaktor.

Analysen er blitt utført ved å gjøre:

• Økonomisk analyse av selve energisystemene opp mot hverandre, og da kun for varmeproduksjon.

• Økonomisk analyse av matproduksjon, utgifter og omsetning for hvert energisystem

• Økonomisk analyse av energisystemene opp mot hverandre i kombinasjon med matproduksjon

Variabler

Tabell 2 gir informasjon om beregnede investeringskostnader og Tabell 3 beregnede årskostnader.

Estimert tomatproduksjon i veksthus på 10 da, basert på tall fra NGF, er ca. 110-125 kg/m². Tomatsalget er beregnet til ca. 20-25 kr/kg. Dette gir en omsetning på ca. 2 200 – 3 100 NOK per m2. Omsetningen blir da ca. 22 - 31 mill. kr for et 10 da veksthus. Ved tilført CO2 og bruk av kjølesystem for redusert bruk av lufteluker til kjøling/ avfukting er det beregnet en avlingsøkning på 30 %. Dette tilsvarer en omsetning på ca. 28 - 40 mill. kr for 10 da. Personalkostnadene er basert på erfaringstall fra NGF og satt til 25% av omsetningen.

For veksthus med biogasskjel er årskostnadene beregnet til 21 mill. kr. Merk at disse er i hovedsak lavere grunnet lavere omsetning, og dermed lavere personellkostnader.

Realrenten som er brukt i analysen er satt til 5% og økonomisk levetid er satt til 20 år.

Tabell 2. Investeringskostnader for grunnvannssystem brukt i analysen.

Variabler 10 da Kommentar

Varmepumpe

kr 8 000 000

Varmeveksler kr 500 000

Gassfyrt kjelanlegg (spisslast/reservelast)

kr 1 750 000

Brønnpark (forundersøkelser, prosjektering, uttaks -og infiltrasjonsbrønner og grøft med rørføring) kr 3 400 000

Basert på erfaringstall fra COWI-prosjekter

Basert på erfaringstall fra COWI/Norconsultprosjekter og innhentede priser (2024)

Enova-støtte (varmepumpe) -kr 3 150 000 Kr 2000 + 1000 kr per KW (Enova, 2024b)

Veksthusanlegg

Kr 60 000 000 – 80 000 000

Sum Kr 80 650 000

For veksthus med biogasskjel er total investeringskostnad beregnet til ca. 71 mill. kr.

Basert på beregninger av NGF (Bryn et al., 2024). Et snitt på 70 000 000 er brukt videre i beregningene

Tabell 3. Årskostnader for grunnvannssystem brukt i analysen. Merk at det er brukt en strømpris på 1 kr/kWh for å ta hensyn til forespeilet strømpris (mot 2030) og nettleie.

Variabler 10 da Kommentar

Pumpekostnader

Varmekostnader

Vedlikeholdskostnader

Strømkostnader lys

Personellkostnader

kr 275 000

kr 640 000

kr 106 000

kr 7 080 000

kr 8 610 000

Sum Ca. kr 24 000 000

Strømpris 1 kr/kWh

SCOP 3,75 (midlere COP) og strømpris 1 kr/kWh

1% av investeringskostnad pga. god vannkvalitet

Basert på beregnet lysbehov for tomater (helårsproduksjon – 7 080 000 kWh/år) og en strømpris på 1 kr/kWh

25 % av omsetningen (basert på tall fra NGF, se (se Bryn et al., 2024)

Investeringsanalyse

Økonomisk analyse for varmeproduksjon

Årlig besparelse for energikostnader til oppvarming er beregnet til ca. 1,5 mill. kr ved bruk av grunnvannsvarmepumper. Inkludert investeringskostnader gir dette en tilbakebetalingstid (TB) på 6,4 år, en inntjeningstid (IT) på 7,8 år, en nåverdi (NV) på 9,2 mill. kr og største tillatte investering (STI) på 18,7 mill. kr.

Økonomisk analyse av matproduksjon med hvert energisystem

Matproduksjon med grunnvannsvarmepumper

Årlig fortjeneste for tomatproduksjon i 10 da veksthus med bruk av grunnvannsvarmepumper og varmevekslere er beregnet til ca. 10,5 mill. kr. Dette gir en TB på komplett veksthusanlegg på 7,6 år og en IT på 9,8 år.

Matproduksjon med biogasskjelanlegg Årlig fortjeneste ved bruk av biogass til varmeproduksjon er beregnet til ca. 5,6 mill. kr. Dette gir en TB på komplett veksthusanlegg på 14,5 år og en IT på 26,6 år.

Økonomisk analyse av energi og matproduksjon for referanse -og utfordreranlegg

Differanse i fortjeneste mellom de to systemene er beregnet til 5,7 mill. kr, i favør grunnvannsvarmepumpesystemet. En TB på komplett veksthusanlegg for valgt system i forhold til referanse er beregnet til 1,7 år og en IT på 1,8 år. NV for et komplett system er beregnet til 61,4 mill. kr og STI er beregnet til 70,9 mill. kr.

Usikkerheter

Tallene som presenteres her omfatter ikke faktorer som tomtekostnader (leie eller kjøp), investeringskostnader for fan-coils til kjøling, varmedistribusjonsrør, spisslastkostnader (biogass), CO₂ og kompost, diverse vedlikeholds- og servicekostnader, distribusjonskostnader osv. Grøfte- og rørkostnader er anslag. Støtteordning for biogasskjel og varmeveksler er ikke undersøkt, det samme gjelder støtte fra andre støtteordninger (Landbruksdirektoratet, Miljødepar-

tementet gjennom f.eks. Klimasats, eller Enova-støtte til varmeveksler og andre systemer). Det er brukt en vekstøkning som følge av økt CO₂-nivå på 30%, som i realiteten er opp mot 50%. Det er ikke lagt til vedlikeholdskostnader for biogasskjelanlegget.

Sirkulær økonomi

Det finnes gode muligheter for sirkulære synergieffekter i området. Et nytt biogassanlegg på Bjørkemoen, som skal inngå i en biopark (Grøn Region Vestland, 2024), vil få et overskudd på rundt ca. 2500 tonn CO₂ årlig (Birkeland, 2024), denne gassen kan føres til veksthuset for økt matproduksjon (30-50%).

Biogassanlegget planlegger også å produsere gjødsel (25 % av en separert del gjødsel skal være «tørr», resten flytende) (Birkeland, 2024) i samarbeid med en lokal larveprodusent Invertapro sitt gjødsel «Bløme» (Invertapro AS, 2024)). Denne komposten kan benyttes i veksthus, enten i flytende eller tørr form. Et vellykket

Figur 7. Eksempel på sirkulær økonomi med georessurser som grunnlag i utvikling. Biogassanlegget og Invertapro sin larvefabrikk bygges i området per dags dato. Oppdrettsanlegg er en ide med bakgrunn i behov for riktig temperaturforhold, rent vann, mat fra larver og fiskeslo og slam til biogassproduksjon og larveproduksjon.

Tabell 4. Økonomisk analyse oppsummert.

Variabler Økonomisk analyse av varmeproduksjon

Økonomisk analyse av matproduksjon med hvert energisystem

Matproduksjon med grunnvannsvarmepumper

Matproduksjon med biogasskjelanlegg

NV 9,2 mill. kr

eksempel på bruk av både CO₂ og gjødsel fra biogass er prosjektet «Den magiske fabrikken» på Sem (DMF, 2025).

I en lokal, sirkulær økonomi kan grunnvann utgjøre et viktig fundament som en kilde til billig, miljøvennlig og fornybar termisk energi. Stabile energikostnader bidrar ytterligere til økonomisk forutsigbarhet og stabilt driftsbudsjett. Dette er det stort behov for i bygninger for både nærings- og boligformål i Norge.

Oppsummering

Grunnvannsmagasinet i Bømoen/Bjørkemoen har et stort uttakspotensial, god vannkvalitet og stabil temperatur på 5–6 °C. Det er nok energi til å dekke varme- og kjølebehovet for et veksthus på over 10 da (sannsynligvis >100 da). Grunnvann er rimelig, utslippsfritt og fornybart, lite arealkrevende, «usynlig» og egner seg til både oppvarming og kjøling. Selv om investeringskostnadene er relativt høye, kan et anlegg tjenes inn på relativt få år, sammenlignet med konkurrerende termiske energiløsninger.

Når et veksthus kjøles med grunnvann, kan luftelukene i taket i stor grad holdes lukket om sommeren, slik at man bevarer et stabilt høyt CO₂-nivå som erfaringsvis kan øke avlingen med 30-50 % (30 % brukt i vårt eksempel). Ved effekten av billig varme, «gratis» kjøling og tilført CO₂ vil et veksthus på 10 dekar ha et anslått driftsoverskudd på rundt 10 mill. kr. Tilbakebetalingstiden er estimert til 7.6 år og Inntjeningstiden 9.8 år.

Resultatene viser et betydelig potensial for bærekraftig matproduksjon ved bruk av grunn-

Økonomisk analyse av energi og matproduksjon for referanseanlegg mot utfordreranlegg

vannsbasert grunnvarme. Synergieffekter med biogassanlegg og andre aktører i en planlagt biopark gir gode muligheter for sirkulærøkonomiske løsninger, blant annet ved bruk av biprodukter som CO₂ og kompost.

Samlet kostnadsanalyse er vist i tabellen over.

Takksigelser

Stor takk til alle som har bidratt til dette prosjektet utenom selve arbeidet med rapport og artikkel. Dette gjelder Voss Herad (gjennom Hans-Erik Ringkjøb, Tonje Ljones Såkvitne og Karianne Finne) som har vert søkere til finansiering av prosjektet som har ledet til denne artikkelen. Takk til COWI AS og Norconsult AS for egenfinansiering. Takk til Bømoen AS som har bidratt med støtte til det større forskningsprosjektet og som grunneiere av Bømoen. Takk til BIR AS og Invertapro AS for informasjon om fremtidige planer for Voss biopark for biogassog larveproduksjon. Og til slutt takk til Regionalt forskningsfond Vestland for finansiering av prosjektet.

Referanser

Andresen, Ø., Hauglie, A., Ringkjøb, H.-E., Seim, H., Tomasgard, A., Fredriksen, B. F., Heia, G., Roland, K., Stubholt, L. M., Ulriksen, A., Gotaas, S., Lundberg, S. A., Rollefsen, G., & Tennbakk, B. (2023). Mer av alt – raskere. Norges offentlige utredninger. https://www.regjeringen. no/contentassets/5f15fcecae3143d1bf9cade7da6afe6e/no/ pdfs/nou202320230003000dddpdfs.pdf

Birkeland, Ø. (2024). CO2 Biogassanlegg. In C. R. Bryn (Ed.).

Birkelund, H., Arnesen, F., Hole, J., Spilde, D., Jelsness, S., Aulie, F. H., & Haukel, I. E. (2021). Langsiktig kraft-

markedsanalyse 2021 – 2040: Forsterket klimapolitikk påvirker kraftprisene. NVE Rapport. https:// publikasjoner.nve.no/rapport/2021/rapport2021_29.pdf

Bryn, C. R. (2016). A reserve water resource in Voss, Norway. Investigation of an integrated hydrogeological system and impact assessment of groundwater pollution using hydrogeological modelling [Master Thesis, University of Copenhagen]. Copenhagen.

Bryn, C. R., Stene, J., Soldal, O., & Sand, A. (2024). Potensiale for etablering av veksthus i Bømoen, Voss Herad

De Beer, H., & Ramstad, R. K. (2008). Hydrogeologiske undersøkelser ifm energilagring ved Akkerhaugen Gartneri, Akkerhaugen, Sauherad (Vol. 2008.006). Norges geologiske undersøkelse. https://www.ngu.no/ publikasjon/hydrogeologiske-undersokelser-ifm-energilagring-ved-akkerhaugen-gartneri-akkerhaugen

DMF. (2025). Den Magiske Fabrikken - mer enn et biogassanlegg! Den Magiske Fabrikken. Besøkt 17.01.2025 fra https://dmfas.no/

ENOVA. (2024a). Gartneri. Besøkt 14.01.2025 fra https://www.enova.no/kunnskap/gartneri/.

Enova. (2024b). Vilkår for støtte til Varmesentraler Enova. https://www.enova.no/bedrift/bygg-og-eiendom/ varmesentraler/.

Finne, B. E., Moe, S. H., & Undeli, P. (2024). Framskriving av nettleie i lokalt distribusjonsnett 2024-2030. Rapport NR. 6 / 2024. https://www.nve.no/media/17408/rapportframskriving-nettleie.pdf

Grøn Region Vestland. (2024). Voss Biopark. Besøkt 17.01.2025 fra https://www.gronregionvestland.no/vaarehubbar/voss-biopark

Haukanes, L. (2018). Risiko- og sårbarheitsanalyse av eit reservevassverk på Bømoen, Voss. [Risk and vulnerability analysis of a backup water supply at Bømoen, Voss]. [Master Thesis, University of Bergen]. Bergen. https://bora.uib.no/bora-xmlui/handle/1956/17855

Holstad, M. (2023). Rekordhøy strømpris i 2022 – dempet av strømstøtte. Statistisk Sentralbyrå. Besøkt 15.01.2025 fra https://www.ssb.no/energi-og-industri/energi/statistikk/ elektrisitetspriser/artikler/rekordhoy-strompris-i-2022-dempet-av-stromstotte

Invertapro AS. (2024). Prøv naturens eige supergjødsel. Invertapro AS. Besøkt 17.01.2025 fra https://www.invertapro.com/bloeme-til-heim

Kirchner, B., Tennbakk, B., Hauge, H. S., Nagothu, S., & Hoggen, R. L. (2022). Har vi fleksibilitet nok til å balansere kraftsystemet fram mot 2050? Etterspørsel etter fleksibilitet og kilder som kan levere.

https://www.regjeringen.no/contentassets/5f15fcecae3143 d1bf9cade7da6afe6e/no/sved/vedlegg4.pdf.

Kirkerud, J. G., Buvik, M., Holm, I., Spilde, D., Sørbye, M., Skaansar, E., Kvandal, H., Birkelund, H., Skulstad, H., Petrusson, L., Fjær, K., & Darras, C. (2023). NVE Rapport nr. 25/2023. Langsiktig kraftmarkedsanalyse 2023. Energiomstillingen – en balansegang https://publikasjoner.nve.no/rapport/2023/ rapport2023_25.pdf.

Klima- og miljødepartementet. (2024). Regjeringens klimastatus og -plan. https://www.regjeringen.no/contentassets/1b2fd715fe494bd886a4756a49737670/no/pdfs/regjeringensklimastatus-og-plan.pdf.

Forslag om forbud mot bruk av fossil gass til byggvarme, (2024). https://www.miljodirektoratet.no/hoeringer/2024/mai-2024/forslag-om-forbud-mot-bruk-avfossil-gass-til-byggvarme-/

NGF. (2020a, 10.03.2021). Det grønne karbonet. Besøkt 17.01.2025 fra https://gartnerforbundet.no/det-gronne-karbonet/

NGF. (2020b). NGF’s Energi- og klimastrategi https://gartnerforbundet.no/wp-content/uploads/ 2020/11/NGFs-Energi-og-klimastrategi-2021-2030.pdf.

NGF. (2022). Ren energi (Bærekrafthåndbok for grøntnæringen). https://xn--brekrafthndboken-lobj.no/.

NGF. (2025). CO2. Besøkt 17.01.2025 fra https://ngfenergi.no/klimastyring/co2/

Ramstad, R. K. (2011). Grunnvarme i Norge : kartlegging av økonomisk potensial (Vol. nr 5/2011). Norges vassdrags- og energidirektorat. https://publikasjoner.nve.no/ oppdragsrapporta/2011/oppdragsrapporta2011_05.pdf.

Sannan, S. (2022, 30.03.2022). Strømkrise og matkrise: Kan veksthus bidra til økt selvforsyning i Norge? https://blogg.sintef.no/energi/stromkrise-og-matkrisekan-veksthus-bidra-til-okt-selvforsyning-i-norge/

Sannan, S., Enerstvedt, K. E., & Skarphagen, H. (2022). Energibruk i norske veksthus. Rapport for prosjektet “Energieffektiv klimakontroll for økt produktivitet i norske veksthus”. https://sintef.brage.unit.no/sintef-xmlui/ handle/11250/3023994

Soldal, O. (2023). Søknad om konsesjon for uttak av grunnvatn til drikkevassforsyning på gnr/bnr. 92/43, Bømoen i Voss herad, Vestland fylke.

Statnett. (2022). Kortsiktig Markedsanalyse 2022-27. https://www.statnett.no/globalassets/for-aktorer-i-kraftsystemet/planer-og-analyser/kma2022-2027.pdf.

Statsministerens kontor. (2024). Anmodnings- og utredningsvedtak i stortingssesjonen 2023–2024. https://www.regjeringen.no/no/dokumenter/ meld.-st.-4-20242025/id3056808/?ch=10

Stenvik, L. A., & Hilmo, B. O. (2020). Jern- og manganproblematikk ved grunnvannsuttak med eksempler fra Ringerike og Sunndal vannverk. VANN(02 2020). https://vannforeningen.no/wp-content/uploads/2020/06/ Stenvik.pdf

Stumm, W., & Lee, G. F. (1961). Oxygenation of Ferrous Iron. Industrial and engineering chemistry, 53(2), 143-146. https://doi.org/10.1021/ie50614a030

Thompson, S. (2022). Grønt landtransportprogram - biogasspiloten; BIOGASS – ET MARKED I RASK ENDRING https://www.nho.no/siteassets/prosjekter-og-samarbeid/ gront-landstransportprogram/2209-stakeholder-markedsanalyse--biogass-26.-sept-2022.pdf.

Screening og kvantifisering av miljøskadelige stoffer

Overvåking og kvalitetskontroll av overflatevann, råvann, prosessert vann, drikkevann og avløpsvann

• Hurtigtester for screening og kvantifisering av cyano– og algetoksiner

• Tester for tilstedeværelse og effekt av hormonhermende stoffer

• Kartlegging av naturlige og menneskeskapte kontaminanter

CPTU temperature sounding: The potential to identify flowing groundwater by thermal anomalies

By Sondre Gjengedal, Priscilla Paniagua and Martin Keiserås Haugen

Sondre Gjengedal (Ph.D) is a hydrogeologist and researcher at the Norwegian Geotechnical Institute (NGI), Trondheim, Norway. Priscilla Paniagua (Ph.D) is a geotechnical engineer and researcher at the Norwegian Geotechnical Institute (NGI), Trondheim, Norway.

Martin Keiserås Haugen (M.Sc) is a geotechnical engineer and researcher at the Norwegian Geotechnical Institute (NGI), Trondheim, Norway.

Sammendrag

CPTU sondering med temperatur; potensial for å identifisere strømmende grunnvann med termiske anomalier. Å bruke temperaturdataene fra trykksonderinger med poretrykksmålinger (CPTU) viser seg lovende som et verktøy som muliggjøre påvisning av permeable soner i løsmasser der det faktisk forekommer grunnvannstrømning. CPTU-data fra tre ulike geotekniske prosjekter i Norge blir presentert, hvor prosjektene viser tre vidt forskjellige scenarier når det gjelder temperaturresponser i løsmasser. I to av prosjektene er det påvist temperaturavvik i forbindelse med forekomst av grovere løsmasselag innenfor leirdominerte sedimenter. Trendene til temperaturdataene i disse anomaliene viser temperaturøkninger innenfor et begrenset område, som ikke kan forklares av de vanlige kjente årsakene, eksempelvis friksjonsgenerering av varme eller feilaktige lagringsforhold for CPTU sonden før sondering. Det antas at disse uregelmessighetene er en indikasjon på forekomsten av grunnvannstrømning innenfor disse permeable lagene. Metodikken, potensialet og begrensningene til CPTU-metoden for å oppdage

en slik anomali, når det gjelder datainnsamling og datatolkning, blir presentert.

Summary

The use of the temperature data from piezocone penetration tests with pore pressure measurements (CPTU) show promise as a tool that can enable the detection of permeable zones where there occurs actual groundwater flow. CPTU data from three different geotechnical projects in Norway are presented, showing three widely different scenarios in terms of temperature responses in soil. In two of the projects there are detected temperature anomalies in conjunction with the occurrence of coarser soil layers within clay dominated strata. The trend of the temperature data in these anomalies show elevated temperatures that are not explainable by more commonly known causes, such as frictionally generated heat or faulty storage conditions of the CPTU probe before sounding. It is hypothesised that these anomalies are indicative of the occurrence of groundwater flow within these permeable layers. The methodology, potential

and limitations of the CPTU method for detecting such an anomaly, in terms of data acquisition and data interpretation, are presented.

Introduction

The concept of “energy geostructures” is now seeing increased attention in Norway. Energy geo-structures are infrastructure and building assemblies, such as energy piles, energy walls, energy tunnels, energy slabs, and other subsurface installations that are installed below ground for a variety of construction or foundation purposes (Laloui & Loria, 2019). As opposed to the more common geothermal system in Norway, the borehole energy wells that are drilled several hundred meters deep into bedrock, energy geostructures are often installed relatively close to the surface, i.e. from 2 – 50 meters depth. In Norway’s cold climate this yields a particular challenge for the adoption of energy geostructures into new projects, because the soil temperatures, at such shallow depths, tend to be close to zero in certain periods of the year. This yields a challenge because there exist limited quantities of heat in the soil to be used by the geothermal system before the ground is in risk of freezing, potentially causing ground settlement and property damage.

To mitigate this risk, it is recommended that an energy geostructure system constructed in Norway is designed as a thermal energy storage system, where excess heat from the building is used to heat the ground during the summer, elevating the ground temperature before wintertime, thus avoiding freezing (Gjengedal & Bjørnarå, 2024). Employing energy geostructures in this manner will be particularly beneficial for a building that have both cooling and heating demands, enabling the building to regenerate a portion of its energy from the summer to the winter season.

All such thermal energy storage systems rely on their efficiency and capacity to store the heat, meaning it is unfavourable to lose the heat to the surroundings, causing losses for the system as a whole (Nordell, 2015). Groundwater flow is one potential phenomenon that has the capacity to

deplete thermal energy storages before the systems are able to make use of it. For instance, if a permeable soil layer occurs within the storage volume, that e.g. allow groundwater to flow through the energy pile foundation area, the groundwater will absorb the stored heat and remove it, thus depleting the storage capacity. The potential for groundwater flow through these systems should therefore be investigated at an early stage in the project development.

However, as with any ground source heating and cooling project, it is typically a financial hurdle to acquire site specific geological data at an early stage in the planning phase of projects (Gehlin, 2002; Akrouch et al., 2016). The piezocone penetration test with pore pressure measurements (CPTU, also known as cone penetration test) is a conventional geotechnical site investigation method that is often used in construction projects in Norway today (NGF, 2010). Its multisensory logging approach allow geotechnical engineers the interpretation of stratification (for example, the detection of permeable soil layers at a site), classification of soil type and evaluation of engineering soil parameters. It is used particularly for projects that involve load bearing or load altering measures, such as installation of piles or retaining structures. Nonetheless, the conventional CPTU parameters used today does not indicate whether there occurs groundwater flow within this permeable layer, or not.

A recent study at the Norwegian Geotechnical Institute has found signs that the CPTU can provide an early-stage approach for the evaluation of groundwater flow by employing the data from the integrated temperature sensor in the interpretation process, in addition to the standard CPTU parameters. This paper presents a theoretical framework for this hypothesis along with the findings where CPTU temperature data is evaluated in conjunction with the standardized logging parameters. The potential and limitations of the CPTU method in this respect, both in terms of data acquisition and data interpretation, will be presented. In addition, equipment limitations will be discussed.

Theory

The temperature within the subsurface is a sitespecific property that vary depending on local climatic and geological conditions. Seasonal variations in air temperature cause the ground temperature to fluctuate and this fluctuation will often follow a distinct pattern. In the special case of using CPTU sounding for temperature logging, one must consider that the sounding occurs at a specific time of the year, triggering these seasonal trends to affect the results. One must therefore recognise which type of trends that should be expected from the soil at a given site and depth, and which trends that should not be expected at the time of sounding. Deviations from the expected trends, so called anomalies, might occur due to a variety of causes. Knowing how different phenomena affect the temperature recorded by the CPTU is therefore important, giving due cause to consider groundwater flow as possible explanation for the anomaly.

Luckily the expected ordinary trends have distinct signatures. In soil and rock, the conduction of heat, both to and from the surface, is governed by a soil’s thermal properties and the local climatic conditions at a given location. Near the surface, i.e. the upper few centimetres of soil, the soil temperatures tend to fluctuate on a daily basis, while deeper sections of the soil profile will fluctuate with longer trends, following the larger seasonal temperature variations that occurs above ground. A typical yearly fluctuation is shown in Figure 1, where the annual envelope shows the maximum and minimum temperatures the soil obtains during the course of a year. The corresponding temperature data for each month is shown as individual profiles towards depth. The monthly profiles show that it takes time for the deeper soil to adjust to the surface temperature, displaying a gradual decline and increase towards depth with each consecutive month, lagging behind the seasons.

The fluctuations are particularly profound in the upper section of the soil, i.e. above 3-meters depth where the fluctuations can be relatively large and vary by more than 10-30°C from the winter to the summer months. At greater depth

Figure 1. Typical temperature profiles towards depth for soils affected by the annual temperature fluctuations of surface weather and climate (modified after Kurylyk et al., 2015).

the ground temperature, both in soil and in bedrock, trends towards a stable level all year round, shown here from approximately 13-meters depth and below (Figure 1). This stable temperature is typically reasonably similar to the local annual average air temperature at the surface at the given area, which in southern Norway is often around 5-8 °C. Below this depth the ground temperature is relatively constant, although a slight and gradual increase in temperature is observed towards greater depths (S1 and S2 in Figure 2). This gradual increase is due the geothermal gradient, and the temperature typically increase between 1.5-2.5 °C per 100 meters depth in Norway (Holmberg et al. 2018). The annual envelope shown in Figure 1 and the deeper trend shown in Figure 2 are in most cases the expected temperature profiles where there does not occur any anomalies, and in areas where there are no additional heat sources adjacent.

Groundwater flow has in many situations been known to affect temperature levels in soil and rock (Anderson, 2005), e.g. altering the temperature in boreholes where a permeable fracture introduces groundwater to a well (Liebel et al., 2012). The effect of groundwater

Figure 2. Two temperature profiles towards depth from a borehole in Skjåk, Oppland County, Norway (reproduced after Holmberg et al., 2018). Note the relatively large spread in the upper 10-meter sections of the borehole for the different profiles S1 and S2 that are taken on different times of the year.

flow on the temperature depends on which temperature the water has before entering the area, and thus the effect depends on the direction of flow. One example is seen in the data of Holmberg et al. (2018) in Figure 2, where the S1 datapoints deviate from the S2 data in the upper 100 meter of the borehole. This is due to entry of relatively warm groundwater, via a fracture at this depth, that flows upwards to another fracture at 35 meters depth, causing the temperature profile to deviate from the expected trend in the part of the profile where the flow occurs.

Furthermore, in urban areas with existing buildings and infrastructure, there might also be manmade heat sources that affects the soil temperature, influencing the local ground temperature around their foundations. A study by Liebel et al. (2011) display this for four boreholes in Oslo. Two boreholes drilled adjacent to an old school building display significantly higher temperatures in the subsurface than expected when compared to two other boreholes drilled at greater lateral distances from the building.

All these possible influences affect the shape of the annual envelope and temperature trends, which might thus be different in urban versus rural areas, and with or without groundwater flow. These phenomena must be considered when interpreting CPTU temperature data. The sampling methodology and data acquisition has also been found to affect the recordings and will be elaborated in the next section.

CPTU – data acquisition, sampling methodology and error sources

A cone penetration test (CPTU) is performed by pressing a cone-shaped probe (Figure 3) vertically downwards into the soil at a constant speed of 20 mm/s (EN ISO 22476-1:2012). The movement of the probe through the soil induce resistance forces in the soil and this resistance is measured by the probe. Standard CPTU probes have three main sensors that measure I) the cone resistance (qc), II) the sleeve friction along the probe shaft (fs) and III) a pressure transducer that measure the pore water pressure at the cone shoulder (u2).

In addition to these three sensors there is also a temperature sensor installed in most of the standard electric CPTU probes in Norway. The role of this temperature sensor is primarily to improve the readings of the main parameters (qc, u2, and fs), and the temperature data is implemented in the calibration algorithms in a data compensation sequence to help limit error readings due to the temperature dependant electronics. Most often this temperature data is not used by the geotechnical engineer for

Figure 3. Sketch of a CPTU probe with location of measuring devices shown (Geotech AB, 2015). The u parameter is designated u2 in this paper.

interpretation purposes, but in recent years the temperature data has typically been employed to evaluate the soil thermal properties for use in dimensioning of energy geostructures, for determining the soil thermal conductivity and volumetric heat capacity, so called T-CPTUs (Akrouch et al., 2016; Vardon et al., 2019).

The most common CPTU probes used by geotechnical drilling contractors in Norway are listed in Table 1. The accuracy of these temperature sensor and the recording resolution vary depending on the manufacturer and cone type used, which obviously will affect the reliability of the data accusation and data interpretation. The Geotech NOVA CPT has a recording accuracy of ±0.5 °C and display a data resolution of 0.1 °C, while the ENVI Memocone CPT unit has a recording accuracy of ±1.0 °C and display a data resolution of 0.6 °C. Presumably this varies depending on how precise the temperature compensation algorithm needs to be applied within the cone system configuration, but other manufacturer concerns might also determine the choice of component. Nevertheless, the better the recording resolution, the smaller the temperature anomalies that can be detectable by the cone, and consequently this can improve the interpretation process.

However, regardless of the sensor accuracy, the temperature sensor must also be allowed to adjust to the surrounding soil for the data to be sufficiently accurate. To limit the errors in the reading, the probe should be stored properly before use. This is specified in the production manual from the manufacturer (Geotech AB, 2015) which states that:

“Keep the probe stored in a dry place at a temperature as close to the ground temperature as

possible (normally approx. +5°C). The probes are equipped with a system to compensate for temperature variations. Nonetheless, fast temperature changes might affect the accuracy of the sounding results…”

This guideline is often not followed up in practice by the drillers in Norway. Usually, the CPTU probe is stored in ambient temperature before sounding, which cause the probe temperature to be markedly different than the soil temperature before the test. The initial cone temperature therefore depends on the temperature at that specific time and date of installation, and might vary markedly depending on time of day, time of year, climate and season. This inevitably cause errors in the recording with respect to the in-situ temperatures in the ground.

Yet another error source is the potential for the sounding to generate heat. The calculation methods employed by most T-CPTU studies rely on heat generated due to friction along the cone tip and shaft during sounding (Akrouch et al., 2016; Vardon et al., 2019; Vardon and Peuchen, 2020; Xiaoyan et al., 2022). Heat is mainly found to be generated in sand and coarser soils during sounding, whereas clay and silt do not generally produce significant heat. As this heat generation in sand might represent an anomaly, it also represents a potential error source when trying to identify groundwater flow in the soil, particularly since groundwater flow primarily also occur in sandy and gravely soils. However, frictional heat will dissipate when the cone stops, whereas this should not necessarily occur for groundwater flow anomalies.

To determine the cause of the temperature anomaly it is thus relevant to evaluate the

Table 1. Typical CPTU cones used in Norway (pers.com ENVI services and Geotech services, 2024).

temperature data (T) in conjunction with the main sounding parameters (qc, u2, and fs) and the timestamp of the recorded datapoint. Groundwater flow should e.g. primarily occur in sandy and gravely soils, where the pore pressure parameter (u2) should show an abrupt response during sounding. If the temperature is observed to change in conjunction with such observations this might be indicative of groundwater flow, depending on how the change deviates from the expected trend. These criterions, in conjunction with other local site-specific information can be used for differentiating between groundwater flow anomalies and other potential sources of temperature anomalies in the presented datasets. However, single datapoint temperature outliers should not be given much credibility, as a thermal anomaly should persist for e.g. more than three-four consecutive recording data points during the sounding.

Project specific data

CPTU recordings that include temperature data have been collected from three different projects conducted at different sites in Norway (Figure 4); The Tiller-Flotten Norwegian Geo-Test Site (NGTS), the Onsøy NGTS site, and the ongoing Campus Ullevål construction site in Oslo. These are projects where CPTU soundings has been performed on several occasions at different times of the year, but on the same site. Project specific data is provided in Table 2. References to site specific investigations articles are provided for more detailed information of the

projects, whereas the data presented here is focused around the CPTU data.

The Onsøy site is the NGTS soft clay site located in Fredrikstad municipality, that is used as a benchmark site to test various geotechnical soil investigation methods and techniques. The site is situated along rural farmland area, and the soil has been extensively mapped and characterized by others, e.g. by Gundersen et al., 2019 whom has made available a timeseries of thermistor data for comparison from this site. The soil consists mainly of clay, an 8- to 40-meterthick deposit above bedrock. A total of eleven

Figure 4. Overview of the project locations (source: www.norgeibilder.no)

Table 2. Overview of the project specific data. Annual air temperature is determined from the local weather stations (www.klimaservicesenter.no).

Onsøy NGTS Tiller-Flotten NGTS Ullevål

CPTUs are presented from this site, from testing in October and November 2017 and 2018 with a Geotech cone, and in February 2016 with an ENVI cone.

The Tiller-Flotten site is the NGTS quick clay site located in Trondheim municipality. The site is situated along rural farmland and forest area south of Trondheim, and the soil has been extensively mapped and characterized by others in previous work (L’Heureux et al., 2019; L’Heureux and Lunne, 2020). The soil consists of a 50-meter-thick clay deposit above bedrock. A total of nine CPTUs are presented from this site, from testing in June-, September-, and January 2017 with a Geotech cone, and in November 2018 with an ENVI cone.

The Campus Ullevål construction site in Oslo is situated in the urban city district of Ullevål. The property has been extensively mapped and characterized for dimensioning of the foundation to the new NGI office building

that is currently being constructed (see e.g. Gjengedal and Bjørnarå, 2024; Løyland et al., 2024). The soil consists mainly of clay, up to 40-meter-thick deposit above bedrock. A total of three CPTUs are presented from this site, from testing in July and August 2021 with a Geotech cone. These CPTUs were conducted 1 to 5 meters distance from the basement/foundation of a then existing office building, which was later demolished. The old building was originally completed in 1966.

Results and discussion

The CPTU sounding data from Onsøy NGTS is presented in Figure 5 and 6. In Figure 5 the temperature from all eleven CPTU soundings are rendered with an interpretational aid box showing guideline trends for the expected seasonal variations at the various times of drilling in February, October and November. The available thermistor data from Gundersen et al.

Figure 5. CPTU temperature data from Onsøy NGTS. The thermistor data is reproduced from the data of Gundersen et al. (2019). The annual air temperature is determined from the local weather station SN3190 and SN17000 (www.klimaservicesenter.no).

(2019) are also included for comparison. As shown in the figure, the general shape of the CPTU data mimic the expected trends for each month, but with a significantly larger span in the upper sections of the profiles compared to the thermistor data and the guidelines indicated in the bottom right corner. There are even significant differences for CPTUs that are conducted on the same day. The deviation is perhaps most notable for the October soundings where there occurs significant deviation in the first 10 meters of the profile for all three soundings.

This is most likely due to the fact that the CPTU probes were not stored at the same temperatures before drilling, nor allowed to acclimatize to the soil temperature before sounding. If the CPTU cone is pushed into the soil with an unacclimatized temperature the deviation will need time to adjust. Due to the 20 mm/s penetration rate during the sounding, there will be a specified timeframe for the temperature sensor to adjust to the surrounding soil. The deviation becomes apparent when the driller needs to extend the drill rod, which typically occurs every 1 or 2 meters. This causes the cone to be stationary within the soil for a few minutes at a

time. Within this timeframe the cone temperature converges towards the surrounding soil temperature, and this causes the datapoints within this section of the graph to display a markedly shift in the same depth location. The larger the temperature difference, the larger the shift in the graph. As the probe attains the insitu temperature the shifts gradually disappear as the cone temperature acclimatized with the soil temperature. The cone tends to be almost fully acclimatized within 3 – 4 rod extensions (Figure 6).

At greater depth (>10 meters) the temperature incrementally trends towards a stable temperature of 7.5 ˚ C for the nine Geotech soundings, slightly lower than the local annual average air temperature of 8.1˚ C. The ENVI cone data has a poorer sampling accuracy, which might explain the slightly colder temperature of 7.0 ˚ C, and the much poorer sampling resolution is visualized in the plot by the much more jagged trendlines.

In Figure 6 the temperature data for the ONSC17 sounding is presented together with the conventional CPTU data (qc, fs and u2). The low values and smooth shape of the qc and fs parameters indicated clay as the dominant soil

type in most of the profile, and the reduction of qc and f s from 18 meters depth indicate softer clay in the bottom section. There are no observable temperature anomalies at depths greater than 10 meters in the ONSC17 sounding, and the figure serves nicely to show how a CPTU profile should look like where groundwater flow does not occur.

The CPTU sounding data from Tiller-Flotten NGTS is presented in Figure 7 and 8 and include a particular deep CPTU sounding that does contain an anomaly at depth. In Figure 7 the temperature data of this sounding (TILC18) is presented together with the conventional CPTU data (qc, fs and u2). The relatively low values and smooth shape of the qc and fs parameters indicated soft clay as the dominant soil type in most of the profile. However, the rough scatter that occurs at 30-34 meters depth, with increased friction and cone resistance simultaneously with a markedly reduction in pore pressure (u2), indicates coarser material in this section of the

profile. It can also be observed that there occurs a slight anomaly in the temperature data in this section, where a minor increase in temperature also is indicative of coarser soils, most likely sand or gravel material.

However, the cause of this anomaly is not clear, and it is not detected by the other CPTUs since they are not drilled to this depth (Figure 8). The relatively poor data resolution of the ENVI cone does not provide a clear indication on what occurs when the cone is stationary within the zone. If the temperature anomaly occurs due to frictional heat generated from sounding in the coarse material, one would expect the temperature to cool down again when the driller pauses to change the drill rod at 32 meters dept, but this seemingly does not occur. This might therefore suggest that there is a flow of water within this coarse layer and that the groundwater enters at this point in the soil with a slightly higher temperature than the soil temperature above and below.

In Figure 8 the temperature data from all nine CPTU soundings are rendered with the interpretational aid box showing guideline trends for the expected seasonal variations at the various times of drilling in January, June, September and November. The general shape of the CPTU data mimic the expected trends for each month, with the exception of one CPTU in January and one CPTU in November. However, most of the trends have a significantly larger span in the upper sections of the profiles compared to the guidelines. This is also here most likely because the CPTU probes were not stored at the same temperatures before drilling, nor allowed to acclimatize to the soil temperature before sounding, perhaps most clearly seen in the January CPTU sounding with a large gap at 2 meters depth.

In the Campus Ullevål project, there are also observed temperature anomalies in the sounding data, particularly in two of the three CPTUs. The CPTU sounding data from Campus Ullevål

site is presented in Figure 9 and 10. In Figure 9 the temperature data from three CPTU soundings are rendered with the interpretational aid box showing guideline trends for the expected seasonal variations in July and August. The available thermistor data from Gjengedal and Bjørnarå (2024) are also included for comparison and display the whole year of 2024, three years later, where temperature measurements are conducted in thermistor sensor IN2 installed about 15 meters from the N19 CPTU sounding.

Compared to the guidelines in the box, the general shape of the CPTU data mimic the expected shapes also for this project, but the trends are tilted towards higher temperatures for the whole profile lengths and are not shown to stabilize towards depth, but rather gradually approach the local annual air temperature. These CPTUs are drilled a few meters from the foundation of the old NGI headquarters and this trend is relatively similar to the data

8. CPTU temperature data from Tiller-Flotten NGTS. The annual air temperature is determined from the local weather station SN68262 (www.klimaservicesenter.no).

Figure

presented by Libel et al. (2011) for energy well boreholes drilled in urbane environments. The temperature might therefore be affected by the thermal influence of the old NGI building.

The CPTU trends are also seen to have a significantly larger span in the upper sections of the profiles compared to the guidelines. This is also here most likely because the CPTU probes were not stored at the same temperatures before drilling, nor perhaps, allowed to acclimatize to the soil temperature before sounding. However, when compared to the temperatures measured by Gjengedal and Bjørnarå (2024), a series of measurements conducted three years later, there is an apparent shift in the annual temperature envelope for the year of 2024 compared to the typical envelope for rural areas described by Kurylyk et al. (2015) (the guideline box). The shapes of the CPTU data do in fact closely mimic the local measurements of Gjengedal

and Bjørnarå (2024), which suggests that local soil and urban effects might explain the deviations.

For both CPTU N15 and N19, a temperature anomaly at about 15- and 14-meters depth is observed, respectively (Figure 9). The same deviation is observable in the IN2 thermistor data of Gjengedal and Bjørnarå (2024). The temperature increases significantly in this section of the sounding profile, particularly for the N15 sounding. The temperature data of the N15 sounding is presented together with the conventional CPTU data (qc, fs and u2) in Figure 10. The low values and relatively smooth shape of the qc and f s parameters along much of the profiles indicated clay as the dominant soil type in most of the profile. However, there are numerous rough scatters along the profile, which suggest that there are thin layers of coarser material in between the clay. The particular

Figure 9. CPTU temperature data from Campus Ullevål performed with Geotech Nova cone. The thermistor data is reproduced from the data of Gjengedal and Bjørnarå (2024). The annual air temperature is determined from the local weather station SN18700 (www.klimaservicesenter.no).

increase in qc and f s that occurs at 15 to 17 meters depth, corresponding with a markedly drop in the pore pressure (u2), suggests that there is a sand or gravel layer here. The markedly increase in temperature emphasize this as well.

The cause of this anomaly is here quite clearly due to other phenomenon than frictional heat. If the temperature anomaly occurs due to frictional heat one would expect the temperature to cool down when the driller pauses to change the drill rod at 15.8 meters dept, but in this case the opposite occurs. A markedly temperature increase actually happen as the cone is stationary for some few minutes (Figure 10). The elevated temperature persists also during the next pause and drill rod change at 17.8 meters depth and only starts to decline when the cone is pushed further into the clay below. This therefore suggest that there is a flow of water within this coarse layer and that the groundwater enters at this point in the soil with a markedly higher temperature than the soil temperature above and below. The persistence of the thermal anomaly in the IN2 temperature data for the

whole year of 2024 (Figure 9) also confirms that this anomaly is a stable and with annual continuation, suggesting that the phenomena causing this anomaly is a consistent event, as groundwater flow should be.

However, to confirm the hypotheses that such thermal anomalies, as presented in Figure 7, 8 and 9, actually represents groundwater flow phenomena, one would rely on supplementary information with more specific hydrogeological site investigative techniques to evaluate the groundwater flow regime on the Tiller-Flotten NGTS and Campus Ullevål site. Further work should therefore include the evaluation of piezometer data and other site investigations performed at the presented project sites.

That being said, it is evident that the information obtained from evaluating the temperature data in conjunction to the standard CPTU parameters will improve the soil and data interpretation process and highlight yet another perspective on the soil conditions on site. In this respect, the presented data from these three projects, in conjunction with the presented

interpretational methodology, might be found useful for the industry as a means to evaluate CPTU temperature data also in other projects.

Conclusion

CPTU data from three different geotechnical sites have been presented, showing three different scenarios in terms of temperature responses in soil. In two of the projects there has been detected temperature anomalies in conjunction with the occurrence of coarser soil layers within clay dominated strata. The trend of the temperature data in these anomalies, particularly towards depth greater than 10 meters, are not explainable by more commonly known causes, such as frictionally generated heat or faulty storage conditions of the cone before sounding. It is thus hypothesised that these anomalies are indicative of the occurrence of groundwater flow within these permeable layers.

The use of the temperature data from CPTU sounding thus show promise as a tool that can enable the detection of permeable zones in the soil where there might be flowing groundwater. In this case the CPTU temperature data is a useful tool that can help geotechnical engineers improve the soil and data interpretation process, and in this way the CPTU temperature data can help to reduce uncertainty in new construction projects, perhaps particularly those that want to employ energy geostructures. The much-needed temperature data required in energy geostructures projects can be acquired in conjunction with the conventional CPTU site investigations that are used for soil characterisation today, at no additional costs.

References

Akrouch, G. A.; Briaud, J. L.; Sanchez, M.; Yilmaz, R. (2016). Thermal cone test to determine soil thermal properties. J. Geotech. Geoenviron. Engng. Vol. 142, No. 3, 04015085.

Anderson, M. P. (2005) Heat as a Ground Water Tracer, Groundwater, Vol 43 (6), pp. 951 – 968.

Gehlin. S. (2002) Thermal response test – Method development and evaluation. Doctoral thesis, Luleå University of Technology.

Geotech AB (2015) CPT GEOTECH NOVA Manual. 2015-02-24. Ingenjörsfirman Geotech AB.

Gjengedal, S. and Bjørnarå, T. I. (2024) Energiveggen på Campus Ullevål – Bruk av Leire for energilagring. Geoteknikkdagen Conference Proceedings. Norway. Oslo. November 2024.

Gundersen, A.; Hansen, R.C.; Lunne, T.; L’Heureux, J-S.; Strandvik, S. O. (2019) Characterization and engineering properties of the NGTS Onsøy soft clay site. AIMS Geosciences, Vol 5(3): pp. 665–703.

Holmberg, H.; Ramstad, R. K. and Riise, M. H. (2018) Temperature profile measurements – easy, cheap and informative. IGSHPA Research Track Conference Proceedings. Sweden. Stockholm. September 2018.

ISO (International Organization for Standardization) (2012). EN ISO 22476-1:2012 Geotechnical investigation and testing. Field testing. Part 1: Electrical cone and piezocone penetration test. Geneva, Switzerland: ISO.

Kurylyk, B. L., MacQuarrie, K. T. B., Caissie, D., and McKenzie, J. M.: Shallow groundwater thermal sensitivity to climate change and land cover disturbances: derivation of analytical expressions and implications for stream temperature modeling, Hydrol. Earth Syst. Sci., 19, 2469–2489, https://doi.org/10.5194/hess-19-2469-2015, 2015.

Laloui, L and Rotta Loria, A. F. (2019) Analysis and Design of Energy Geostructures. Elsevier. ISBN 978-0-12820623-2. https://doi.org/10.1016/C2017-0-04166-6

L’Heureux, J-S.; Lindgård, A.; Emdal, A. (2019) The Tiller-Flotten reserach site: Geotechnical characterization of a very sensitive clay deposit. AIMS Geosciences. Vol 5 (4). pp. 831-867.

L’Heureux, J-S.; Lunne, T. (2020). Characterization and engineering properties of natural soils used for geotesting. AIMS Geosciences, Vol 6(1): pp. 35-53. doi: 10.3934/ geosci.2020004

Liebel, H.T.; Huber, K.; Frengstad, B.S.; Ramstad, R.K. and Brattli, B. (2011) Temperature footprint of a thermal response test can help to reveal thermogeological information. Norges goelogiske undersøkelse Bulletin, 451, 20-31.

Liebel. H.T. (2012) Influence of Groundwater on Measurements of Thermal Properties in Fractured Aquifers. Doctoral thesis Norwegian University of Science and Technology (NTNU), Norway.

Løyland, M.S.; Monsås, E.; Lande, E.J. (2024) SP CURIOUS – RESULTATER FRA INSTRUMENTERING OG OVERVÅKNING FOR BYGGEGROPEN PÅ CAMPUS ULLEVÅL. Geoteknikkdagen Conference Proceedings. Norway. Oslo. November 2024.

NGF (2010) Veiledning for utførsel av trykksondering. Melding nr. 5. Norsk Geoteknisk Forening. ISBN 82-546-0165-8.

Nordell, B.; Andersson, O.; Rydell, L.; Liuzzo-Scarpo, A. (2015) Long-term Performance of the HT-BTES in Emmaboda, Sweden. Greenstock Conference Proceedings. China. Beijing. May 2015.

Vardon, P.J.; Baltoukas, D.; Peuchen,J. (2019) Interpreting and validating the thermal cone penetration test (T-CPT). Géotechnique, Vol. 69, No. 7, pp. 580–592 [https://doi.org/10.1680/jgeot.17.P.214]

Vardon, P.J.; Peuchen, J. (2020) Using CPTs to derive thermal properties of soil. E3S Web of Conferences 205 proceedings, 04005 ICEGT 2020. https://doi.org/10.1051/ e3sconf/202020504005.

Xiaoyan, L. Surya, C.C.; Guojun, C.; Lulu, L.; Songyu, Liu.; Anand, J. P.; WenWei, Z. (2022) Development and validation of a method to predict the soil thermal conductivity using thermal piezocone penetration testing (T-CPTU). Can. Geotech. J. 59: 510–525. dx.doi. org/10.1139/cgj-2021-0034.

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

WWW

+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.

Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus) and European sturgeon (A. sturio) in the Nordic Region:

A review of the species’ biology,

immigration history, threats,

and restoration measures

By Morten Kraabøl

Morten Kraabøl (Ph.D) is a freshwater biologist and employed as senior expert adviser in aquatic ecology at Multiconsult Norway, Water & Environment section, and Editor-in-Chief for the Norwegian Journal of Water / VANN.

Sammendrag

Atlantisk stør (Acipenser oxyrynchus) og Europeisk stør (A. sturio) i Norden; en gjennomgang av artenes biologi, innvandringshistorie, trusler og restaureringstiltak. I nordiske elver og marine områder er Atlanterhavsstør (Acipenser oxyrinchus) den dominerende størarten. Denne arten, som opprinnelig stammer fra Nord-Amerika, koloniserte Østersjøen for om lag 4 000–5 000 år siden, og har fortrengt den europeiske støren (A. sturio) de siste 2 000 årene. Størens gytevandring preges av sterk homing og kan strekke seg over flere hundre kilometer og omfatter flere distinkte faser i havet, estuariene og ferskvannssystemene. Den benytter seg av ulike navigasjonsmekanismer for å finne tilbake til sin opprinnelige elv og gyteplass. Gytingen foregår på grus- eller steinbunn i strømrike partier av elver. De klebrige eggene fester seg til substratet og klekkes innen 4–7 dager, avhengig av vanntemperaturen. Hunnene gyter hvert tredje til femte år, mens hannene vanligvis gyter annethvert år. Ungene starter med å beite på små planktonorganismer før de går over til større bunndyr. Voksne individer livnærer seg derimot

på småfisk, bløtdyr, krepsdyr og insektlarver. Ungene lever 1-6 år i ferskvann før utvandring til marint miljø. Atlanterhavsstør kan bli over 60 år gamle, vokse til 4,3 meter og nå en vekt på opptil 368 kg. De største truslene mot størbestandene i Norden har vært overfiske, habitatforringelse og brudd i vandringskorridorer som følge av vannkraftutbygging. Viktige tiltak for bevaring og gjenoppbygging av gjenværende bestander inkluderer fiskeriregulering, restaurering av gytehabitater, avlsprogrammer i fangenskap, informasjonsarbeid og internasjonalt samarbeid. Studien omtaler også forekomsten av stør i elvesystemer i Sverige, Finland og Norge.

Summary

In Nordic rivers and marine areas, the predominant sturgeon species has been the Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus). This sturgeon species, originally from North America, colonized the Baltic Sea as early as 4,000–5,000 years ago and has outcompeted the European sturgeon (A. sturio) for at least the past 2,000 years. The spawning migration of sturgeon is charac-

terised by strong homing and may cover hundreds of kilometres and consists of several distinct oceanic, estuarine and freshwater phases. Multiple navigation mechanisms are employed to locate their natal river and spawning sites. Spawning occurs on gravel or rocky substrates in fast flowing water. The adhesive eggs attach to the substrate and hatch within 4–7 days, depending on water temperature. Females spawn every 3 to 5 years, while males typically spawn every other year. Juveniles initially feed on small planktonic organisms before transitioning to larger benthic invertebrates, while adults consume small fish, molluscs, crustaceans, and insect larvae. Juveniles stay 1-6 years in freshwater before seaward migration. Atlantic sturgeon can live over 60 years, grow up to 4.3 meters in length, and reach a weight of 368 kg. The main threats to sturgeon populations in the Nordic region have been overfishing, habitat degradation, and disruptions to connectivity caused by hydropower development. Key conservation and restoration measures for remnant populations and stock recovery include fishery regulations, restoration of spawning habitats, captive breeding programs, public awareness initiatives, and international collaboration. This study also discusses the presence of sturgeon in Swedish, Finnish and Norwegian river systems.

Introduction

Sturgeons (Order: Acipenseriformes; Family: Acipenseridae) represent one of the oldest groups of bony fishes, with an evolutionary history spanning over 200 million years. Most sturgeon species are long-lived, grew to large sizes, and exhibit late sexual maturation. With few exceptions, sturgeons are anadromous and spawn in freshwater and migrate to brackish og salt water to feed and grow. Thus, they undertake extensive migrations between marine environments, brackish estuaries, and freshwater rivers (Bemis & Kynard 1997). These life history traits render sturgeon populations highly vulnerable to overexploitation and habitat modifications that disrupt spawning and

juvenile development in riverine and estuarine systems.

Habitat alterations affecting sturgeon populations include dredging of riverbeds and deltas, flood control measures, river channelization, and the construction of hydroelectric dams and associated reservoirs. The cumulative impacts of these environmental changes, particularly the degradation of habitat quality, reduction in carrying capacity, and loss of longitudinal connectivity, have led to severe population declines and local extinctions (Rochard et al. 1990; Birstein et al. 1997; Puijenbroek et al. 2019). Sturgeons are now considered the most endangered order of vertebrates globally, with the IUCN Red List estimating that 85% of all sturgeon species face some level of threat. Large-scale restoration efforts aimed at improving habitat conditions and re-establishing connectivity are essential for population recovery. However, given the extent of different threats, it is unlikely that most sturgeon populations will recover beyond minimally viable levels. As a result, harvestable populations remain out of reach.

In Nordic waters, two sturgeon species have been recorded; the Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus, Mitchill 1815) and the European sturgeon (Acipenser sturio, Linnaeus, 1758). Both species are anadromous, spending most of their lives in marine environments and migrate into freshwater rivers to spawn. Juveniles of Atlantic sturgeon inhabit riverine habitats for 1-6 years before they out-migrate to estuarine habitats before migrating further to marine environments. Duration of the freshwater stage is influenced by water temperature, growth and nutritional conditions (Kynard et al 2000; Dadswell et al 2017). Juvenile European sturgeon remains in freshwater for up to 2–3 years before migrating to the sea. Seaward migration is initiated by mainly the same environmental cues as for Atlantic sturgeon, were achieved body size, physiologic development stage and osmoregulatory capability are important criteria to leave freshwater systems (Rochard et al 1990; Gessner & Tesch 1996).

Historically, the Atlantic sturgeon (Figure 1) was widespread in several major rivers draining into the Baltic Sea, while the European sturgeon had a broader distribution along the coasts of the North Atlantic, the Mediterranean, and the Black Sea. However, throughout the 20th century, both species suffered drastic population declines and local extinctions. As in other European river systems, overfishing and habitat destruction, primarily caused by hydropower development, flood control measures, and pollution, were the main drivers of these declines. In response, multiple conservation and reintroduction programs have been initiated across various countries. Notably, in June 2024, Atlantic sturgeon was reintroduced into the Göta älv in Sweden as part of a broader European initiative to restore viable populations (https://www.sverigesnatur.org/aktuellt/atlantstoren-atervander-slapps-ut-i-gota-alv/?utm_ source=chatgpt.com).

The objective of this article is 1) to provide a biological and historical overview of the two sturgeon species occurring in the Nordic region: the Atlantic and European sturgeon. 2) to clarify their historical origins and current distributions. The biological section of this article covers aspects of migration and spawning biology, feeding ecology, growth, age, and the factors contributing to their extensive population declines. Furthermore, an overview of historical sturgeon occurrences in different Nordic countries is provided. A brief mention of the Great Beluga Sturgeon (Huso huso) is also included. Finally, it is given some speculations on which of the Norwegian river systems that may have functio-

ned as sturgeon spawning habitats until the Middle Ages.

Sturgeon species in the Nordic region

Of the 27 extant species within the sturgeon family (Acipenseridae), nine are found in Europe: Huso huso, Acipenser sturio, A. nudiventris, A. naccarii, A. persicus, A. gueldenstaedti, A. stellatus, A. ruthenus, and A. oxyrinchus (Holčík, 1989; Popović et al., 2014). Until the mid-19th century, these species were widely distributed across European waters.

Early genetic studies suggested that the Atlantic sturgeon colonized the Baltic Sea during the Middle Ages, outcompeting the European sturgeon in Nordic River systems (Ludwig et al., 2002). This remarkable transatlantic migration may have been driven by significant climatic shifts that altered oceanic currents and temperature regimes over several centuries, creating favourable conditions for species dispersal.

More recent genetic analyses have corroborated this hypothesis. Popović et al. (2014) investigated the historical distribution of sturgeon in the Baltic Sea to clarify the relationship between the Atlantic and European sturgeon. Earlier assumptions suggested that Atlantic sturgeon migrated from North America to the Baltic Sea approximately 1200 years ago, coinciding with the onset of the Little Ice Age. To test this hypothesis, the researchers analysed DNA from 188 ancient sturgeon specimens retrieved from archaeological sites and museum collections in Poland, comparing them to 225

Figure 1. Atlantic sturgeon drawing (source: U.S Fish and Wildlife Service).

contemporary samples from North American and European populations.

The results revealed that out of 125 ancient sturgeon samples from the Baltic Sea, only four (3.2%) were identified as European sturgeon, while the remainder belonged to the Atlantic sturgeon. Furthermore, the historical Baltic population exhibited considerable genetic polymorphism and was distinct from modern populations. The study also provided evidence that Atlantic sturgeon colonized the Baltic Sea as early as 4,000–5,000 years ago, significantly earlier than previously assumed. Additionally, genetic analyses detected introgression from European sturgeon into the genome of Atlantic sturgeon, indicating past hybridization between the two species.

The study also concluded that Atlantic sturgeon has dominated the Baltic Sea and its associated river systems for the past 2,000 years, with the most genetically similar extant populations found in Canada’s St. John and St. Lawrence rivers (Popović et al. 2014). These Canadian populations are now considered the most suitable broodstock for ongoing sturgeon restoration programs in Poland and Germany.

Throughout history, only two sturgeon species were harvested in Nordic waters and river systems before their populations collapsed. Archaeological records suggest that their distribution remained largely unchanged until the 17th or 18th century (Tsepkin & Sokolov, 1979).

At that time, large river systems such as the Dnieper, Don, Volga, and Ural served as critical spawning and nursery habitats, with individuals frequently reaching body weights of several hundred kilograms. However, intensive exploitation and habitat modifications led to dramatic population declines and, ultimately, local extinctions

The European sturgeon

The European sturgeon was once widespread across southern Europe but is now considered functionally extinct and critically endangered (CR) by International Union for Conservation of Nature (IUCN) red list in most of its histo-

rical range. It now survives only as a remnant population in the Gironde–Garonne–Dordogne River system in France, with intensive conservation and restocking efforts underway. Historically, it had the broadest distribution of all European sturgeon species. Today, however, natural spawning occurs in only two river systems: the Gironde (France) and the Rioni (Georgia). The Gironde population consists of a few thousand individuals, with ongoing natural reproduction. In Sweden, only a few confirmed historical catches of this species have been documented. The species is classified as endangered or extinct in several European countries and is strictly protected under the CITES convention.

Historically, Atlantic and European sturgeon were considered a single species. However, subsequent genetic and morphological studies have demonstrated that the Atlantic sturgeon is a distinct species with a separate evolutionary lineage. The European sturgeon is native to Europe, whereas the Atlantic sturgeon originates from North American populations that migrated across the Atlantic and established populations in the Baltic Sea (see Popović et al., 2014). Thus, the Norwegian catch records of sturgeons are probably both Atlantic and European sturgeon. In some contexts, the Atlantic sturgeon in the Baltic is referred to as the Baltic sturgeon.

The Atlantic sturgeon

Historically, the Atlantic sturgeon was widely distributed along the coasts of both North America and Europe. Though once severely depleted by overfishing and habitat degradation along the Atlantic coast of North America, several distinct population segments are now stable or recovering due to conservation measures. However, threats from bycatch, dam obstruction, and habitat loss remain. The IUCN red list status is near threatened (NT). On the European side of the Atlantic, its range extended across marine, fjord, and riverine ecosystems from the Bay of Biscay to the Baltic Sea. Large historical populations have been documented in major river systems such as the Rhine, Elbe, and Oder

(Rochard et al., 1990). In North America, the species was once abundant in the Hudson River, the St. Lawrence River, and multiple other rivers along the East Coast (Scott & Crossman, 1973). While some populations persist, they are under increasing pressure from hydropower development, overfishing, and habitat degradation (Smith, 1985).

Like many of its relatives, the Atlantic sturgeon is known for its economic value as a source of high-quality caviar, its considerable size, and its complex life history. The species historically played a vital ecological and economic role in the major Nordic and Baltic River systems surrounding the Baltic Sea. However, due to habitat destruction, overexploitation, and disruptions to riverine hydrological cycles, many populations are now extinct or critically endangered.

Morphological differences between Atlantic and European sturgeon

Although the Atlantic and European sturgeon are morphologically similar, they can be distin-

guished based on key physical characteristics. The Atlantic sturgeon is characterized by a long, pointed snout and possesses 11–14 dorsal scutes. In contrast, the European sturgeon has a shorter, blunter snout and 9–13 dorsal scutes (Ludwig et al., 2002; Magnin, 1964).

The following sections will discuss research on both sturgeon species, as they share significant biological traits and conservation challenges. However, before delving into these aspects, a brief overview of the world’s largest sturgeon species is provided:

The Great Beluga sturgeon

The Beluga sturgeon, also known as “The Great Beluga Sturgeon,” is the largest sturgeon species in the world and warrants mention in this context (Figure 2). It inhabits the Caspian Sea (bordering Russia, Kazakhstan, Turkmenistan, Azerbaijan, and Iran), the Black Sea (bordering Russia, Ukraine, Georgia, Turkey, Bulgaria, and Romania), and the Sea of Azov (bordering Russia and Ukraine). According to unverified records, some individuals have reportedly

Figure 2. Beluga sturgeons caught on the River Tikhaya Sosna in Southern-Russia in 1921. The largest specimen on top weighted 1227, of which 225 kg was egg mass (source: https://www.gw2ru.com/lifestyle/2619-belugabiggest-fish-russia).

reached up to 7-9 meters in length and weighed as much as 1-2 metric tons, making the Beluga sturgeon the largest freshwater-associated fish species. According to internet sources (see reference list) , some large individuals caught in the Caspian Sea weighted 1000-1200 kg. In 1970, an 800 kg female caught in the Volga delta contained 112 kg of eggs.

Today, specimens of this magnitude are virtually non-existing. The average size of individuals caught for commercial purposes is now between 80 and 150 cm in length, with weights of 20–30 kg.

Throughout the 20th century, these ancient, massive individuals disappeared from fisheries records, with overfishing considered the primary cause of their decline. The estimated total biomass of Beluga sturgeon in the Caspian Sea dropped from approximately 50,000 metric tons in the 18th century to just 10,000–15,000 metric tons by the 20th century. Despite declining annual catches, fishing pressure intensified, accelerating the population collapse. Today, Beluga sturgeon populations in Europe have either completely collapsed or persist in small remnant populations. The species is classified as “Critically Endangered” by the IUCN.

Sturgeon biology

Spawning migration

Spawning migrations are a fundamental aspect of the life history of all sturgeon species, as these anadromous fish move between marine and freshwater environments for reproduction. These migrations are complex and influenced by a variety of environmental and biological factors.

The transition from marine habitats into riverine systems is triggered by environmental cues such as changes in water conditions, river discharge, and photoperiod. Migration typically begins when river temperatures rise to between 13 and 20 °C, a seasonal shift usually occurring in spring and summer within the species› distribution range (Brosse et al., 2000; Kynard & Horgan, 2002). Increased river discharge, often resulting from snowmelt or heavy rainfall,

serves as a key environmental trigger, as floods signal adequate oxygenation and nutrient availability in the river system (Rochard et al., 1990). Additionally, the gradual increase in daylight hours during spring induces hormonal changes that initiate gonadal maturation and spawning migrations (Smith, 1985).

Both Atlantic and European sturgeon exhibit homing behaviour, meaning they tend to return to their natal rivers to spawn, a trait shared with many anadromous fish. However, the strength and fidelity of this homing can vary between populations and species and is influenced by environmental factors and human pressures (e.g., habitat loss and stocking practices). Particularly the Atlantic sturgeon exhibits strong homing, as demonstrated through tagging, telemetry, and genetic studies. Genetic studies support natal homing in Atlantic sturgeon and have revealed distinct population structures corresponding to specific river systems (Wirgin et al 2000). Telemetry and tracking confirmed that mature Atlantic sturgeon return to their natal rivers during spawning seasons (Balazik et al 2017). Microsatellite markers demonstrated high fidelity to natal rivers across the U.S. Atlantic coast populations (Grunwald et al 2008).

Evidence of natal homing in European sturgeon is more limited due to the critically endangered status of the species and the near-total collapse of its natural populations. Nonetheless, historical and genetic evidence supports homing behaviour. Genetic differentiation among historical populations suggests natal philopatry (Ludvig et al 2002). Although active restocking is ongoing, reintroduction projects aim to reestablish natural homing and spawning behaviour (Williot et al 2011). Genetic evidence supports the idea that European sturgeon shows homing to natal rivers and suggests importance of preserving local stocks (Jenneckens et al 2000).

The spawning migration can be divided into several phases. The initial phase involves individuals leaving marine feeding grounds and migrating toward estuaries before continuing upstream toward spawning sites. Upon

approaching these sites, sturgeon often pause in deep-water, low-current refuges to acclimate to local conditions. These holding areas serve as transitional zones where individuals may remain for days or even weeks before spawning occurs (Kynard et al., 2014).

Multiple navigation mechanisms assist sturgeon in locating their spawning grounds. Olfactory navigation enables them to detect and recognize the chemical signature of their natal river, a process known as homing (Bemis & Kynard, 1997). Hydrodynamic cues, such as variations in river flow and turbulence, further aid in site localization (Kynard & Horgan, 2002). Additionally, geomagnetic orientation, a mechanism well-documented in birds and fish, may play a role in long-distance navigation. Sturgeon, like other migratory species, possess magnetite crystals in specialized brain tissues, allowing them to detect and align with Earth’s geomagnetic field (Rochard et al., 1990). This suggests that sturgeon use geomagnetic cues for orientation while navigating across vast marine environments.

The distance covered during spawning migrations can span several hundred kilometres, depending on the fish’s marine foraging location, the length of the spawning river, and the specific location of the spawning grounds (Bemis & Kynard, 1997).

Spawning behaviour

Spawning behaviour in sturgeon is complex and influenced by both environmental conditions and the physiological state. Spawning occurs in freshwater, where both females and males play different roles in the reproductive process. Their behaviour is adapted to maximize the survival of eggs and larvae in fast-flowing river environments. Spawning sites are typically located in areas with gravel or rocky substrates, and spawning takes place in strong current zones. The eggs are adhesive to the substrate, initiating incubation.

Females typically spawn only once every 3–5 years, whereas males can spawn more frequently, often every other year. This difference is due to

the higher energy investment required for egg production in females (Smith, 1985).

Prior to spawning, both males and females seek out fast-flowing areas with suitable substrate, such as gravel or small stones, which provide optimal conditions for egg attachment and oxygenation (Rochard et al., 1990; Kynard & Horgan, 2002). Spawning occurs during periods of low bedload transport and minimal sediment deposition, ensuring sufficient oxygen supply for incubating eggs (Rochard et al., 1990).

During the spawning act, the female releases eggs in batches, typically in mid-channel or deep sections of the river. A critical environmental factor is the hydraulic flow pattern, which must be strong enough to disperse fertilized eggs, but not so strong that they are carried away from the optimal incubation conditions of the spawning site. Downstream areas may be less suitable for incubation and hatching (Kynard et al., 2014). Female sturgeon can produce several hundred thousand to millions of eggs. After spawning, the female provides no parental care or further interaction with the eggs (Bemis & Kynard, 1997).

Males play an active role in spawning by closely following the female during the process. Eggs and sperm are released simultaneously into the water column, where turbulence and hydrodynamic conditions facilitate gamete contact and fertilization. Males often compete with one another for access to spawning females, and it is common for a single male to fertilize eggs from multiple females within the same spawning season. This strategy enhances genetic diversity and increases the chances of offspring survival (Rochard et al., 1990).

Genetic studies of fertilized eggs and larvae have shown that multiple males contribute to the fertilization of a single female’s egg batch, indicating external group spawning with high sperm competition. Birstein et al (2000) found strong evidence of polyandry in wild sturgeon populations based on genetic analyses of embryos. King et al (2001) performed microsatellite DNA analysis and revealed multiple paternity in Atlantic sturgeon. This strategy

likely enhances genetic diversity and reproductive success in species with relatively low spawning frequency.

Female sturgeons do not release all their eggs in a single event, but instead spawn in several batches (Detlaff et al 1993). This reproductive trait is termed “fractional spawning”, a strategy that increases the chances of successful fertilization and egg dispersal, especially under fluctuating flow and temperature conditions. Bemis et al (1997) documented that females release their eggs over several hours in successive batches, which matches observations of both Atlantic and European sturgeon in natural and artificial conditions (Willot et al 1991).

Incubation, hatching, and early migrations

The eggs hatch within 4–7 days, depending on water temperature. For Atlantic sturgeon, the reported optimal incubation temperature is 1720 oC, whereas the tolerable range is between 13 and 23 oC (Van Eenennaam et al 1996). For European sturgeon, the optimal incubation temperature is narrower. Dettlaff et al (1993) reported the optimal range between 15 and 18 oC, whilst the tolerance ranged from 12 to 20 oC. Willot et al (2000) found that egg development shows high mortality above 19 °C and delayed development below 13 °C. Newly hatched larvae remain within the substrate for the first few days as they absorb their yolk sac. Once the yolk sac is depleted, the larvae begin migrating towards more nutrient-rich habitats, such as estuaries, delta regions, or coastal waters (Kynard & Horgan, 2002).

Feeding ecology

Sturgeon are benthic generalists, feeding on a wide variety of bottom-dwelling organisms, including small fish, mollusks, crustaceans, and insect larvae. Lacking teeth, they rely on a suction feeding mechanism to ingest food. Sensory barbels located in front of the mouth help detect prey in the sediment. Upon detecting prey, the sturgeon rapidly opens its mouth, generating a vacuum that draws in both food and surrounding substrate. The fish then expels

sediment while retaining and swallowing the prey (Bemis & Kynard, 1997).

Juvenile sturgeon begin life in freshwater, initially feeding on their yolk sac, which provides essential nutrients during the first few days post-hatching. As they grow, they transition to feeding on small planktonic organisms before shifting to a diet of larger benthic invertebrates (Scott & Crossman, 1973; Rochard et al., 1990). Depending on resource availability, juvenile sturgeon may also consume small crustaceans and fish larvae (Magnin, 1964). Typical prey items include polychaete worms, insect larvae, and small bivalves.

Adult sturgeon are benthic opportunists with a diet dominated by molluscs, such as clams and snails, which they locate using their flexible snout and specialized sensory organs while foraging in the sediment. Crustaceans, including crabs and shrimp, are also important dietary components, particularly in brackish and marine environments. While sturgeon primarily consume invertebrates, they occasionally feed on bottom-dwelling fish species and scavenged fish carcasses (Smith, 1985)

Growth and longevity

Historical records indicate that the Atlantic sturgeon was capable of reaching exceptional sizes. Slow growth rates are typically associated with long lifespans, and this species can live for over 60 years, with growth rates decreasing as individuals age. The largest documented specimen measured 4.3 meters and weighed 368 kg (https://www.havochvatten.se/arter-och-livsmiljoer/arter-och-naturtyper/storar.html?utm_source=chatgpt.com). Another large individual, caught in North America, was recorded at 4.5 meters in length and weighed over 350 kg (Scott & Crossman, 1973). However, such old and exceptionally large individuals have always been rare (Magnin, 1964).

Causes of decline in Europe and the Nordic region

The primary threats to sturgeon populations over the centuries have been overexploitation,

habitat degradation, and loss of connectivity due to hydropower development, which obstructs spawning migrations. Additional factors contributing to population decline include increasing pollution and climate change (Smith, 1985).

Overfishing and historical exploitation

Overfishing pressure has consistently exceeded the reproductive capacity of sturgeon populations, making it the most significant anthropogenic factor behind their dramatic decline. Intensive fishing, particularly with the advent of motorized fishing vessels, progressively reduced population sizes. Up until the 19th century, sturgeons in the Nordic region were primarily caught in rivers within the Baltic Sea drainage basin. In 1880, fishing expanded to coastal waters near the Elbe, and by 1885, to the Vistula River (Blankenburg, 1910). The development of diesel engines further enabled offshore trawling (Steiner, 1918).

Despite clear declines in catch numbers, the fishing industry of the 19th century remained largely unrestricted. Experts foresaw the devastating consequences of overfishing on sturgeon stocks (Heckel & Kner, 1858; Anonymous, 1895; Sterner, 1918), yet intensive fishing continued. As a result, fishing mortality increasingly targeted younger, immature individuals, and thereby accelerating population collapse.

Dams and river regulation

Hydropower dams and river regulation in European river systems have blocked spawning migrations and restricted access to historical spawning grounds. Many attempts to construct fish passages for sturgeon have proven ineffective. The regulation of river systems through dams, gates, sluices, and other hydraulic structures, created major disruptions to sturgeon habitats, and mitigation measures were largely inadequate.

Spawning migrations in the Elbe, Eider, Oder, Rhine, and Vistula rivers were heavily impacted by hydropower developments, regulated flow regimes, and water withdrawals. Additionally,

riverbed dredging for navigation altered the physical structure of the habitats (Voigt, 1870; Kinzelbach, 1987).

The construction of the Volgograd Dam on the Volga River blocked Beluga sturgeon (Huso huso) from reaching its traditional spawning sites (Barannikova, 1995). The spawning area for Russian sturgeon (Acipenser gueldenstaedtii) in the Volga was reduced by 85%, while Sterlet (A. ruthenus) spawning grounds decreased by 40%.

A similar fate befell the European sturgeon population in the Guadalquivir River following the construction of the Alcalá del Río Dam and its associated reservoir (Rochard et al., 1990). Many of these dams obstructed both upstream and downstream migration, while juvenile sturgeon passing through hydropower turbines suffered high mortality, leading to recruitment failure.

In regulated river sections, minimum flow requirements were often insufficient, and variable discharge regimes from hydropower plants forced spawning-ready sturgeon to move downstream. This displacement led to resorption of eggs in females, further reducing reproductive success.

Pollution and water contamination

Chemical pollution from industry and agriculture has significantly increased sturgeon mortality, particularly in the Volga River.

For instance, a mass mortality event in the Volga River in 1965 was caused by industrial effluents near the city of Krasnoarmeisk, killing an estimated 350,000 individuals. In 1988, an oil spill in the lower Volga also led to extensive sturgeon mortality (Pavlov et al., 1994). In 1987, high concentrations of pesticides were detected in dead sturgeon juveniles from hatcheries in the Volga River.

Shipping traffic and electromagnetic interference

The increase in shipping traffic and electromagnetic fields from high-voltage power lines has further disrupted sturgeon migrations and spawning behaviour.

Since the mid-19th century, rising ship traffic has had a severe impact on spawning populations and larvae. Waves generated by large vessels have washed juvenile and spawning sturgeon ashore, leading to high mortality rates. These sudden wave surges have also caused mechanical destruction of benthic communities. Additionally, electromagnetic fields created by power lines spanning rivers have been shown to interrupt sturgeon migration. Sturgeon frequently ceases their movements when encountering such areas (Pavlov et al., 1994).

Conservation measures for sturgeon populations

In recent decades, mitigation and restoration efforts have gained increasing attention across the entire range of sturgeon species. Successful reintroduction programs require long-term commitments to habitat management, continuous monitoring, and public awareness. Conservation efforts involve multiple strategies, including direct habitat improvements and increased awareness of the species’ critical status:

• Fishing regulations: Stricter laws and fishing bans, such as those implemented in France (1982) and the former Soviet Union (1940), have proven effective in reducing fishing pressure on sturgeon populations.

• Spawning habitat restoration: The creation of artificial spawning sites and restrictions on destructive activities such as gravel extraction have helped mitigate habitat degradation.

• Aquaculture and restocking programs: Sturgeon breeding and stocking programs have shown mixed success but remain a promising conservation strategy. Reintroduction projects, such as those in Göta älv (Sweden) and the Oder River (Germany), aim to restore populations through captive breeding and juvenile releases (Friedrich et al., 2008).

• Public awareness: Educational campaigns have played a key role in increasing public understanding of the need for sturgeon

conservation and have contributed to a reduction in illegal fishing activities.

• International collaboration: Several European countries, including Germany and the Netherlands, have initiated coordinated reintroduction efforts to restore endangered sturgeon populations.

Broader conservation efforts highlight that all extant sturgeon species are threatened, primarily due to historical overfishing for caviar, habitat degradation, and illegal trade. Current trade is largely dependent on aquaculture, yet the impact of captive-bred individuals on wild populations remains uncertain, especially regarding genetic integrity and disease transmission. These challenges underscore the importance of stringent CITES enforcement, comprehensive genetic monitoring, and coordinated regional conservation strategies to ensure the viability of sturgeon populations in both current and former range states, including the Nordic region (VKM, 2025).

Sturgeon in Sweden

The Atlantic sturgeon has been a natural part of Sweden’s ichthyofauna for over 5,000–6,000 years, particularly along the west coast. Archaeological excavations along the Göta älv river have uncovered sturgeon scales in kitchen middens, indicating that the species was a popular food source as early as the Mesolithic period (Jägrud et al 2023).

Historically, sturgeon fishing in Göta älv played a significant role, particularly during the 16th, 17th, and 18th centuries. The species was recorded in several Swedish rivers, particularly those draining into the Baltic Sea or Kattegat.

Göta älv is one of Sweden’s largest rivers, flowing from Lake Vänern into Kattegat at Gothenburg. As Sweden’s most water-rich river, it has been crucial for navigation and fisheries between Vänern and Gothenburg. Historically, Göta älv was known for its rich fish stocks, including sturgeon, which supported local economies through traditional fisheries. From the 16th century onward, large sturgeon catches

were documented, particularly where the river runs through Gothenburg. The largest recorded individual was caught around 1650, weighing over 150 kg (Jägrud et al 2023).

During the 17th and 18th centuries, much of the catch was sold to aristocratic households, and Gothenburg’s fish market was famous for its fresh sturgeon. However, throughout the 19th century, catches became increasingly sporadic, and by the early 20th century, it became evident that the species had disappeared from the river system.

In the past, sturgeon fishing in Göta älv was unregulated, leading to overexploitation. The slow growth and low reproductive rate of the species made it particularly vulnerable to intensive fishing. Combined with increasing river modifications and pollution, these pressures ultimately led to the extirpation of sturgeon from Göta älv (Jägrud et al 2023).

In recent years, efforts have been made to reintroduce the Atlantic sturgeon to Swedish waters. In June 2024, a significant milestone was achieved when 100 juvenile Atlantic sturgeons were released into the Göta älv River as part of a 10-year reintroduction project. These juveniles, bred in Germany, were equipped with acoustic transmitters to monitor their movements and adaptation to the new environment (Phys.org, 2024). The project, named “Störens återkomst” (“The Return of the Sturgeon”), is a collaborative effort involving the Swedish Anglers Association, the University of Gothenburg, the Swedish University of Agricultural Sciences (SLU), and the Gothenburg Museum of Natural History. The initiative aims not only to restore the sturgeon population but also to enhance the ecological balance of the river system (The Local, 2024).

Current reintroduction efforts

After over a century of absence, efforts are now being made to reintroduce the Atlantic sturgeon to Swedish waters. Since the 1990s, approximately six million juvenile sturgeons have been released into the Baltic Sea. These individuals have since been observed migrating throughout

southern parts of the Baltic, with some reaching as far north as Bothnian Bay.

As part of the project, juvenile sturgeons have been released, marking the beginning of reintroduction efforts in the river system. They were tagged with acoustic telemetry transmitters to monitor their movements and habitat preferences. The long-term goal is to continue restocking efforts in Rivers Göta älv and Nordre älv, aiming to establish a self-sustaining population over time. This process is expected to take at least 50 years.

Historical sturgeon occurrence in other Swedish rivers

• Dalälven: A large river flowing into the Baltic Sea, with historical records of sporadic sturgeon catches, suggesting its potential role as a spawning river for Baltic sturgeon.

• Norrström: Originating from Lake Mälaren, it flows through Stockholm into the Baltic Sea (Saltsjön). Historical accounts from the 16th and 17th centuries describe sturgeon fisheries, indicating its economic importance at the time.

• Helge Å: Draining into the Baltic Sea through Skåne, there are sporadic records of sturgeon bycatch, though its significance as a spawning river remains uncertain.

• Emån: A river in Småland flowing into the Baltic Sea, with medieval records of sturgeon catches, though there is no evidence of established sturgeon fisheries in the system.

Sturgeon in Finland

Sturgeon have historically been part of the fauna of Finnish rivers, particularly in the Kymmene River (Kymijoki in Finnish). Archaeological evidence suggests that sturgeon was present in Finnish waters and river systems for several millennia. In addition to the Kymmene River, it is possible that other rivers, such as the Vuoksi and Torne River (Tornionjoki), also supported sturgeon populations, though records indicate that both the populations and fisheries in these rivers were less significant (Ludwig & Gessner, 2007).

Sturgeon was historically a valued food source in Finland, and sturgeon fisheries played a role in the local economy and culture. However, overfishing, habitat degradation, and dam construction, which obstructed spawning migrations, contributed to a drastic decline in Finnish sturgeon populations. Today, the Atlantic sturgeon is considered functionally extinct in the Baltic Sea and its former spawning rivers (Jansson & Haldin, 1988).

Interest in restoring sturgeon populations in the Baltic Sea has been growing. International collaborative projects focus on habitat restoration, removal of migration barriers, and reintroduction efforts in former sturgeon habitats. These measures may, over time, lead to the re-establishment of sturgeon in Finnish rivers (Lehtonen & Toivonen, 1988).

Sturgeon in modern Norway

Sturgeon is now rare in Norwegian marine waters. Historically, they were occasionally caught as bycatch along the Norwegian coast (VKM 2025). Unlike in Sweden and Finland, there is no documented evidence of sturgeon being caught or observed in Norwegian rivers. However, over the past two centuries, there have been some recorded captures of sturgeon along the Norwegian coast and in fjords (Figure 3). These catches are probably episodic natural dispersal or escapees linked to reintroduction programs in the Baltic region (VKM, 2025). The species is therefore regarded as a rare visitor that may occasionally appear in fisheries bycatch. According to available sources from Artsdatabanken, documented Atlantic or European sturgeon catches in Norwegian waters date back to the late 19th or early 20th century. It is likely that these specimens were both Atlantic and European sturgeons. Figure x shows a map of recorded catches of sturgeons on the Norwegian coast (Figure 4).

Possible reasons for the absence of sturgeon catches in medieval and modern times

The lack of recorded sturgeon catches in medieval and modern times in Norway may be attributed

to a combination of geographical and ecological factors. Both Atlantic and European sturgeon have specific habitat requirements, one of the most critical being large river systems that provide access to suitable spawning grounds and facilitate migration between freshwater and nutrient-rich estuaries, fjords, and marine environments.

Norwegian anadromous rivers are generally shorter and colder compared to the major European river systems that historically supported established sturgeon populations, such as the Loire, Rhine, and Danube. In western Norway, steep rivers originate from high-altitude catchment areas, often fed by glacial meltwater. The low summer water temperatures in these systems likely prevented the successful establishment of sturgeon populations.

In contrast, coastal rivers in eastern and southern Norway, as well as the anadromous rivers of Trøndelag, generally have warmer waters and lower-elevation catchments. These rivers would have presented the most favourable conditions for sturgeon occurrences in Norway. However, it is worth noting that even in Sweden and Finland, only a few large river systems supported stable sturgeon populations and fisheries, indicating that large, temperate rivers alone were not sufficient for sturgeon establishment. It is likely that a complex interplay of physical and biological environmental factors determined which rivers were suitable for spawning and juvenile development.

Current scientific knowledge does not allow for a detailed analysis of these historical habitat conditions, particularly given the climatic fluctuations of the medieval period. The Medieval Warm Period (900–1300 AD) was followed by the Little Ice Age (1300–1800 AD), and these climate shifts likely had a significant impact on sturgeon distribution during this time. Throughout this period, sturgeon populations likely experienced more favourable conditions in southern and central European river systems, as well as in the Baltic Sea River basins, where temperatures were more stable and suitable.

Despite this, it remains plausible that sturgeon may have occurred in some of Norway’s

larger river systems, particularly in regions where the most temperate rivers discharge into fjords or directly into the sea. Although the

species is now extremely rare in Norwegian waters, several historical catches have been reported from coastal and fjord environments.

Figure 3. Sturgeon caught on the Norwegian coast at Sola. Picture is taken at Vågen fish market (Photo: Hans Henriksen / Stavanger Byarkiv).

This suggests that sturgeon may have historically used some of Norway’s largest and most accessible rivers as spawning and nursery areas, with delta regions potentially serving as feeding grounds.

Sturgeon in historical Norway: Ecological plausibility

Based on ecological and biological considerations, it is plausible that Atlantic sturgeon and/ or European sturgeon may have historically occurred in certain Norwegian rivers during various climatic periods, particularly before the medieval era. This hypothesis is supported by the presence of suitable habitat characteristics in several Norwegian rivers, which align with known sturgeon spawning and nursery requirements (Gessner & Bartel, 2000; Sulak & Clugston, 1999).

Ecological suitability of Norwegian rivers for

sturgeon

Sturgeon are anadromous fish that migrate from marine environments into freshwater rivers to spawn. Their spawning success is closely tied to specific riverine conditions, including:

• River size and discharge: Large rivers with substantial discharge provide the necessary flow conditions for sturgeon migration and spawning (Gessner & Bartel, 2000). For instance, the Glomma River, Norway’s longest and most voluminous river, offers extensive freshwater habitats that could have supported sturgeon populations.

• Substrate composition: Sturgeon prefers spawning over clean, hard substrates such as gravel and cobble, which facilitate egg adhesion and development (Gessner & Bartel, 2000). Rivers Numedalslågen and Drammenselva have sections with suitable substrates that may have served as potential spawning grounds.

• Flow velocity and oxygenation: Optimal spawning occurs in areas with moderate to strong flow velocities (0.4–2.0 m/s), ensuring well-oxygenated conditions essential for egg and larval development (Sulak & Clugston, 1999). Sections of the aforementioned rivers exhibit such flow characteristics, especially during spring melt periods.

• Temperature regimes: Spawning typically takes place when water temperatures range between 13°C and 22°C (WWF, 2018). Norwegian rivers experience such temperatures during late spring and early summer, aligning with sturgeon spawning periods observed in other parts of Europe.

• Estuarine access: The presence of estuarine zones at river mouths, such as those found in the Oslofjord and Skagerrak regions, provides critical transitional habitats for juvenile sturgeon before they migrate to marine environments (NOAA Fisheries, 2021).

Figure 4. Recorded sturgeon catches on the Norwegian coast (source: Artsdatabanken.no)

During warmer climatic periods, such as the Holocene Thermal Maximum, river temperatures and flow regimes in Norway would have been more conducive to sturgeon spawning and development. These periods could have facilitated the northward expansion of sturgeon populations, allowing them to exploit suitable habitats in Norwegian rivers (Nikulina & Schmölcke, 2016). While direct evidence of historical sturgeon populations in Norwegian rivers is lacking, the ecological characteristics of several rivers align with known sturgeon habitat requirements. Combined with favourable climatic periods in the past, it is reasonable to speculate that sturgeon may have utilized these rivers and estuaries for spawning or feeding. Further research, including archaeological investigations and genetic studies, could provide more definitive insights into the historical presence of sturgeon in Norwegian fiords and rivers.

Acknowledments

The author wishes to express sincere gratitude to the external peer reviewers, Professor Dr. Leif Asbjørn Vøllestad (University of Oslo, Department of Biosciences, Centre for Ecological and Evolutionary Synthesis – CEES) and retired Senior Research Scientist Dr. philos Trygve Hesthagen (Norwegian Institute for Nature Research – NINA), for their valuable, constructive, and insightful comments, which significantly contributed to improving the manuscript.

References

Anon. 1895. Jahresbericht liber die Deutsche See- und Küstenfischerei für 1. April 1893/94. Mitteilungen des Deutschen Seefischerei-Vereins, XI, No. 12:105-155.

Balazik, M.T., Musick, J.A., & Garman, G.C. 2017. Telemetry tracking of adult Atlantic sturgeon during spawning in the James River, Virginia. Environmental Biology of Fishes, 100(2), 279–292. https://doi.org/10.1007/s10641-016-0533-7

Barannikova, I.A., Burtsev, I. A., Vlasenko, A.D., Gershanovich, A.D., Makarov, E.V. & Chebanov, M.S. 1995. Sturgeon fisheries in Russia. In: Gershanovich, A. D. and Smith, T. I. J. (Eds) Proceedings of the International Symposium on Sturgeons, 6-11 September 1993. VNIRO Publishing, Moscow, Russia. Pp. 124-130

Bemis, W.E., Findeis, E.K., & Grande, L. 1997. An overview of Acipenseriformes. Environmental Biology of Fishes, 48(1-4), 25–71. https://doi.org/10.1023/A:1007325813810

Bemis, W.E., & Kynard, B. 1997. Sturgeon rivers: An introduction to acipenseriform biogeography and life history. Environmental Biology of Fishes, 48(1–4), 167–183. DOI:10.1023/A:1007378904033

Birstein V.J., Bemis W.E. & Waldman J.R. 1997. The threatened status of acipenseriform species: a summary. In: Birstein VJ, Waldman JR, Bemis WE (eds) Sturgeon biodiversity and conservation. Developments in environmental biology of fishes, vol 17. Springer, Dordrecht, pp 427–435. https://doi. org/ 10. 1007/0- 306- 46854-9_ 33

Birstein, V. J., Doukakis, P., Sorkin, B., & DeSalle, R. 2000. Polyandry in Acipenserids: DNA analysis of embryos reveals multiple paternity. Journal of Heredity, 91(3), 211–218. https://doi.org/10.1093/jhered/91.3.211

Blankenburg, A. 1910, Von der Stoerfischerei in der Elbe. Fischerbote 1:10.

Brosse, S., Dumont, P., Lepage, M., & Rochard, E. 2000. Ontogenetic transitions in habitat use and feeding guilds of the European sturgeon, Acipenser sturio L. Environmental Biology of Fishes, 59(3), 297-306. DOI:10.1023/A:1007619013303

Dadswell, M.J., Spares, A.D., Reader, J.M., & Stokesbury, M.J. W. 2017. The biology and population status of Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus oxyrinchus) in the Saint John River, New Brunswick, Canada. Journal of Applied Ichthyology, 33(3), 202–211. https://doi.org/10.1111/jai.13432

Debus, L. 1995a. Zur Systematik der Störe. Fischer and Teichwirt 8:281-285

Dettlaff, T.A., Ginsburg, A.S., & Schmalhausen, O.I. 1993. Sturgeon Fishes: Developmental Biology and Aquaculture. Springer-Verlag, Berlin. ISBN: 978-3-642-78337-5

Friedrich, T., Gessner, J., & Kirschbaum, F. (2008). Acipenser oxyrinchus in the Oder River: An example of successful restocking. Journal of Applied Ichthyology, 24, 99-107. DOI:10.1111/j.1439-0426.2007.01021.x

Gessner, J., & Bartel, R. 2000. Spawning habitats of Atlantic sturgeon and European sturgeon. Journal of Applied Ichthyology, 16(1), 1–5. https://doi.org/10.1046/j.1439-0426.2000.00263.x

Gessner, J., Tesch, F.W. 1996. Conservation and status of the sturgeon in Germany and adjacent areas Symposium on the Conservation of Endangered Freshwater Fish in Europe, Bern, IUCN.

Grunwald, C., Stabile, J., Waldman, J., Wirgin, I. 2008. Population genetics of shortnose sturgeon and Atlantic sturgeon in eastern North America: implications for conservation. Conservation Genetics, 9, 341–355. https://doi.org/10.1007/s10592-007-9346-y

Heckel, J. & Kner, R. 1858. Ordnung der Glanz- oder Schmelzschupper-Ganoidea Die Süßiwasserfische der Österreichischen Monarchie. Leipzig, Verlag von Wilhelm Engelmann.

Holcik, J. 1989. The Freshwater Fishes of Europe, Volume I, Part II: General Introduction to Fishes, Acipenseriformes. AULA-Verlag, Wiesbaden.

Jansson, H., & Haldin, G. 1988. Sturgeon fisheries in Finland. Finnish Fisheries Research, 9, 123-130.

Jägrud, L., Gelang, M., Lundin, K., Höjesjö, J., Gessner, J., Calderon, D., Lundgren, M., Svensson, M., Näslund, J., & Palm, D. 2023. Re-introduction of Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus) in Göta älv – Status report 2023. ResearchGate.

https://www.researchgate.net/publication/369062527_ Re-introduction_of_Atlantic_sturgeon_Acipenser_ oxyrinchus_in_Gota_alv_-_Status_report_2023

Jenneckens, I., Debus, L., & Ludwig, A. 2000. Evidence of homing and natal river fidelity in the European sturgeon Acipenser sturio L. using DNA fingerprinting. Journal of Fish Biology, 56(2), 459–462. https://doi.org/10.1006/jfbi.1999.1173

King, T. L., Lubinski, B. A., & Spidle, A. P. 2001. Microsatellite DNA variation in Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus oxyrinchus): evidence of multiple spawning males.” Molecular Ecology, 10(9), 2553–2562. https://doi.org/10.1046/j.0962-1083.2001.01388.x

Kinzelbach, R. 1987. Das ehemalige Vorkommen des Störs, Acipenser sturio (Linnaeus, 1758), im Einzugsgebiet des Rheins (Chondrostei: Acipenseridae). Zeitsch. Ang. Zool. 74 (2): 167-200.Kynard, B., Horgan, M., & Kieffer, M. 2000. Habitat use and behavior of early life stages of shortnose and Atlantic sturgeons in the Connecticut River: year I (1992) and year II (1993). Final Report to Northeast Utilities, 87 pages.

Kynard, B., & Horgan, M. 2002. Ontogenetic behavior and migration of Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus) and shortnose sturgeon (Acipenser brevirostrum) with notes on social behavior. Environmental Biology of Fishes, 63(1), 137–150. DOI:10.1023/A:1014250212401

Kynard, B., Kieffer, M., & Zhuang, P. 2014. Life history and development of Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus): New perspectives from studies on the Connecticut River. Reviews in Fish Biology and Fisheries, 24(2), 411–431. DOI:10.1007/s11160-013-9311-7

Lehtonen, H., & Toivonen, J. 1988. Occurrence of sturgeon (Acipenser sturio L.) in Finnish waters. Finnish Fisheries Research, 9, 131-135.

Ludwig, A., et al. 2002. “When the American sea sturgeon swam east.” Nature, 419(6906), 447–448.

Ludwig, A., Debus, L., Lieckfeldt, D., Wirgin, I., Benecke, N., Jenneckens, I., & Williot, P. 2002. When the American sea sturgeon crossed the ocean: the hybridization of Acipenser sturio and Acipenser oxyrinchus in Europe. Journal of Applied Ichthyology, 18(5), 461–464. https://doi.org/10.1046/j.1439-0426.2002.00382.x

Ludwig, A., & Gessner, J. 2007. The Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus) in Europe: Historical records, extinction and reintroduction. Journal of Applied Ichthyology, 23(6), 563-568.

Magnin, E. 1964. Biologie du poisson préhistorique Acipenser oxyrinchus de la rivière Saint-Laurent. Canadian Journal of Zoology, 42(6), 921-931. DOI:10.1139/ z64-090

Magnin, E. (1964). Description de quelques Acipenseridae de l’Atlantique nord. Journal of Ichthyology, 4(1), 45–52.

Nikulina, E. A., & Schmölcke, U. 2016. Historical distribution of sturgeons in the Baltic Sea. Environmental Archaeology, 21(1), 1–14. https://doi.org/10.1179/1749631414Y.0000000044

NOAA Fisheries. 2021. Atlantic Sturgeon (Acipenser oxyrinchus oxyrinchus). U.S. National Oceanic and Atmospheric Administration. https://www.fisheries.noaa.gov/species/atlantic-sturgeon

Pavlov, D. S, Savvaitova, K. A., Sokolov, L. I. & Alekseev, S.S. 1994. Rare and endangered animals. Fishes. Vysshaya Shkola, Moscow, Russia. 334 pp. (in Russian)

Phys.org. 2024. After a century away, sturgeons return to Swedish waters. https://phys.org/news/2024-06-centurysturgeons-swedish.html (June 26th)

Popovic et al 2014. The history of sturgeon in the Baltic Sea. Journal of Biogeography 41; 1590-1602.

Rochard, E., Castelnaud, G. and Lepage, M. 1990. Sturgeons (Pisces: Acipenseridae); threats and prospects. J. Fish Biol. 37 (Supplement A):123-132.

Puijenbroek P.J.T.M., Buijse A.D., Kraak M.H.S. & Verdonschot PFM 2019. Species and river specific effects of river fragmentation on European anadromous fish species. River Res Appl 35(1): 68–77. https://doi.org/10.1002/rra.3386

Rochard, E., Lepage, M., & Meauzé, L. 1990. Identification and characterization of the available habitat for the European sturgeon, Acipenser sturio L., in the Gironde Estuary (France). Aquatic Living Resources, 3(4), 265-274. DOI:10.1051/alr:1990042

Scott, W. B., & Crossman, E. J. 1973. Freshwater Fishes of Canada. Bulletin of the Fisheries Research Board of Canada, 184, 1-966.

Smith, T. I. J. 1985. The fishery, biology, and management of Atlantic sturgeon, Acipenser oxyrinchus, in North America. Environmental Biology of Fishes, 14(1), 61-72. DOI:10.1007/BF00001576

Sterner, E. 1918. Die Störfischerei-Die niederelbische Kustenfischerei. II. Fischereiarten. Fischerboote 10:179184

Sulak, K.J., & Clugston, J.P. 1999. Recent advances in life history of Gulf of Mexico sturgeon, Acipenser oxyrinchus desotoi, in the Suwannee River, Florida, USA: A synopsis. Journal of Applied Ichthyology, 15(4–5), 116–128. https://doi.org/10.1111/j.1439-0426.1999.tb00226.x

The Local. (2024). Sweden releases 100 sturgeons in bid to bring extinct fish back to its rivers. https://www.thelocal.se/20240626/sweden-releases-100-sturgeons-in-bid-tobring-extinct-fish-back-to-its-rivers (June 26th)

Van Eenennaam, J.P., Doroshov, S.I., Moberg, G.P., Watson, J.G., Moore, D.S., & Linares, J. 1996. Reproductive conditions of the Atlantic sturgeon (Acipenser oxyrinchus) in the Hudson River. Transactions of the American Fisheries Society, 125(6), 964–978. https://doi.org/10.1577/1548-8659(1996)125<0964:RCOTAS>2.3.CO;2

VKM 2025: Rueness, E. K., de Boer, H., Gehrke, B., Hjermann, T. K. S., Thorstad, E. B., Grainger, M., Järnegren, J., Kausrud, K., Kopatz, A., & Eldegard, K. (2025). Scientific assessment of risk from trade to CITESlisted species of sturgeons and paddlefishes (VKM Report 2025:06). Norwegian Scientific Committee for Food and Environment. https://vkm.no/

Voigt, J. E. 1870. Uber den Fischereibetrieb auf der Unter-Elbe. Verlag von Hermann Grüning, Hamburg, 27 sider.

Williot, P., Rochard, E., Castelnaud, G., Rouault, T., Brun, R., Lepage, M., Elie, P., Desse-Berset, N. & Gessner, J. 2011. Biological characteristics of European Atlantic sturgeon, Acipenser sturio, as the basis for a restoration program in France. Journal of Applied Ichthyology, 27(2), 477–484. https://doi.org/10.1111/j.1439-0426.2011.01695.x

Williot, P., Rouault, T., Brun, R., & Kirschbaum, F. 2000. Biology and conservation of the European sturgeon Acipenser sturio L. 1758: Status and perspectives. Boletín del Instituto Español de Oceanografía, 16(1–4), 143–153. [FAO-cited source]

Wirgin, I., Waldman, J. R., Rosko, J., Gross, R., Collins, M., Rogers, S. G., & Stabile, J. 2000. Genetic structure of Atlantic sturgeon populations based on mitochondrial DNA control region sequences. Transactions of the American Fisheries Society, 129(2), 476–486. https://doi.org/10.1577/1548-8659(2000)129<0476:GSOASP>2.0.CO;2

WWF 2018. The European Sturgeon: A flagship species for the protection of large rivers. World Wide Fund for Nature. https://wwfeu.awsassets.panda.org/downloads/european_sturgeon.pdf

Internet references

https://www.havochvatten.se/arter-och-livsmiljoer/ arter-och-naturtyper/storar.html?utm_source=chatgpt. com

https://www.extrakt.se/utrotad-art-simmar-igen/?utm_ source=chatgpt.com

https://storensaterkomst.se/?utm_source=chatgpt.com

https://www.gu.se/nyheter/historisk-aterkomst-foratlantstor-i-gota-alv?utm_source=chatgpt.com

https://vgrfokus.se/2024/06/storen-pa-vag-tillbaka-tillgota-alv-tack-vare-museets-samlingar/?utm_source=chatgpt.com

https://www.sverigesnatur.org/aktuellt/atlantstoren-atervander-slapps-ut-i-gota-alv/?utm_source=chatgpt.com

https://www.iucnredlist.org/species/219/13525038 (European sturgeon)

Trykkslag i vannledningsnettet og potensiale for mikrobiell forurensning: Case studie fra Bergen

Av Sam Alaya, Sandra McCarley, Siv Henriksen og Tor-Arne Torsvik

Sam Alaya er (M.Sc) er utdannet i bygg og miljøteknikk fra NTNU og overingeniør for avdeling vannforsyning i Bergen Vann.

Sandra McCarley er (M.Sc) er utdannet i Water Resources and Environmental Engineering fra Massachusetts Institute of Technology (MIT) og senior VA-ingeniør for Vann Vest AS. Siv Henriksen er (M.Sc) er utdannet i marin teknikk fra NTNU og overingeniør for avdeling vannforsyning i Bergen Vann. Tor-Arne Torsvik er (B.Sc) er utdannet i bygg og anlegg fra HVL og overingeniør for avdeling vannforsyning i Bergen Vann.

Summary

Pressure surges in the water distribution network and the potential for microbial contamination: A case study from Bergen. This study assesses the potential contamination of drinking water due to the intrusion of pathogens caused by low or negative pressure resulting from pressure transients (water hammer) in the water distribution system. Five study areas with different hydraulic characteristics were monitored using highfrequency pressure loggers over a period of 1 - 5 months to detect and measure pressure transients. The study also includes a survey of microbial contamination in flooded valve chambers and in the groundwater surrounding water pipes. Various types of pressure surges were recorded in the study, but no negative pressure or pressure below 2 bar were measured in the public water supply network. The most serious water hammer event had a pressure variation of 8 bar. Because of the high operating pressures in this distribution system, none of the water hammer events resulted in pressures that were low enough to compromise the system’s hygienic

barrier. All eight samples taken from flooded valve chambers showed signs of fecal contamination (E. coli and fecal enterococci), indicating a risk of pathogen intrusion under low or negative pressure conditions. The software and high-frequency pressure loggers used in the study enabled the triangulation of the source of water hammer events. In several cases, the pressure surges were caused by commercial enterprises with large water withdrawals and fast closing or opening inlet valves. The utility’s own handling of hydrants and valves was also found to be a source of pressure surges. The study demonstrates that pressure transients in the water distribution system are common. Reducing the frequency and magnitude of these is an important measure to protect water quality and maintain the life expectancy of the pipeline network. Pressure surges can create low pressure in the public water supply network, increasing the risk of contaminated liquid intrusion. Better control of installations for large consumers can help reduce the occurrence of pressure surges.

Good operational routines and proper training of water utility personnel can reduce pressure surges caused by system operation and maintenance. This study also highlights the importance of backflow protection.

Sammendrag

Denne studien vurderer potensialet for forurensning av drikkevann som følge av inntrenging av patogener ved lavt eller negativt trykk forårsaket av trykkslag (trykktransienter) i vanndistribusjonssystemet. Fem studieområder med ulike hydrauliske egenskaper har blitt overvåket med høyfrekvente trykkloggere over en periode på 1 - 5 måneder for å detektere og måle trykkslag. Studien omfatter også en kartlegging av mikrobiell forurensning i stående vann i vannkummer og i grunn- og grøftevannet rundt vannledninger. Studien viser at trykkslag i vanndistribusjonssystemet er vanlig. I studien har det blitt registrert ulike former for trykkslag, men ingen undertrykk eller trykk under 2 bar ble registrert. Den største trykkvariasjonen som er målt er 8 bar, men på grunn av svært høyt trykk i vannledningsnettet ble det ikke observert lave trykk på det offentlige hovedledningsnettet som bryter den hygieniske barrieren i systemet. Programvaren og de høyfrekvente trykkloggere som ble benyttet i studien, muliggjorde lokalisering av kilden til trykkslagene ved triangulering. I flere tilfeller ble trykkslagene forårsaket av næringsdrivende med store vannuttak og hurtiglukkende innløpsventiler. Bedre kontroll med installasjoner til storforbrukere kan bidra til å redusere forekomsten av trykkslag. Bergen Vanns håndtering av hydranter og ventiler ble også funnet å være en kilde til trykkslag. Gode driftsrutiner og god opplæring av driftspersonell ved vannverk kan redusere trykkslag forårsaket av drift og vedlikehold av vanndistribusjonssystemet. Trykkslag kan skape lavt trykk i det offentlige vannledningsnettet, noe som øker faren for innsug av forurenset væske. Samtlige 8 prøver tatt fra stående vann i vannkummer viser tegn på fekal forurensning (E. coli og intestinale enterokokker), som indikerer en risiko for inntrenging av patogener ved lavt eller negativt

trykk. Reduksjon i hyppigheten og størrelsen på trykkslagene er derfor viktige tiltak for å beskytte vannkvaliteten og opprettholde forventet levetid av vannledningsnettet.

Introduksjon

Primærbarrieren mot forurensning av drikkevann i vannledningsnettet er kontinuerlig trykksetting av systemet. De fleste vannverk har som mål å opprettholde et minimumstrykk på 2 bar (National Research Council, 2006) for å forhindre inntrenging av omkringliggende vann gjennom lekkende skjøter, sprekker, hull eller andre mindre feil på vannledningsnettet. Brannog lufteventiler er også kritiske og sårbare punkter. Bergen Vann har flere rutiner for å sikre vannkvaliteten ved hendelser med kjent trykktap, som vannledningsbrudd og planlagte nedstengninger ved arbeid på vannledningsnettet. Det er imidlertid en risiko for uoppdagede lavt- og undertrykkhendelser på grunn av trykktransienter. Denne studien tar i bruk ny teknologi for å kartlegge trykktransienter i drikkevannsnettet i fem studieområder i Bergen. Studieområdene er valgt for å dekke ulike hydrauliske forhold. Hensikten er å vurdere potensiale for forurensning av drikkevannet som følge av inntrenging av patogener ved lavt eller negativt trykk.

Kort om trykktransienter og undertrykk

Trykktransienter oppstår som følge av raske endringer i vannhastigheten. Disse trykktransientene kalles «water hammer» på engelsk, på grunn av lyden som produseres når trykkbølgene slår mot rørvegger og ventiler. Maks amplitude til en trykktransient avhenger av rørmaterialet, men påvirkes i størst grad av vannhastigheten. En tommelfingerregel for å unngå trykkslag er å holde vannhastigheten i rørledninger under 3 m/s. For å redusere konsekvensene av trykkslag kan det benyttes elementer som rentvannsbassenger og trykktanker ved trykkøkningsstasjoner, som demper energien fra raske pumpestart og -stopp. Lukkede systemer uten dempende elementer som beskrevet over, er spesielt utsatt for trykkslag.

Trykktransienter kan beskrives som trykkbølger med høy- og lavtrykkskomponenter (Figur 1).

Lavtrykkssiden av trykkbølgen kan føre til undertrykk eller vakuum i ledningsnettet. Bølgehastigheten bestemmes av rørets innvendige diameter, elastisitet og veggtykkelse. I duktile rør er bølgehastigheten i størrelsesorden 1000 m/s. Refleksjonstiden er tiden det tar for en trykkbølge å bevege seg fra kilden til systemets ende og tilbake, som for en enkelt rørledning er den tilbakelagte avstanden delt på bølgehastigheten. Refleksjonstiden vil være lengre i komplekse systemer med mange forgreninger og sløyfer. Trykktransienter er normalt altfor raske for å registreres med standard trykkloggere (Figur 2).

Sårbare elementer og vannfylte vannkummer

Brannventiler produsert før 1940 er utformet som en kjegle som tettes med en kule av tre, kork eller aluminium. Vanntrykket presser kulen mot pakningen slik at ventilen holder tett. Ved vannavstenging eller andre hendelser med trykkløst nett, faller kulen ned i ventilhuset og slipper inn vannet som står over ventiltoppen. De første fjærbelastede brannventilene var på markedet rett før 1950 (Sjøvold et al. 2008).

Fjæren under lukkemekanismen presser kulen mot en gummipakning for å tette ventilen. Bergen kommune tok i bruk fjærbelastede brannventiler etter 1970-75. Figur 3, Figur 4 og Figur 5 viser eksempler av gamle og moderne brannventiler.

Dagens fjærbelastede brannventiler skal holde tett ved overtrykk på 0,2 bar (Oddevald, 2019). Imidlertid viste en test utført av Bergen Vann at vann lekket gjennom en trykkløs ventil ved et overtrykk på 0,15 bar. For vannfylte kummer anbefaler leverandør bruk av brannventilsikring. I Bergen har brannventilsikring med forlenget håndtak vært montert i kummer hvor drenering er utfordrende. Håndtaket gjør det mulig for brannvesenet å fjerne sikringen fra bakkenivå når brannventilen må tas i bruk.

Kontroller utført av Bergen brannvesen viser at ca. 5% av vannkummene med montert brannventil er delvis fylt med vann. Det er ikke registrert felleskummer (kummer med avløpsvann og vannledning med armatur) på vannledningsnettet i Bergen, men dette finnes i andre norske kommuner (Aass og Hansen, 2011).

Lufteventiler er også sårbare punkter i vannkummer. Enkeltvirkende lufteventiler skal slippe ut luft ved fylling av vannledning og dobbeltvirkende skal i tillegg slippe inn luft når det oppstår vakuum i vannledningen. Lufteventilene skal monteres på høydebrekk, men det er ofte blitt et standard element i vannkummer

Figur 1. Trykktransient, illustrasjon.

Figur 2. Høy (HF) vs. lavfrekvent (LF) trykkmåling, illustrasjon.

Figur 3. Eldre versjon av brannventil med kule som tettes med vanntrykk (Oddevald, 2019).

brannventil,

(Figur 6). Ventilen skal ikke slippe vann inn når ledning har minimum trykk på 0,1 bar, men mest sannsynlig vil den slippe igjennom vann i vannfylte vannkummer med undertrykk (vakuum). Noen kommuner krever tilbakeslagssikring mellom luftventil og vannledningsnettet (Figur 7). De fleste lufteventilene er laget i hard plast og vil være utsatt for sprekker, noe som øker risikoen for inntrenging av forurenset vann ved trykkløse episoder (Besner et al. 2010).

Grunn- og grøftevann rundt vannledninger Grunn- og grøftevann kan være kilde til forurensning ved trykkløst nett eller undertrykk i ledningsnettet.

Omtrent 40% av ledningsbruddene i Bergen må repareres med trykkløst nett (data fra Gemini VA dagbok). Selv om arbeidsområdet

6. Eksempel på lufteventil.

Figur 7. Eksempel på installering av lufteventil (Drammen kommune VA-norm). 16 Lufteventil, 18 Tilbakeslagsventil.

Figur 8. Statisk trykk i vanndistribusjonsnettet i Bergen.

eller den åpne delen av vannledningen beskyttes mot inntrenging av grøftevann, er det mulig for grunn- eller grøftevann å lekke inn gjennom små sprekker og hull.

Det er også mange andre planlagte trykkløse episoder hvor vanndistribusjonsnettet er avstengt og trykkløst, som reparasjon av private ledninger, vedlikehold av det offentlige ledningsnettet og anleggsarbeid.

Figur 4. Eksempel på nyere fjærbelastet

Esco S-0900 (Ulefos).

Figur

Eksempel på nyere fjærbelastet

Esco S-0940 (Ulefos).

Figur

Bergen Vanns hydrauliske modell viser at de meste av vannledningsnettet har statisk trykk over 6 bar (Figur 8). Likevel har en betydelig del av nettet lavt statisk trykk og denne delen er særlig sårbar for undertrykk ved trykkslag. Når trykkslag oppstår i et ledningsnett med lavt trykk, øker risikoen for tilbakestrømning fra abonnenter uten tilstrekkelig tilbakeslagssikring.

Tidligere studier

Flere forskere har brukt høyfrekvente trykkloggere for å kartlegge trykkslag i vanndistribusjonssystemer.

Fleming et al. (2005) undersøkte fem distribusjonssystemer og fant at lavt eller undertrykk oftest oppstod i endeledninger. De påpekte at rentvannsbassenger bidro til å dempe trykkslag. Friedman et al. (2004) registrerte undertrykk i tre av syv overvåkede systemer. Gullick et al. (2005) fant ni trykkfall under 14 mVs i et 871 km langt nett, alle knyttet til akutte stans ved trykkøkningsstasjoner. Jin et al. (2022) oppdaget over 600 trykkslag i et 1313 km langt nett over en treårsperiode, mens Starczewka et al. (2015) påviste trykktransienter i fem komplekse nettverk, særlig i områder med industrielle abonnenter.

Flere studier har undersøkt hvordan lavt trykk kan føre til forurensning av vannforsyningen. Boulos et al. (2005) fant at de største trykkvariasjonene oppstod ved trykkøkningsstasjoner og reguleringsventiler, med størst risiko for forurensning i høyereliggende områder og i nettets periferi. Craun et al. (2001) viste at lavtrykksituasjoner hadde forårsaket kontaminering ved tilbakestrømning. Besner et al. (2011) målte flere lavtrykksepisoder med trykk under 2 bar i et 1600 km langt nett og fant mikrobiologisk forurensning i 60 % av de 45 undersøkte vannkummene. Ebacher et al. (2013) fant fekal forurensning i alle prøver fra 37 vannkummer, med overvann som sannsynlig kilde. Kirmeyer et al. (2001) beskrev risikoen for forurensning ved trykkslag og anbefalte tilbakestrømningssikring og gode driftsrutiner.

Metode

Kartlegging av trykktransienter ved bruk av høyfrekvente trykkloggere

Trykkovervåkning med vanlig driftskontrollsutstyr har ikke tilstrekkelig oppløsning til å registrere trykkslag. I studien ble det benyttet Pipeminder høyfrekvente trykkloggerne (Figur 9) som måler trykk med en frekvens opptil 128 Hz. Trykkloggerne har måleområde 0-20 bar, med målenøyaktighet +/- 0.25%. De har automatisk tidssynkronisering (klokkeslett) via mobilnettet og leveres med egne SIM-kort for kommunikasjon. Trykkloggerne har IP68-klassifisering og kan installeres i vannfylte kummer.

Data fra trykkloggerne overføres til en skybasert database og er tilgjengelige via programvaren «RADAR» (Figur 10). RADAR har algoritmer som identifiserer og klassifiserer trykkslag etter systemdefinerte nivåer (S3-score: endring av trykk pr. tid, ∆p/∆t). Programvaren har også algoritmer for identifisering av mønstre til trykkvariasjoner og kan klassifisere trykkslagene som eksempelvis oscillering, raskt trykkfall, rørbrudd og pumpestart. Dersom kunden leverer GIS-data om ledningsnettet (koordinater, diameter, rørmateriale m.m.) kan programvaren basert på de tidssynkroniserte måledataene fra trykkloggerne lokalisere kilden til trykkslaget ved triangulering.

Figur 9. Pipeminder, høyfrekvent trykklogger.

Trykkloggerne ble montert hvor installasjonen var enkel, som i vannkummer med serviceventiler. Vannkummene ble rengjort før trykkloggerne ble installert. Figur 11 viser en typisk installasjon. Mobildekningen var god i alle studieområdene og dataoverføring fra enhetene fungerte med å feste antennene under kumlokkene.

Studieområder

Områdene som har blitt valgt i studien er deler av ledningsnettet hvor det er forventet å registrere trykkslag, som industriområder med abonnenter med høyt vannforbruk og områder der mikrobiell forurensning tidligere har vært påvist uten at kilden har blitt identifisert. Andre interesseområder for studien har vært lukkede deler av ledningsnettet som blir forsynt via reduksjonsventiler eller trykkøkningsstasjoner, uten dempende elementer som rentvannsbasseng tilkoblet. Måleperioden for hvert studieområde har vært minimum 3 måneder.

Tabell 1 gir en oversikt over størrelsene på studieområdene, antall sensorer, gjennomsnittlig statisk trykk, og daglig vannforbruk.

Figur 10. RADAR – programvare benyttet i studien.

Figur 11. Typisk installasjon ved serviceventil.

Tabell 1. Studieområder, oversikt.

Studieområde Grunnlag for valg

Studieområde 3

Lukket trykkområde: Vanndistribusjonsnett forsynt fra trykkøkningsstasjon, uten tilkoblet utjevnende

Lukket trykkområde: Vanndistribusjonsnett forsynt fra reduksjonsventil, uten tilkoblet

kartlegging av potensial for forurensning

Studien hadde som mål å evaluere potensialet for forurensning i ulike deler av vanndistribusjonssystemet under forskjellige hydrauliske forhold. For å kartlegge potensialet for forurensing ved trykkslag eller trykkløst nett, tok Bergen Vann vannprøver fra 8 vannfylte kummer lokalisert i studieområdene (Figur 12), samt prøver fra gravegropene til vannledningsbrudd (grøftevann), som oppstod i løpet av studieperioden (Figur 13).

Resultater

Høyfrekvent trykklogging

Følgende avsnitt presenterer resultatene for hvert av studieområdene. Tabell 2 viser største trykkslag, samt maks- og minimumstrykk målt i studien.

Studieområde 1:

Vannkvalitetshendelse i 2022

Studieområde 1 var et boligområde hvor det i en 5 ukers periode i 2022 ble gjort gjentagende sporadiske funn av fekal forurensning, uten at kilden til forurensning ble funnet. Vannledningsnettet består av grått støpejern fra 1950-60 tallene, nyere duktile og polyetylen ledninger. Det er to mindre kommunale og tre private trykkøkningsstasjoner i forsyningsområdet. Næringsdrivende abonnenter omfatter bla. en bensinstasjon med bilvask, et stort

Figur 12. Eksempel på vannfylt vannkum.

Figur 13. Eksempel på trykkløst nett og grøftevann.

Tabell 2. Studieområder, resultater fra høyfrekvent trykklogging.

Studieområde

Min. trykk [bar]

Maks trykk [bar] Største trykkslag [bar]

kjøpesenter og en svømmehall. Minimum statisk trykk er 5,5 bar.

Plasseringene av trykkloggerne (14 stk.) er vist i Figur 14. Erfaringene fra Studieområde 1 var at det ikke var nødvendig med så tett plassering av loggerne. Det var mulig å hente ut tilstrekkelig informasjon om størrelse og type trykkslag med kun 3 trykkloggere i områder av tilsvarende størrelse.

Etter forurensningsepisoden i 2022 ble det installert et flowcytometer (FCM) ved den største trykkøkningsstasjon. Flowcytometeret gir hyppige målinger av antall bakterieceller og kan skille mellom levende og inaktive organismer.

Kontinuerlig trykkovervåking over en periode på 1,5 måneder avdekket ikke negative eller trykkløse hendelser. Det ble observert trykkvariasjoner på opptil 1 bar (Figur 15), som programvaren klassifiserte som «oscillering», der kilden sannsynligvis var kommersiell bilvask. Flowcytometeret viste en økning i antall biologiske celler ved trykkvariasjoner, men dette skyldes mest sannsynlig avrivning av biofilm og ikke inntrenging av forurensning.

De hydrauliske forholdene i studieområde 1 under måleperioden var endret siden vannkvalitetshendelsen i 2022. I denne perioden var rentvannsbassenget, som leverte vann til området, ute av drift og området ble forsynt av en stor trykkøkningsstasjon med frekvensstyrte pumper, mot lukket nett. Rentvannsbassenger demper og utjevner trykkvariasjoner og det er sannsynlig at trykkslagene uten dempende elementer kan ha vært større i 2022, enn trykkslagene som ble

målt under studien. Det er likevel lite sannsynlig at kildene til trykkslag som ble avdekket i måleperioden, kan ha skapt så lavt trykk at det kunne medført til innsug av forurenset vann på vannledningsnettet under vannkvalitetshendelsen i 2022.

Det ble også registrert trykkslag fra egen ventilhåndtering i dette studieområdet. Feil ventilhåndtering av hydrant (for rask åpning og stenging av uttak) medførte til trykkslag med variasjon på 2 bar (Figur 16).

Studieområde 2: Industriområde

Studieområde 2 omfatter flere industribedrifter med et høyt og intensivt vannforbruk. Området

Figur 14. Studieområde 1 – Plassering av trykkloggere.

Figur 15. Eksempel på «oscillering» trykkhendelse. Figur 16. Trykkslag grunnet hurtig åpning og stengning av hydrant ved prøvetaking.

har omtrent 10 km kommunale ledninger og forsynes både fra en stor trykkøkningsstasjon plassert 7,5 km unna og et 35.000 m³ stort rentvannsbasseng lokalisert 5 km fra området. Rentvannsbassenget virker utjevnende på trykkvariasjoner i vannledningsnettet. Samtlige hovedledningene er av duktilt støpejern. Statisk trykk i området er høyt, med minimumsverdi på 6,5 bar. Fire trykkloggere var installert som vist i Figur 17. Målingene ble utført over en periode på 5 måneder.

Målingene registrerte hyppige trykkslag med 2,5 bar trykkvariasjon (Figur 18). Programvaren klassifiserte trykkslagene som «sharp pressure drop», noe som kan skyldes hurtig ventilåpning og/eller -lukking med stort vannuttak over kort tid. Kilden til trykkslagene var en næringsmiddelprodusent med stort vannforbruk, som ble lokalisert ved triangulering.

Studieområde 3: Lukket område forsynt via trykkøkningsstasjon

Studieområde 3 er et lukket område som forsynes direkte fra en trykkøkningsstasjon, uten et tilknyttet rentvannsbasseng som ville dempet trykkslagene. Området består av boliger og har ca. 3,6 km kommunale ledninger. I måleperioden leverte trykkøkningsstasjonen i gjennomsnitt 30 m³/t, med en maksimal leveranse på 70 m³/t. Det ble installert 3 trykkloggere i studieområdet (Figur 19).

Det ble ikke oppdaget store trykkvariasjoner i studieperioden, men trykkloggeren som var

Figur 17. Studieområde 2 – plassering av trykkloggere.

Figur 18. Trykkslag forårsaket av abonnent.

installert nærmest trykkøkningsstasjonen viste kontinuerlige trykkvariasjoner mindre enn 1 bar (Figur 20). Slike trykkvariasjoner påfører vannledningene spenningsvariasjoner som kan redusere levetiden og føre til tretthetsbrudd, spesielt på stikkledninger.

Studieområde 4: Lukket område forsynt via trykkreduksjonsventil

Studieområde 4 omfatter flere næringsdrivende, inkludert et vaskeri med et relativt stort vann-

Figur 19. Studieområde 3 - plassering av trykkloggere.

Figur 20. Oscillerende trykk i nærheten av trykkøkningsstasjon.

forbruk. Området er valgt for å studere potensialet for trykkslag i et lukket område forsynt via en reduksjonsventil. Reduksjonsventilen er 150 mm og reduserer trykk til 4,5 bar. Det ble installert 4 trykkloggere i studieområdet (Figur 21).

Målingene viser et tydelig mønster i vannforbruket til de næringsdrivende abonnentene. Trykkvariasjonene var størst i ukedagene og veldig begrenset i helgene (Figur 22). Generelt var trykkslagene i dette området moderate og ingen episoder hadde trykkvariasjoner over 1,5 bar (Figur 23).

Studieområde 5: Industriområde med høyt trykk

Studieområde 5 er et industriområde med statisk trykk over 8 bar. Det ble installert 4 trykkloggere i dette området (Figur 24). Trykkslagene som ble registrert i studieperioden var store og hyppige, spesielt på hverdager mellom kl. 7 og kl. 19 (Figur 25).

Ved hjelp av triangulering ble kilden til trykkslagene lokalisert til et vaskeri som tapper vann direkte fra vannledningsnettet uten regulering. Vannuttakene fra vaskeriet er store og

Figur 21. Studieområde 4 – plassering av trykkloggere.

Figur 22. Trykkmålinger over en periode på to uker. Størst trykkvariasjoner i ukedagene og lavest trykkvariasjoner i helgene.

Figur 23. Oscillerende trykk i nærheten av trykkreduksjonsventilen.

over korte tidsintervall (ofte mindre enn et minutt) og genererer trykkslag i vannledningsnettet. Det daglige vannforbruket til vaskeriet er lavt, gjennomsnittlig ca. 20 m³/t, men uttakene på 50 m³/t i løpet av et kort tidsintervall, medfører at trykket i vannledningsnettet svinger kraftig med en amplitude på omtrent 4 bar. Dette gir et trykkslag på rundt 8 bar (Figur 26), som er svært skadelig for vannledningsnettet.

Bergen Vann tok kontakt med abonnenten og gjennomførte en fysisk befaring for å kartlegge utstyret ved abonnentens inntak. Sammen ble det konkludert med at installasjon av en tank ville bidra til å jevne ut vannforbruket og motvirke trykkslag. Abonnenten installerte derfor en avlastningstank, noe som førte til en betydelig reduksjon av trykkslagene (Figur 27).

Figur 24. Studieområde 5 – plassering av trykkloggere.

Figur 25. Trykkslag forårsaket av abonnenten i løpet av en to ukers periode, med tydelig forskjell mellom hverdager og helg.

Trykkslagene ble redusert fra om lag 8 bar til rundt 2 bar (Figur 28). Det ble i tillegg avtalt å justere åpne- og lukkehastigheten på magnetventilen som benyttes under tankfylling, slik at trykkslagene ytterligere kan reduseres til en neglisjerbar størrelse på omtrent 0,5 bar.

Andre undersøkelser

Bergen vann har også installert trykkloggere i flere mindre områder med kortere varighet for å avdekke trykkslag forårsaket av storforbrukere.

ledningsnettet med trykkvariasjoner på ca. 2,5 bar (Figur 30).

Etter kontakt med abonnenten, ble eksisterende trykktank til hydrofor vedlikeholdt og åpne- og lukkehastigheten til magnetventilen for tankfylling ble endret. Dette har eliminert trykkslagene som ble generert av hydroforen, samt redusert trykkslagene fra ventilen ned til ca. 0,5 bar (Figur 31).

Vannprøver fra vannfylte vannkummer og grøftevann

Det ble tatt 8 vannprøver fra vannkummer med stående vann og det ble påvist E. coli (indikator på fersk fekal foruensning) og intestinale enterokokker (indikator på fekal forurensning) i samtlige prøver (Figur 32).

29. Vannforbruk i målsonen med stort og regelmessige uttak fra en abonnent (fylling av tank).

Et eksempel er en abonnent som har regelmessige tappinger av vann i størrelsesorden 50 m3/t i perioder på 20 minutter (Figur 29). Ifølge abonnenten har de montert sakteåpnende ventiler for å hindre trykkslag, men trykkmålingene med høyfrekvente trykkloggere viste at vannuttaket skaper trykkslag i vann-

Figur 30. Trykkslag grunnet store og regelmessige uttak (fylling av tank), samt hydrofor.

Figur 28. Eksempel på trykkslag etter installasjon av tank.

Figur

Figur 26. Eksempel på et trykkslag.

Figur 27. Trykkslag etter installasjon av tank.

ledningsnettet grunnet trykktransienter. Det ble målt trykktransienter som gav svingninger i trykk opptil +/- 4 bar fra normalt gjennomsnittstrykk. De fleste trykkslagsepisodene skyldes næringsdrivende abonnenter med stort vannforbruk, ofte i kombinasjon med automatiske innløpsventiler som har korte åpne-/lukketider. Studien viser videre at ventilhåndtering hos Bergen Vann også er kilde til trykkslag. I studieområdene med lukket nett, forsynt fra en trykkøkningsstasjon eller en reduksjonsventil, ble det ikke målt store trykktransienter.

Det ble tatt 5 vannprøver av grøftevann ved ledningsbrudd. Samtlige prøver inneholdt fekal forurensning (Figur 33), men med lavere verdier enn prøvene fra de vannfylte kummene.

Selv om antallet vannprøver i denne studien er begrenset, ble det påvist indikatororganismer i samtlige prøver. Dette indikerer at det foreligger en betydelig risiko for mikrobiologisk forurensning av drikkevann dersom vann fra vannfylte kummer, grøftevann eller grunnvann trenger inn i ledningsnettet under trykkløse episoder.

Oppsummering og konklusjon

Studien har kartlagt og utredet trykktransienter i fem studieområder. Resultatene fra studien viser at det er en risiko for undertrykk i vann-

Det ble ikke registrert trykk under 2 bar i det offentlige vanndistribusjonsnettet, som anses å være minimumstrykket for å sikre hygienisk barriere. Dette utelukker imidlertid ikke muligheten for at trykktransienter kan ha forårsaket undertrykk på privat nett i høytliggende områder. Dersom noen av trykktransientene som ble registrert under studien hadde oppstått i områder med normalt forsyningstrykk (under 6 bar), ville de medført alvorlig lavt trykk i nettet.

Vannfylte kummer er sårbare komponenter i vanndistribusjonssystemet. Prøveresultatene fra de vannfylte kummene viste høyt innhold av indikatororganismene E. coli og intestinale enterokokker. Dette bør motivere vannverkene til å ha god drenering av vannkummer hvor brannog lufteventiler er installert. Til sammenligning viste prøvene av grøftevann (antas å

Figur 32. Resultater fra prøvetaking fra vannfylte vannkummer.

Figur 33. Resultat fra prøvetaking av grøftevann fra 5 bruddreparasjoner.

Figur 31. Trykkslag etter gjennomført tiltak.

være grunnvann) lavere verdier av indikatororganismer. Dette antyder at risikoen for forurensning gjennom mindre lekkasjepunkter på ledningsnettet er lavere enn risikoen for innsug av forurensning fra vannfylte kummer.

Risiko for forurensning av drikkevann ved trykkslag er tilstede. Risikoabonnenter og vannverkenes driftsaktivitet kan forårsake trykktransienter og denne risikoen bør forebygges med bedre kontroll av risikoabonnentene og vannverkenes egne driftsrutiner.

Et av formålene med studien har vært å ta i bruk ny teknologi for forbedret overvåking og analyse av trykktransienter. Det ble gjort gode erfaringer med høyfrekvente trykkloggere fra Syrinix (nå Badger Meters), hvor data ble overført til skyløsningen RADAR for sanntidsanalyse og lokalisering ved hjelp av triangulering. På grunnlag av disse erfaringene har Bergen Vann intensjon om å installere trykkloggere permanent i distribusjonsnettet. Disse vil konfigureres med høy terskelverdi (S3) for å registrere større trykkendringer. I tillegg planlegger Bergen Vann å kartlegge og analysere områder med potensiell risiko for trykktransienter ved å plassere ut trykkloggere i tidsbegrensede måleperioder.

Takksigelse

Denne studien er støttet økonomisk av Folkehelseinstitutt under program for teknologiutvikling i vannbransjen.

Eskeland Electronics AS har støttet prosjektet økonomisk med redusert salgspris på utstyret samt ett års kostnadsfri tilgang til skyplattform og analyseprogram.

Referanser

Aass, E. og Hansen, G. H. (2011). Felleskummer for vann og kloakk – mulig å oppnå redusert risiko for forurensning av vannledningsnettet uten full separering? Vann, 47(3). https://vannforeningen.no/dokumentarkiv/ felleskummer-for-vann-og-kloakk-mulig-a-oppnaredusert-risiko-for-forurensning-av-vannledningsnettetuten-full-separering/

Besner, M. C., Ebacher, G., Jung, B. S., Karney, B., Lavoie, J., Payment, P., & Prévost, M. (2010). Negative pressures in full-scale distribution system: Field investigation, modelling, estimation of intrusion volumes and

risk for public health. Drinking Water Engineering and Science, 3(2), 101–106. https://doi.org/10.5194/dwes-3-101-2010

Besner, M. C., Prévost, M., & Regli, S. (2011). Assessing the public health risk of microbial intrusion events in distribution systems: Conceptual model, available data, and challenges. Water Research, 45(3), 961–979. https://doi.org/10.1016/j.watres.2010.10.035

Boulos, P. F., Karney, B. W., Wood, D. J., & Lingireddy, S. (2005). Hydraulic transient guidelines for protecting water distribution systems. Journal AWWA, 97(5), 111–124. https://doi.org/10.1002/j.1551-8833.2005.tb10892.x

Craun, G., & Calderon, R. L. (2001). Waterborne disease outbreaks caused by distribution system deficiencies. Journal AWWA, 93(9), 64–75. http://dx.doi.org/10.1002/j.1551-8833.2001.tb09287.x

Ebacher, G., Besner, M. C., & Prévost, M. (2013). Submerged appurtenances and pipelines: An assessment of water levels and contaminant occurrence. Journal AWWA, 105(4), 43–44. https://doi.org/10.5942/jawwa.2013.105.0156

Fleming, K. K., Gullick, R. W., Dugandzic, J. P., & LeChevallier, M. W. (2005). Susceptibility of potable water distribution systems to negative pressure transients. New Jersey Department of Environmental Protection December 16, 2005. http://hdl.handle.net/10929/33036

Friedman, M., Radder, L., Harrison, S., Howie, D., Britton, M., Boyd, G., Wang, H., Gullick, R., LeChevallier, M., Wood, D., & Funk, F. (2004). Verification and control of pressure transients and intrusion in distribution systems. AWWA Research Foundation & U.S. Environmental Protection Agency (USEPA).

Gullick, R. W., LeChevallier, M. W., Case, J., Wood, D. J., Funk, J. E., & Friedman, M. J. (2005). Application of pressure monitoring and modelling to detect and minimize low pressure events in distribution systems. Journal of Water Supply: Research and Technology – AQUA, 54(2), 65–81. https://doi.org/10.2166/aqua.2005.0007

Jin, S., Saparia, B., Norton, J., Wood, B., Abdallah, A., McClinton, T., Burchi, J., & Radtke, L. (2022). Monitoring of pressure transients in Great Lakes Water Authority water transmission system. Journal of Water Management Modeling, 30. https://doi.org/10.14796/JWMM.C492

Kirmeyer, G. J., Friedman, M., Martel, K., Howie, D., LeChevallier, M., Abbaszadegan, M., Karim, M., Funk, J., & Harbour, J. (2001). Pathogen intrusion into the distribution system. AWWA Research Foundation & U.S. Environmental Protection Agency (USEPA).

National Research Council. Drinking Water Distribution Systems: Assessing and Reducing Risks. National Academies Press, 2006. https://doi.org/10.17226/11728

Oddevald, J. E. (2019). Brannventiler: Krav til materialer og utførelse. VA-miljøblad 47. Norsk Rørsenter.

Sjøvold, F., Hansen, A., & Rønning, C. (2008). Helsemessig sikkert vannledningsnett. Norsk Vann Rapport 161-2008. Norsk Vann.

Starczewska, D., Collins, R., & Boxall, J. (2015). Occurrence of transients in water distribution networks. Procedia Engineering, 119, 1473–1482. https://doi.org/10.1016/j.proeng.2016.01.001

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

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.

Miljøtilstanden i indre Oslofjord; ikke bare en effekt av lokale kommunale utslipp av næringssalter

Av Oddvar Lindholm, Jan Magnusson og Bengt Herning

Alle jobber i Naturvernforbundet i Oslo og Akershus, fjordgruppa.

Summary

The Environmental Status of the Inner Oslofjord: Not Merely an Effect of Local Municipal Nutrient Discharges. Discharges of phosphorus and nitrogen from the major wastewater treatment plants to the inner Oslofjord have decreased significantly over the past 4–5 years. The recent deterioration in ecological conditions can therefore not be attributed to treatment plant effluents alone. Despite considerable improvements in the eutrophication status of the inner Oslofjord, the fjord continues to exhibit signs of ecological stress. Notably, large parts of the fjord are characterized during the summer half of the year by the proliferation of filamentous green algae (“lurv”, fast-growing annual macroalgae), which degrade nursery habitats for fish. In addition, oxygen conditions in the deep waters remain critical in Bunnefjorden and parts of Vestfjorden and are highly dependent on deepwater renewal during winter. However, the widespread occurrence of lurv may also be a consequence of overfishing of top predators such as cod (Gadus morhua) and other piscivorous species. Thus, the ecological challenges in the fjord are multifactorial in nature. Since the outer Oslofjord is also affected by similar

symptoms, water exchange between the inner and outer fjord may influence the condition of the inner Oslofjord—through deep-water renewal during winter and surface water inflow during summer. The input of nutrients via stormwater runoff and local sewer overflows may have a disproportionately large ecological effect, despite relatively low annual mass loads. This is because such discharges enter the productive surface layer, in contrast to the deeper effluent outlets from treatment plants, where nutrient uptake by algae is limited. During the summer months, phosphorus input may exert greater influence than nitrogen from surface runoff and overflows. The most recent assessments of nutrient limitation in the inner fjord indicate that phosphorus was the limiting nutrient for phytoplankton in approximately 70% of the time during the summer period. If this remains the case today, phosphorus inputs are likely to be more critical than nitrogen in driving phytoplankton blooms. Nevertheless, nitrogen can also play a significant role at times, particularly for filamentous, opportunistic algae such as lurv.

Sammendrag

Utslippene av fosfor og nitrogen fra de store renseanleggene til indre Oslofjord har gått ned meget betydelig de siste 4 – 5 årene. Den forverrede tilstanden de siste årene kan dermed ikke skyldes renseanleggenes utslipp alene. På tross av betydelig forbedring av overgjødslings-situasjonen i indre Oslofjord bærer fjorden fortsatt preg problemer. Spesielt er det forekomsten av lurv (ettårige hurtigvoksende trådformede grønnalger) som preger store deler av fjorden i sommerhalvåret og som ødelegger oppvekstområder for fisk. Oksygensituasjonen i dypvannet er også fortsatt kritisk i Bunnefjorden og deler av Vestfjorden og den er meget avhengig av dypvannsfornyelsene vinterstid. Imidlertid er spesielt forekomsten av lurv muligens en effekt av overfiske av f.eks. torsk og andre rovfisker. Problemet i fjorden er dermed ikke bare avhengig av en årsak. Ettersom også ytre Oslofjord lider av til dels de samme symptomer kan transport av vann mellom ytre og indre Oslofjord bidra til indre fjords tilstand (ved dypvannsfornyelser i vinterhalvåret og til overflatelaget i sommerhalvåret). Tilførselen av næringssalter fra overvann og lokale overløp har større betydning enn antall kg/år av dette skulle tilsi. Det skyldes at dette kommer ut i overflatelaget, mens utslippene fra renseanleggene kommer ut på så dypt vann at algene ikke får nyttiggjort seg dette der. Tilførselen av fosfor kan ha en større effekt en tilførsel av nitrogen fra overvann og lokale overløp i sommerhalvåret. Sist det ble målt næringssaltsbegrensing i indre fjord var fosfor begrensende næringssalt for planteplankton i ca. 70 % av tiden (sommerhalvåret). Hvis dette fortsatt er tilfellet i dag, blir fosfortilførselen viktigere enn nitrogentilførselen for oppblomstring av planteplankton. Imidlertid vil også nitrogen tidvis ha stor betydning, spesielt for de trådformede opportunistiske algene (lurv).

Innledning

Miljøsituasjonen i Oslofjorden (eg. vannområdet fra svenskegrensen til Kragerø) er i dag meget aktuell. I denne artikkelen tar vi bare opp forholdene i indre Oslofjord og ser nærmere på

1) renseanleggenes utslipp, 2) utslipp fra overvann og lokale overløp og 3) situasjonen i vannmassene i indre Oslofjord.

Vi konsentrerer oss om utslipp og tilførsler av næringssalter (fosfor og nitrogen) som ble ansett som de primære årsakene til fjordens miljøforverring gjennom 1900-tallet og beskriver rensetiltak og effekten av disse. Endelig tar vi opp dagens situasjon og diskuterer også andre mulige årsaker til den nåværende tilstanden i indre Oslofjord og hva som er mulige nødvendige tiltak i fremtiden.

Kort om miljøhistorien om indre Oslofjord 19002023

Miljøsituasjonen i indre Oslofjord har gjennom 1900-tallet fremst vært rettet mot tilførsler og effekter av kommunal kloakk (avløpsvann). Oppmerksomheten ble først rettet mot badevannet i Oslos nærområde i begynnelsen av 1900-tallet og flere badeplasser ble stengt som følge av for høye konsentrasjoner av bakterier fra urenset avløpsvann. Etter utbygging av renseanlegg 1980-2001 ble situasjonen meget bedre, men fortsatt forekommer advarsler om bading ved intens nedbør.

På 1930-tallet kom de første varslene på at indre fjord også led av effektene av overgjødsling, dvs. tilførsler av næringssalter som ga ekstra stor oppblomstring av planteplankton som derved også økte den organiske belastningen på fjordens dypvann når dødt planteplankton synker ned i fjordens dypere vannmasser og nedbrytningen av planktonet her gir oksygen-problemer. Når oksygenet er brukt opp dannes hydrogensulfid (en dødelig gift for dyrene i fjorden) spesielt i Bunnefjorden (Braarud og Ruud, 1937).

Det var befolkningsøkningen og innføring av vannklosetter som var årsaken til økningen i næringssaltstilførselen til fjorden (figur 1 og 2). Situasjonen ble stadig dårligere gjennom 1950-tallet (Beyer og Føyn, 1951) Til slutt bevilget kommunene midler til en større naturvitenskapelig undersøkelse: Oslofjordprosjektet 1962-65 (Baalsrud m.fl, 1968) som resulterte i flere forslag til rensetekniske tiltak (Simensen og Knudsen, 1970). Den løsningen som til slutt

Figur 1. Beregnede tilførsler av fosfor og nitrogen til indre Oslofjord 1910-2002 (Fra Bergstøl m.fl. 1981, Baalsrud m.fl. 1986, Holtan og Magnusson 1990, Nedland 1997, Wivestad 1999, og Fagrådets Årsrapport 2001.) I figuren inngår også tilførsel via naturlig avrenning, dog ikke med årsvariasjoner.

Figur 2. Beregnet tilførsel av fosfor og nitrogen fra befolkningen sammenlignet med basisåret 1985 ved bruk av TEOTIL (Svelvik pers. med.)

ble valgt var utbygging av tre renseanlegg med i hovedsak mekanisk/kjemisk rensing, dvs. fjerning av fosfor og organisk stoff. Bekkelaget ra innførte kjemisk rensing i 1974, Nordre Follo i 1980 og VEAS i Asker ble satt i drift 1982, hvor omtrent 60% av Oslos avløpsvann ble transportert i en avskjærende tunnel fra Oslo frem til renseanlegget.

Effekten av rensetiltakene ble meget positive fremfor alt i Bærumsbassenget, men også i øvrige deler av fjorden. Planteplanktonbiomassen avtok, siktdypet økte, plante og dyrelivet på grunt vann ble bedre spesielt i Bærumsbassenget der ålegressengene vokste seg til igjen. Oksygenkonsentrasjonen i dypvannet økte i Vestfjorden og førte til bedre forhold for dyrelivet i dypvannet. Fortsatt var miljøet i indre Oslofjord ikke bra, men allikevel bedre enn på 1960 og 70 tallet.

I 1987 kom Nordsjøavtalen hvor utslipp av bl.a. fosfor og nitrogen til Nordsjøen skulle reduseres med 50 %. Norge valgte å ta tiltaket i indre Oslofjord ved å innføre nitrogenrensing på de tre store renseanleggene. VEAS fikk nitrogenrensing i 1995/96, Nordre Follo i 1997. Bekkelaget ra ble lagt ned og et nytt anlegge i fjellet ble klart i 2001. Nå fikk også Bekkelaget ra utslipp av renset avløpsvann på ca. 50 meters dyp, noe som førte til umiddelbar forbedring av oksygenforholdene i bassenget. Dette skyldtes ikke bare denitrifikasjonen (rensing av ammonium som gir mindre oksygenbehov i avløpsvannet), men snarere tilførselen av ferskvann i dypet som førte til bedre lokal dypvannsforny-

else. Det tidligere intermittente anoksiske bassenget (bassenget vekslet mellom oksygenholdige og hydrogensulfidholdige vannmasser i dypet) ble i hovedsak oksisk, men fortsatt kritisk lave oksygenkonsentrasjoner ved bunn.

Ut fra Norsjøavtalen skulle nå renseanleggene rense minst 90 % fosfor og70 % nitrogen. Rensegraden i % har dog bedret seg betydelig de siste 10 årene for alle renseanleggene.

Utslipp fra avløpsrenseanleggene 20122023.

Tabell 1 og 2 viser utslipp av fosfor og nitrogen fra de tre større renseanleggene i indre Oslofjord (Bekkelaget avløpsrenseanlegg med utslipp til Bekkelaget i Oslo, Nordre Follo avløpsrenseanlegg med utslipp til Bunnefjorden og VEAS med utslipp ved Slemmestad i Asker.

Rensegraden i % for nitrogen har bedret seg betydelig de siste 10 årene for alle renseanleggene, og i 2022 kom både Nordre Follo og Bekkelaget nær 80 %, som også er det nye rensekravet i den nylig reviderte avløpsforskriften. I året 2023 inntraff intense nedbørepisoder, noe som økte utslippene ved disse to renseanleggene. VEAS minsket utslippene av nitrogen i 2023 i

Tabell 1. Utslipp av Total nitrogen Tot N fra avløpsrenseanleggene til Indre Oslofjord (B. Herning, pers med. 2024), https://www.norskeutslipp.no/no/Diverse/Virksomhet/?CompanyID=20951

Tabell 2. Utslipp av Total fosfor Tot P fra avløpsrenseanleggene til Indre Oslofjord (B. Herning, pers med, 2024), https://www.norskeutslipp.no/no/Diverse/Virksomhet/?CompanyID=20951

forhold til 2022, noe som skyldes meget gode renseresultater i 2023. Alle tre renseanleggene ligger allerede i området nær 80 % renseeffekt for nitrogen.

Også for fosfor ser man at nedgangen i utslippene fra avløpsrenseanleggene ligger i området 30 – 40 % fra de verste årene til den senere tiden. Renseeffektene i % ligger godt over 90 % for alle renseanleggene. Kravet i dag fra Statsforvalteren er 90 %.

Allikevel er miljøsituasjonen i indre Oslofjord ikke akseptabel. Dette betyr at forverringen i indre Oslofjord ikke bare kan skyldes økte utslipp fra kommunale avløpsrenseanlegg.

NOAs Fjordgruppe mener at kravet på fosforfjerning til 90 % burde skjerpes inn til 95 %, noe som vil redusere utslippene av fosfor meget betydelig. Det er mulig for renseanleggene å klare dette kravet hvis nødvendige virkemidler settes inn av kommunene.

Utslipp av nitrogen og fosfor fra overvann og lokale overløp på ledningsnettet.

Målet med å beregne utslipp av fosfor og nitrogen til Indre Oslofjord via overvann fra tette

flater som veier, gater, tak, parkeringsplasser etc. er å få et inntrykk av størrelsesorden på forskjellene mellom de ulike kildene.

Fylkesmannen i Oslo og Akershus satte i gang et prosjekt for ca. 10 år siden for å finne utslipp av næringssalter til Indre Oslofjord. Utslipp av fosfor og nitrogen via overvann fra de ni kommunene som ligger rundt Indre Oslofjord ble beregnet. (Lindholm, 2013).

Det ble utarbeidet et dataprogram i Excelregneark. I dataprogrammet trengte man arealer av ni forskjellige typer av tette flater. Flatene skulle dessuten fordeles på de som drenerte til h.h.v. Bunnefjorden, Vestfjorden og Oslos resipienter.

Datainnsamlingsinstruksen som ble sendt til de ni kommunene i 2013 var å finne arealet i m2 i hvert av de tre områdene i Indre Oslofjord av følgende typer tette flater:

• Sentrumsområder

• Industriområder

• Kontorområder

• Boligområder som ble fordelt på blokkbebyggelse, rekkehusbebyggelse og eneboliger.

Hovedveiene ble fordelt på tre størrelseskategorier.

På basis av de totale områdearealer ble det brukt standardverdier på % tette flater i de ulike typene områder, samt en standardverdi på andel av de tette flatene som er knyttet til rørnettet. (Lindholm, 2013).

Konsentrasjonene av nitrogen som ble brukt i beregningene fra ulike typer flater er vist i tabell 3.

ÅDT = Gjennomsnittlig antall kjøretøy per døgn på vegen.

Nedbøren som er brukt i beregningene er årlige midlere nedbørmengder i perioden 1991 - 2020 for ni stasjoner fordelt i nedslagsfeltet. (Bruce Hackett, pers. med., 2024, Meteorologisk institutt (www.met.no).

Summen av beregnede årlige næringssaltutslipp via overvann er vist i tabell 4.

Arbeidet med å skaffe de nevnte dataene fra de ni kommunene var så omfattende at det ikke er realistisk å skaffe fornyede data for 2024. Hvis slike data igjen skal innhentes, må det skje i regi av fylkeskommunen eller Statsforvalter i et koordinert større prosjekt.

Det antas at endringene ikke er større enn at de tidligere data for tette flater kan brukes til vårt formål.

Utslipp via lokale regnvannsoverløp i ledningsnettene i fellesavløpssystemer

I lokale fellesavløpsnett er det som regel mange overløp. Normalt måles ikke utslippsmengder i disse. De tallene man eventuelt har er ofte basert på antagelser.

I undersøkelsene fra 2013/14 ble kommunene spurt om hva hvor mange m3 som rant ut årlig via disse lokale ledningsnettoverløpene.

Svarene er vist i tabell 5. Da det ikke fins nyere samlede tall brukes disse tallene. Utslipp fra lokale overløp utgjør omtrent bare 1 % av utslippene fra renseanleggene, så små avvik i tallgrunnlaget her spiller liten rolle totalt sett.

Totalt oppgitt overløpsmengde i lokale overløp var 410 000 m3.

Som en midlere antatt konsentrasjon av Tot P og Tot N i overløpsvann i lokale overløp antas følgende konsentrasjoner (Lindholm 2004):

TOT N = 8,0 mg/l Tot P = 2,0 mg/l

Utslippsmengdene (kg/år) fra lokale overløp basert på disse forutsetningene blir da:

410 000 m3 x 8 g/m3 = 3280 kg/år Tot N 410 000 m3 x 2 g/m3 = 820 kg/år Tot P

Tabell 3. Konsentrasjoner av Tot P og Tot N i overvann fra tette flater (Stormtac, 2024). Type

Tabell 4. Total sum via overvann fra tetteflater til hele Indre Oslofjord. (kg/år).

Tabell 5. Antall m3 i lokale overløp. (Lindholm, 2013)

Kommune

Oslo 0,045

Kommentar

Eliassen VAV 2021

Asker 0 Har ikke fellesavløpsystem

Bærum 0,3

Nesodden Vest 0,03

Nesodden Øst 0,011

Frogn Vest 0

Frogn Øst 0

Ås 0,024

Ski ?

Oppegård 0

Røyken ?

Har ikke fellessystem

Ikke oppgitt data

Har ikke fellessystem

Ikke oppgitt data

Tabell 6. Sammenstilling for 2023 av utslipp av nitrogen og fosfor for renseanleggene, overvann og overløp i lokale ledningsnett.

Lokale overløp 3,3 0,8

Sammenstilling av utslippsdata for 2023

Tabell 6. viser en sammenstilling og sammenligning av utslippene fra renseanlegg, overvann og lokale overløp i ledningsnettet.

Man ser at utslipp av nitrogen fra overvann og lokale overløp utgjør ca. 5 % av totalen fra kommunale avløpsanlegg i løpet av et år. De store overløpene nær eller i renseanleggene er inkludert i renseanleggets utslipp. Dersom man hadde målt tilsvarende for verste døgn i året, ville overvann og overløp ha betydd svært mye mer i forhold til utslippene fra renseanlegg i samme tidsrom. Dette skyldes at de verste styrtregnene skjer over noen få timer. Ser man på utslipp av bakterier og virus, vil også lokale overløp være meget dominerende sett over ett døgn.

For næringssalter er det imidlertid utslipp over flere måneder (år) som betyr mer, og da er det avløpsrenseanlegg som er det dominerende problemet.

Man ser at utslipp av fosfor fra overvann og lokale overløp utgjør ca. 14 % av totalen fra kommunale avløpsanlegg i løpet av et år. For fosforutslipp over hele året er dermed overvann og lokale overløp av noe større betydning sett i forhold til nitrogen.

Hva betyr tilførsel av overvann for indre Oslofjord?

Når det gjelder overvannstilførsler er de ofte konsentrerte til relativt korte perioder (typisk lengde er 2-10 timer). Men avrenningen skjer til fjordens overflatelag (restutslippene fra renseanleggene skjer til vannmasser i hovedsak under fotosyntesesonen) og blir derfor direkte tilgjengelige for vekst av lurv og planteplankton. Lokalt er dette ett stort problem ved at badevannet i deler av fjorden blir utjenlig og kommunene må advare mot frilufts bad. Tilførslene kan også bidra til algeoppblomstringer, men kan dempes ved at partikler i overvannet begrenser fotosyntesen.

Under styrtregnet «Hans» 7 august 2023 kom det ca 82 mm nedbør i Oslo. Dette er omtrent 10 % av årsnedbøren. Når 10 % av årsnedbøren falt på et døgn, kan man som et tankeeksperiment si at 10 % av årsutslippet av nitrogen via overvann og lokale ledningsnettoverløp gikk ut på en dag. Dette blir da ca. 7 tonn Tot N, mens 10 % av fosforutslippet per år er tilsvarende ca.1 tonn Tot. P som kan ha kommet i løpet av en dag. Til sammenligning kommer det i tørrværsperioder ca. 3 tonn nitrogen og 0,12 tonn fosfor til Indre Oslofjord hver dag. Man kan i løpet av dette århundret forvente at ekstremvær som «Hans» kan komme kanskje 5 – 10 ganger oftere enn nå, og at dermed klimapåvirkningen på Oslofjorden vil bli meget mer betydningsfull i fremtiden.

Ikke alt fosfor og nitrogen i overvann er biotilgjengelig (kan ikke benyttes direkte av plantene i sjøen). Hvor stor den egentlige effekten av overvann er, er ikke enkelt å beregne, men den blir allikevel større enn de rent prosentuelle bidragene. At situasjonen også kommer at forverres ved de forventede klimaendringer (bl.a. hyppigere episoder med intens nedbør) er dessverre meget sannsynlig og det blir komplisert å kunne direkte sammenligne tilstanden i fjorden som følge av de ulike utslippene og andre negative effekter som f.eks. effekten av overfisket.

Referanser

Bergstøl, P.O., Feldborg, D. og Olsen, J.G., 1981. Indre Oslofjord. Forurensningstilførsler 1920-80. Tilførsler av fosfor. Norsk institutt for vannforskning (0-7808403).

Braarud, T. og Ruud, J.T., 1937: The hydrographic conditions and aeration of the Oslo Fjord 1933-34. Hvalråd. Skr., 15: 1-56.

Beyer, F og Føyn, E., 1951. Surstoffmangel i Oslofjorden. En kritisk situasjon for fjordens dyrebestand. Naturen 75: 289-306.

Baalsrud, K. (Red). Oslofjorden og dens forurensningsproblemer I,. NIVA-rapport, 1968.

Baalsrud, K., Lystad, J. og Vråle, L., 1986: Vurdering av Oslofjorden. NIVA-rapport l.nr. 1922.

Christie H, Kraufvelin P, Gitmark JK, Moy S, Rinde E. (2023). (Symposium abstract). Can mesopredator densities affect rocky shore macroalgal assemblages and enhance eutrophication effects? Three-years mesocosm studies (itrs2023.org)

Eliassen, H. 2021. Kartlegging av utslippskilder til Indre Oslofjord. Foredrag 13. desember 2021 av Eliassen , Helge. VAV Oslo.

Hackett, B. (Personlig meddelelse). 2024

Herning, B. (Personlig meddelelse). 2024. https://www.norskeutslipp.no/no/Diverse/Virksomhet/?CompanyID=20951

Fagrådet for vann- og avløpsteknisk samarbeid i indre Oslofjord. Årsberetning 2001.

Fylkesmannen i Oslo og Akershus. Rapport nr. 3-1999.

Holtan G. og Magnusson, J., 1989. Studier av eldre data. Teoretisk beregning av næringssaltstilførsler til ytre Oslofjord omkring 1910. Delrapport 4.4.a. Statlig program for forurensningsovervåking (SFT). Rapp.nr. 398/90. NIVA-rapport l.nr. 2381

Lindholm, O. “IMT-Report 1/2004. Nutrients and organic matter in storm runoff from surfaces and combined sewer overflows (CSO).” Norges Landbrukshøgskole Ås 2004.

Lindholm, O. «Rapport til prosjektet Indre Oslofjord 2013 – Fosforutslipp via overvann og overløp». 2013.

Nedland, K.T., 1997. Tilførsler til Oslofjorden. 1996. Aquateam. Fagrådsrapport nr. 65.

Wivestad, T.M., 1999. Forurensningstilførsler i Oslo og Akershus 1997, fosfor og nitrogen.

Simensen, T (Red) og Knudsen, C-H. (Red), Oslofjorden og dens forurensningsproblemer, II. NIVA-rapport 1970.

Svelvik (personlig meddelelse). 2009.

Östman, Ö, Eklöf, J., Eriksson, B. K., Olsson, J., Moksnes, P.-O., and Bergström, U. (2016). Top-down control as important as nutrient enrichment for eutrophication effects in North Atlantic coastal ecosystems. J. Appl. Ecol. 53,1138–1147.

www.met.no

www.stormtac.com

Biofilter for rensing av avløpsvann fra overløp. Erfaringer ved bruk av jord og vegetasjon i tre anlegg i Tyskland for mulig bruk i Norge

Anette Åkerström og Bent C. Braskerud

Anette Åkerström (Ph.D) jobber som forskningskoordinator i Oslo VAV. Bent C. Braskerud (Ph.D) jobber med overvannstiltak i Oslo VAV.

Summary

Biofilters for treatment of combined sewer overflows. Experiences from three soil and vegetationbased systems in germany and their potential application in Norway. Overflows from combined sewer systems can be a significant source of pollution for watercourses. For certain critical overflows, it may be beneficial to treat the overflow using a vertical flow biofilter for overflows (VBO), which is common in Germany. In a VBO, polluted water is directed over a vegetated surface and slowly percolates through soil or filter material. City of Oslo- Agency for Water and Wastewater Services, together with the municipalities of Bergen and Bærum, conducted a study tour to gather knowledge and experience directly from facility owners and experts in Germany. This report presents three VBO facilities that handle overflows from populations ranging from 5,000 to 200,000 inhabitants. The VBO systems demonstrate good treatment results for particles, ammonium, organic matter, and bacteria. The standard filter material consists of a mixture of sand and a lime compound. When activated carbon is added, the removal of micropollutants increases, which has been thoroughly studied at one of the facilities.

The VBO require little maintenance once vegetation is well established, but they do require regular operation and supervision. Based on the experience gathered in Germany, we recommend that VBO systems be tested in our municipalities for overflow treatment.

Sammendrag

Overløp fra avløpsfellesledninger kan være en betydelig forurenser av vassdrag. For noen kritiske overløp kan det være fordelaktig å rense overløpet via vertikalstrøms biofilter for overløp (VBO), noe som er vanlig i Tyskland. I et VBO ledes forurenset vann over en vegetert overflate, og siger langsomt ned gjennom filtermaterialet. Vann- og avløpsetaten i Oslo har sammen med Bergen og Bærum kommune gjennomført en studietur for å innhente kunnskap og erfaringer direkte fra anleggseiere og fageksperter i Tyskland. Her presenteres tre VBO anlegg som håndterer overløp fra 5000 - 200 000 innbyggere. VBO-anleggene viser til gode renseresultater av partikler, ammonium, organisk materiale og bakterier. Standardfilteret består av en blanding av sand og en kalkforbindelse. Blandes aktivt kull inn, øker fjerningen av mikroforurensinger,

noe som er grundig undersøkt i et av anleggene. Anleggene krever lite vedlikehold når vegetasjonen er godt etablert, men krever jevnlig drift/ tilsyn. Basert på erfaringen vi innhentet i Tyskland, vil vi anbefale at VBO-anlegg testes i våre kommuner for overløpsrensing.

Innledning

Overløp fra avløpsfellesledninger (avløp og overvann samles og transporteres i samme ledninger til avløpsrenseanlegget) kan være en signifikant forurenser av vassdrag. I Oslo er 6 av elvene i tilstandsgrad dårlig eller svært dårlig, og vi i Vann- og avløpsetaten er opptatt av å redusere vår påvirkning av vassdragene som skjer via overløpsutslipp. Samtidig setter det nye avløpsdirektivet også krav til å redusere overløpsutslipp. Vi gjør allerede mange tiltak for å redusere mengden av overløp, men ønsker å

undersøke aktuelle metoder for å rense overløpsutslipp. Vertikalsstrøms biofilter (VBO) er en metode som er benyttet i Tyskland, Frankrike og Italia, med gode resultater. En gjennomgang av disse løsninger er beskrevet av Braskerud og Åkerström (2023) i en litteraturstudie.

I de tyske delstatene Nordrhein-Westfalen og Rheinland-Pfalz, er bruk av VBO-anlegg en populær måte å møte strenge utslippskrav til overløp og utslipp fra avløpsrenseanlegg. Utslippskravene omfatter også mikroforurensinger for å hindre forurensing av grunnvann og vassdrag. Resipientene til avløpsanleggene er små, har lav vannføring og benyttes til vanning. Grunnvann er den vanligste drikkevannskilden i området og grunnvannsspeilet står ofte høyt. Naturlig filtrering gjennom jordsmonnet er derfor ikke tilstrekkelig for å beskytte det mot forurensing.

Figur 1. Studieturdeltakerne sammen med to foredragsholdere fra ingeniørfirmaet IBC (bak til venstre), en fra Erft Verband (helt til høyre) og to ansatte fra universitetet i Kaiserslautern - Landau (lys rød og mørk rød jakke). Foto er tatt foran RSFplus. Oslo kommune, Vann og avløpsetaten: Bent C. Braskerud, Marit Robøle Løberg, Elisavet Veliou, Tone Fossland Wesche og Anette Åkerström. Bergen kommune, Bergen Vann: Ingrid Vatne. Bærum kommune: Ann-Katrin Dale og Reidar Kveine.

For å innhente praktisk kunnskap om VBO har vi vært på studietur, 24.-26. september 2024, og besøkt tre anlegg i Tyskland som vi gir en oppsummering av i artikkelen. Hensikten er å øke kompetansen og kunnskapsgrunnlaget om hvilke muligheter VBO har for å rense overløp.

• Hvilke designkritereier kan vi legge til grunn for å oppnå tilstrekkelig rensing av det fortynnede avløpsvannet?

• Hvilke begrensinger og ulemper har metodikken?

• Hva er driftserfaringen?

• Oppsummert; er dette noe vi kan benytte i Norge?

For å vurdere videre om slike anlegg kan installeres i en kommune i Norge krever det samarbeid på tvers av fagmiljøer, og aksept fra innbyggere. Vi var en sammensatt gruppe som reiste til Tyskland, som representerte ulike fagområder: VA-prosjektering og utredning, strategi og utvikling, teknisk drift, overvann og kommunikasjon (Figur 1). Dette er fagområder vi anser som nødvendige for å vurdere og etablere VBO-prosjekter

i praksis. Professor Dittmer fra KaiserslauternLandau universitet (RPTU) er fagekspert på området (Figur 9). Han har vært vår kontaktperson og har utformet programmet.

Vertikalstrøms biofilter for overløp (VBO) i praksis

Prinsipper, funksjon, oppbygging

Den konvensjonelle bruken av VBO er å rense overløp fra felles avløpsledninger (AF-ledninger), men kan også benyttes for å rense utløpet fra overvannsledningsnett og overvann fra vei. VBO er designet for å behandle store mengder vann, og har som hovedformål å rense vannet. VBO er et teknisk anlegg med styring av inn- og utløp og hydraulisk oppholdstid. I filtermaterialet dannes en biofilm som har stor betydning for en rensende effekt.

Vanlig plassering og tilknytning til ledningssystemet er ved overløpspunktet på oppsamlingsledningen til renseanlegget. I Tyskland har disse overløpene ofte en fordrøyningstank. Overløpet fra fordrøyningstanken føres deretter til et VBO anlegg.

Figur 2. Prinsippskisse av et biofilter med takrør (reed) som mottar overløp fra avløp felles. En utløpsanordning (flow control) bestemmer utløps-hastigheten fra anlegget (Dittmer m.fl., 2016).

Figur 3. Tverrsnitt av et typisk VBO-anlegg. Legg merke til drensystemet som er koblet til et rør som muliggjør inspeksjon og vedlikehold, og bidrar til lufting av anlegget (figur fra Christoffers, https://ibc-ingenieure.com/ naturnahe-wasseraufbearbeitung-details).

Særlige fordeler for VBO anses å være; den hydrauliske belastningen på vassdragene blir redusert etter større nedbørhendelser, forurensing til vassdragene reduseres, samt svært lave energi- og driftskostnader.

Figur 2 og 3 viser en vanlig utforming av et VBO. Anlegget mottar overløpsvann fra fordrøyningstanken. Derfra fordeler vannet seg over overflata til VBO-anlegget. Overflaten har ofte høye sidekanter og vil fungere som et fordrøyningsvolum/overflatebasseng. Vannet infiltreres gjennom et tilpasset filtermedium med rensevirking. Renset vann tas ut gjennom drenering i bunnen av anlegget og ledes ut til resipient. Det må alltid være et overløp fra overflatebassenget i tilfelle vannmengdene som tilføres overstiger anleggets kapasitet. Tett membran i bunn beskytter grunnvannet fra forurensing. Utløpet kan strupes slik at oppholdstiden i filteret kan reguleres. Vanlige utløpsmengder er 0,01-0,05 l/(s*m2). Laveste

volumer blir brukt til de mest sårbare resipientene. Ifølge Dittmer var standard dimensjoneringskrav tidligere en hydraulisk belasting på 40 m/år, dvs. 40 m3 per m2 filteroverflate. I dag er det mer fokus på tilførsler av finstoff (mindre enn 0,06 mm), og filterarealet skal være ca. 1 % av redusert areal («tette overflater») i nedbørfeltet. Standard filtermateriale er sand, med kornstørrelsen 0 -2 mm, der innholdet av leire og silt er mindre enn 3 %. Kalsiumkarbonat (CaCO3) tilsvarende 20 % av filtervolumet er vanlig for å justere pH.

Takrør (Phragmites australis) er den vanligste planten som benyttes til beplantning. Den tåler varierende fuktighet, har dype røtter og er mye brukt i våtmarker for rensing av vann. Takrør er den mest fortrukne planten da den lager riktig struktur i filtermaterialet for å fremme aerobe forhold og vekst av biofilm. Plantene reduserer faren for klogging/gjentetting av overflata på to måter:

1. Røttene bryter nye veier i filtermediet, noe som bidrar til “riktig” porøsitet i filteret og fremmer aerobe forhold.

2. Fjorårskuddene legger seg på overflata. Hvis de dekkes av nye sedimenter, holder de jordstrukturen åpen og kan bedre renseevnen.

Renseeffekt

VBO har vist god renseeffekt av flere stoffer (Tabell 1). Ammonium (NH₄), som er giftig for vannlevende organismer ved høye konsentrasjonen fester seg til partikkeloverflata i filteret til den er mettet. Etter hvert som filteret dreneres og oksygen slipper til, “nitrifiseres” NH4 til NO3 (nitrat). Ved neste tilførsel av overløpsvann, skylles NO3 ut fra filteret sammen med det rensede overløpsvannet (Dittmer m.fl., 2016). Den totale nitrogenfjerningen er derfor ikke så stor, men den finnes da i en form som ikke er giftig. Omtrent all NH₄ omdannes til NO3. Prosessen er avhengig av aerobe forhold så det er viktig at filteret er godt luftet.

Partikler, spesielt finstoff som silt og leire, fjernes effektivt i filteret, men overbelastning med sedimenter bør unngås. Vegetasjonsdekket bidrar til å opprettholde infiltrasjonskapasiteten. Takrøret skal med andre ord ikke fjernes. Det gjør driften enklere.

Organisk materiale målt som kjemisk oksygenforbruk (COD) reduseres betydelig, med rapportert COD-fjerning på opptil 80 %. Typisk COD konsentrasjon i avløpsvann er 278 +/- 104 mg/L (Ødegaard, 2012). Bachmann-

Tabell 1. Oppsummering over oppnådde renseresultater.

Machnik m.fl. (2018) utførte målinger av utløpet fra 4 VBO filter efter 40 overløpsepisoder, og utløpet hadde en median bakgrunn konsentrasjon på 2,5 mg/l. Over tid mente Dittmer at COD fjerningen var mer enn 80 %. Det samstemmer med Christoffers fra IBC, som oppgir TOC (totalt organisk karbon) fjerningen til over 73 %.

Fosfor fjernes ikke i like høy grad. Rizzo m.fl. (2020) oppgir rensegrader på ca. 45 % for total-P og mindre og avtakende for løst-P.

Ulike bakterier reduseres også i stor grad, og utløpsvannet oppfyller kravet til badevannskvalitet forteller Christoffers fra IBC.

WWTP AachenSoers, VBO anlegg for 200.000 PE Dette enorme anlegget er dimensjonert for 200 000 PE, ble ferdigstilt i 2024 og blir fulgt opp som en del av EU-prosjektet StopUP (Stop urban pollution). Målet er å redusere tilført forurensing til elva Würm. En eksisterende fordøyningstank for overløp på 20.000 m3 ble oppgradert, og 6 store biofiltre med overflatevolum på 36.800 m3 ble anlagt (Figur 4). Hele anlegget kostet 15 mill. euro. Anlegget er plassert oppstrøms avløpsrenseanlegget, og er siste overløpspunkt før inntaket til renseanlegget. Anlegget er på samme område som avløpsrenseanlegget, og driftes av det samme personellet. Det er i drift ca. 10 ganger per år, dvs. mottar overløpshendelser renseanlegget ikke kan håndtere.

Ammonium (NH4)

Dittmer m.fl., 2016, Ekkehard Christoffers fra IBC, Bachmann-Machnik m.fl., 2018.

Partikler (TSS) 67- 98 % 3 - 5,6 mg TSS/l Ekkehard Christoffers fra IBC. Tondera, 2019

Organisk materiale (COD) 45 - 80 % 2,5 mg/l Dittmer m.fl., 2016, Ekkehard Christoffers fra IBC, Bachmann-Machnik m.fl., 2018. Tondera, 2019.

Total organisk karbon (TOC) 73 % - Christoffers fra IBC

Fosfor 15-50 % - Tondera, 2019. Rizzo m.fl. 2020.

Bakterier 2 log enheter - Ekkehard Christoffers fra IBC

Figur 4. Her sees 1 av 6 kammer i VBO anlegget Aachen-Soers. Anlegget er tilknyttet innløps-overløpet til renseanlegget for 200 000 PE. Overløpsvannet fordeler seg i to kanaler som overtoppes og sprer avløpsvannet inn over takrørene. På denne måten fordeles vannet utover filteret på en skånsom måte. Grunnvannet som står høyt i området, ble senket før anlegging. En membran hindrer lekkasje fra VBO til grunnvannet. Det er benyttet «standard filtermedia», som er 0,75 m dypt. Det ble plantet 6 takrør per m2

Reinbach RSFplus, VBO som renser mikroforurensinger

Anlegget kalles RSFplus, fordi granulert aktivt kull (GAK) er tilført filtermaterialet for å øke renseeffekten av ulike mikroforurensinger, som legemiddelrester. Anlegget er plassert ved et avløpsrenseanlegg for 27 000 PE. RSFplus har 2 funksjoner: etterpoleringstrinn av utløpsvannet fra renseanlegget ved normalsituasjon (”tørrvær”), og rensing av overløpsvann når kapasiteten på renseanlegget blir nådd som følge av større nedbørsmengder. Anlegget har vært i drift siden 2019 med stadig prøvetaking. En YouTube video av anlegget kan sees på denne lenken https://www.youtube.com/watch?v=6II4Qvnb1Ac.

Anlegget er delt in i 3 kammer som kan alterneres for å sikre aerobe forhold i filteret (Figur 5,

Fakta om Reinbach RSFplus

• Nedbør i området: ca. 600 mm/år.

• Nedbørfelt: 155 ha redusert areal («tette flater»).

• Filteroverflaten er på 5000 m2, dvs. 0,3 % av nedbørfeltets størrelse

• Tørrværsavrenning fra avløpsrenseanlegget: 50 l/s i snitt over døgnet; 200 l/s døgn topp.

• Maksimal beregnet tilførsel: 4000 l/s

• Maksimalt observert tilførsel så langt: 2300 l/s.

• Volum for tilbakeholding: 12.300 m3. Vannstand er da 2 m.

• Vannet pumpes ut; 50 l/s per sektor, dvs. til sammen inntil 150 l/s.

Figur 5. Oversiktstegning av anlegget. Det er delt i tre sektorer/kammer, med ulikt innhold av granulert aktivt kull (GAK) i filtermediet. Segment 1 har «standard» filtermedium. Segment 2 og 3 har tre lag i filtermediet. I tillegg til standard filtermedium, inneholder de GAK. Filteret har dybde på 1 m i tillegg til 0,25 m drenslag. Legg ellers merke til at hver sektor har to fordelingskanaler for avløpsvannet slik at filtrene ikke skal punktbelastes, men få tilført vann for jevnt fordelt infiltrering. Figuren viser også prøvetakingspunkter (tegning fra Christoffers). Etter at overløpsvannet er infiltrert, samles det opp i et drenssystem og pumpes til nærmeste bekk.

6 og 8). De har i tillegg ulike filtermaterialer for å kunne jevnføre renseeffekten. Et kammer har standard filtermateriale, kammer 2 og 3 har i tillegg GAK. Begge har 20 % i det øvre lag. Kammer 2 har 30 % og kammer 3 har 40 % GAK i det nedre lag. Filtermediene ble valgt etter grundige pilotstudier i testkolonner som pågikk i flere år. Figur 7 viser renseeffekten av ulike stoffer som ble oppnådd i pilotstudien. Når GAK tilsattes filtermaterialet oppnås betydelig høyere rensegrader jamført med standardfiltermateriale.

Det bygde anlegget har vært intenst prøvetatt av ulike stoffer, og stoffenes metabolitter (nedbrytningsprodukter). Det er undersøkt over 150 mikroforurensinger i anlegget over en 20 måneders periode (15.000 prøver analysert). For de fleste stoffer oppnås en rensegrad på over 90 %,

med både 30 % og 40 % GAK i filteret. Det er mulig at GAC må etterfylles etter noen år, og derfor et det nødvendig med regelmessig prøvetaking av utløpet for å følge med på funksjonen til filteret. Våre guider Dahmen og Christoffers (Figur 1 bakerst til venstre) forklarte at hittil har ikke mikroforurensingene blitt akkumulert i filtermediet, noe som kan skyldes biologisk nedbryting. Den biologiske aktiviteten er størst øverst i filteret og det virker som at tilsetning av GAK bidrar til å øke den mikrobiologiske aktiviteten.

SaarbrückenEnsheim, VBO med to parallelle filtre og en Ph.d. avhandling

Dette anlegget ble bygd i ca. år 2000. Prof. Ulrich Dittmer (Figur 9) tok sin Ph.d. på dette anlegget.

Figur 6. Filtrene har membran mot grunnvannet og er drenert. Drensvannet ledes mot tre pumpekummer som sender vannet til bekken. Bilde av ATD-Aachen.

Figur 7. Innhold av metoprolol, diklofenak, karbamazepin og benzotriasol i filtermediet til tre testkollonner (fra overflata til 1 m dyp) i RSFplus og to standard RSF-filter. Innblanding med aktivt kull gav ofte det beste resultatet. Bilde fra Brunsch m.fl., 2020.

Figur 8. Panoramabilde av RSFplus anleggets tre innløp (fotoet har fortegnet innløpene som normalt ligger på en rett linje). I dette tilfellet er det kun sektor 1 som mottar renset avløpsvann. Legg merke til kanalene som fordeler avløpsvann ut i filteret før de overtoppes slik at vannet fordeler seg i filteret.

Derfor er anlegget godt studert. Anlegget gav opphav til standard utforming som vises i figur 2. Anlegget har to filter etter hverandre. Disse belastes vekselvis, slik at ett står tørt for nedbryting av organisk materiale. Ved store regnskyll kan begge belastes samtidig.

I følge Dittmer var ikke naboene veldig begeistret for å få VBO-anlegget så nær egne hus. Stående vann på overfalta kan ha redusert nedbrytingen av organisk materiale og skapt

Figur 9. Prof. Dittmer forteller om fordrøyningstankens oppbyggning før overløpsvannet renner videre til VBO-delen av anlegget.

uønsket lukt. I tillegg så ikke anlegget så vakkert ut. Etter hvert som trer og busker har vokst og skult innsyn til anlegget, har klagene stilnet (Figur 10 og 11).

Antall overløp og mengden vann som tilføres anlegget kan variere betydelig. Ifølge Dittmer kunne 30 - 60 % av årlig nedbør føre til overløp til dette anlegget. Det tilsvarte 20 - 40 overløpshendelser per år. Et overløp regnes per dag det pågår, dvs. et overløp som pågår i 3 dager gir 3 overløp. En gjentakende utfordring var imidlertid at mengden vann som tilføres et nystartet anlegg ofte var for lite for god vegetasjonsutvikling (Figur 11). Som en tommelfingerregel mente Dittmer at anlegg som hadde færre enn 15 overløp i året ville slite i Tyskland.

God kjennskap til overløpshyppighet og mengde overløpsvann er viktig informasjon for

Fakta om VBO Saarbrücken-Ensheim

• Nedbørfelt: 33 ha redusert areal.

• Tilknyttet PE: 5000

• Filterareal: 1200 m2 motsvarende 0,36 % av det reduserte arealet

• Fordrøyningsvolum: 1050 m3

• Filtermateriale: 20 % finsand, 60 % mellomsand og 20 % grovsand

å dimensjonere et VBO-anlegg. I områder under utvikling kan dette endre seg. Å ha fleksible utbyggingsløsninger kan være en fordel, slik at VBO anlegget får tilpasset belastning: En trinnvis utbygging kan være et alternativ i slike tilfeller. For lite tilførsler er som oftest et større problem enn for mye.

Tyske VBO har i hovedsak membran mot

undergrunnen for å beskytte grunnvannet. Av den grunn var trær uønsket vegetasjon i selve filtermediet fordi det er en bekymring om at røttene kan punktere membranen.

Tilførsler av fint sediment, type mindre enn 0.06 mm, kan slamme igjen overflata. Dette er spesielt sårbart før vegetasjonen har kommet godt i gang.

Figur 10. Da anlegget ble anlagt, ble det en del klager fra naboene, som hadde direkte innsikt. Etter hvert som tre-vegetasjonen har vokst til, er anlegget ikke lengre synlig, og klagene har stilnet.

Figur 11. Mangel på vann kan gi misvekst spesielt på nyetableringer (foto fra Dittmer).

Figur 12. Innløp til det første VBO filteret. Steiner er lagt som en beskyttelse mot erosjon, og en gabionterskel for å redusere vannhastigheten inn i filteret. I utgangspunktet skulle like mye vann fordeles til de to filtrene, men i praksis fikk det ene litt mer enn det andre.

Figur 13. Overløp til renne fra filter 1 til venstre, og innløp til filter 2 til høyre.

Det biologiske mangfoldet kan være uønsket; dyr kan lage kanaler i filteret og dermed skape snikstømmer som reduserer rensegraden.

Figur 12 - 14 viser bilder over anlegget; innløp, fordeling mellom filtrene og utløpsrenne til bekk.

Viktige erfaringer og tilpasning til norske forhold

Biofilterets plassering og størrelse

I Tyskland er anleggene knyttet til renseanlegget og driftes av samme personell. I Oslo vil det være aktuelt å anlegge VBO tilknyttet kritiske overløp på ledningsnettet, der det er plassbegrensinger og ofte skrånende terreng.

Det er ofte vanskelig å beregne nødvendig størrelse på et VBO-anlegg, siden kunnskapen om overløpsmengende kan være veldig usikre. Vi anbefaler å installere målere for å samle data om både mengde og hyppighet på aktuelle steder.

Ifølge Dittmer er underbelastning den største utfordringen til biofiltrene, med forventende

negative konsekvenser for vegetasjonen og biofilmen ved lavere belastning enn 15 overløpshendelser i året. Underbelastning fører til at vegetasjonen kan bli tørkestresset. Biofilmen trenger jevnlig tilførsel av karbon for å fungere og som fås med overløpene.

I utgangpunktet oppgav Dittmer m.fl. (2016) at biofilteret skulle være 1 % av nedbørfeltets tette (impermeable) areal som en tommelfingerregel. Vi besøkte anlegg som var mindre, 0,3 % og 0,36 % av nedbørfeltets størrelse, men årsnedbøren er på kun 600 mm, mot ca. 800 mm i Oslo. Vi foreslår at biofilterets størrelse baseres på faktisk utløpsmengde istedenfor prosent redusert areal. Foreløpige beregninger av et overløp i Oslo viser at overflate behovet vil være ~100 m2 basert på overløpsmengde, men 940 m2 basert på 1 % regelen.

For å unngå overdimensjonering kan filtrene bygges trinn-vis. Det vil si at vi bygger for eksempel halvparten av det vi antar er nødvendig størrelse, og deretter ser om det er behov for

Figur 14. Overløp fra filter 2, samt renne for renset overløpsvann til bekken.

Figur 15. En skisse som viser hvordan et VBO-anlegg kan se ut ved et overløpspunkt på ledningsnettet. Det bør etableres 2 filter som kan alterneres for å sikre aerobe forhold. Hvis overløpene øker, enten som følge av økte tetteflater og/eller økt nedbør, kan det settes av mer plass slik at anlegget kan bygges ut på et senere tidspunkt (Ilustrasjon av Marit Robøle Løberg, sjefsingeniør Oslo VAV).

utvidelse. Dette vil gi bedre beslutningsgrunnlag for utvelgelse og prioritering av overløp for utredning og tiltak. I skråning må filtrene bygges i terrasser (Figur 15).

Innløp

Ofte vil overløpsvannet komme som korte og intense pulser. For å hindre erosjon i filtermaterialet og kortslutningsstrøm på overflata er det

ønskelig å lede vannet inn i anlegget slik at det fordeler seg over hele overflata på en skånsom måte.

Samtlige anlegg som vi besøkte, var lagt etter en såkalt CSO-tank (en fordrøyningstank). Denne kan fungere som buffer for å samle partikler og søppel, samt hindre erosjon. I de fleste tilfellene ble fordrøyningstanken tømt tilbake til renseanleggene etter en regnhendelse.

God hydraulisk utforming av innløpet til filteret med renner som bremser og fordeler vannet, er svært viktig for å unngå erosjon og mulige “kortslutninger”. I en innkjøringsperiode kan det være hensiktsmessig å strupe innløpet for å unngå nettopp dette.

Tilførsel av store mengder finstoff som vil tette filteret må unngås. Bruk av en fordrøyningstank eller en annen form for “slamfelle” kan unngå dette og forlenge filterets levetid (Vohla mfl., 2011, og Rizzo m.fl., 2020). Regelmessig tømming av tilknyttede sandfang vil også redusere belastningen til anlegget. Problem med salt i VBO-anleggene ble ikke nevnt under studieturen, men takrør har trolig en viss toleranse.

Vi anbefaler at man vurderer mulige tilførsler av partikler i nedbørfeltet. Strøs det med grus, eller saltes det? Å lage en fordrøyningstank eller en enklere slamfelle for oppsamling av sedimenter og søppel vil uansett være aktuelt. Driften må være enkel å gjennomføre.

Valg av filtermateriale

Anlegget Reinbach RSFplus viste til svært omfattende og grundige undersøkelser av renseeffekten ved bruk av GAK. Dette er aktuelt i forbindelse med det det nye avløpsdirektivet som har fokus på ulike mikroforurensinger i avløpsvannet (legemiddelrester o.l.). Basert på erfaringer fra Tyskland vil vi anbefale bruk av filtermateriale lik kammer 2 i Reinbach RSFplus, som har tre lag i filtermediet og tilsatt GAK. Filteret har dybde på 1 m i tillegg til 0,25 m drenslag.

For å øke fjerning av fosfor foreslår vi å tilsette noe ione-absorberende. Fosfor fjernes først og fremst gjennom bindingsprosesser der Ca, Fe og Al er involvert (Vohla m.fl., 2011). Det kan for eksempel være innblanding av jernspon. I Norge har vi god erfaring ved bruk av Filtralite P i avløpsrensing (Jenssen m.fl., 2010) som også kan være aktuelt å benytte. En konstruert våtmark med takrør (5000 m2) i kanten på innsjøen Utterslev i København mottar normalt urbant overvann og overløpsvann, men tilføres forurenset innsjøvann i tørre perioder (Gervin og

Brix, 2001). Filteret består av 2 m knust grus og marmor. Her var fosforfjerningen 97 % med en utløpskonsentrasjon på 0,04 mg/L. Bruk av kalkrike substrater som Filtralite P kan ha negativ betydning for planteveksten pga. høy pH. Det er også registeret uønsket høy pH i det rensede vannet fra et annet våtmarksanlegg (Vohla m.fl., 2011).

Beplanting

Vegetasjon er en viktig komponent i alle konstruerte våtmarkssystemer. Det er gjort en rekke forsøk som viser vegetasjonens betydning for renseevnen. Beral m.fl. (2023) oppsummerer funksjonen som vegetasjon kan ha i bioretensjon-systemer:

• Fjerne olje og fett, partikler og sporstoffer.

• En del organiske stoffer som PAH kan brytes ned i rhizosfæren (området rundt røttene).

• Styrket tilbakeholding av fosfor og nitrogen (kan variere fra lekkasje til sterk tilbakeholding).

• Vannvolumet reduseres gjennom fordamping

• Rotutviklingen holder oppe infiltrasjonen i filtermediet.

Takrør er eneste anbefalte plante i de tyske anleggene som de mener gir best egnet miljø for dannelse av biofilm, og dermed effektiv rensing. Annen vegetasjon er regnet som ugras, og fjernes.

Det ble plantet 6 takrør per m2. Den tilhører gressfamilien og kan bli over 3 m høy. I Artsdatabanken er den listet som «livskraftig». Takrør tåler tørke og sjokkbelastning av forurensinger, og kan som mange andre arter, beskytte overflate mot erosjon (Kearney, 2019).

I Norge har vi god erfaring med å anlegge regnbed. Hvis vi lager VBO-anlegg i Norge mener vi det er aktuelt å teste andre arter i tillegg, kanskje busker og trær. Målet må være å lage et anlegg med multifunksjon, der håndtering av overløp kan forenes med økt biologisk mangfold. Valg av andre arter enn takrør må vurderes etter mulig rotutvikling, som gjerne kan være omfattende, og nedbrytningshastigheten på bladverket, som ikke må føre til gjentetting av overflata.

Hvordan håndterer VBO norske vintrer?

Overløp kan skje hele året. Vi kjenner ikke til hvordan filteret vil fungere ved avrenning vinterstid. Hvis filteret fyser med mye vann stående på toppen, kan det danne seg en ishinne som vil hindre videre infiltrasjon. Trolig vil et dekke av visnende planterester og snø kunne gi noe isolasjon. I tillegg vil god drenering redusere faren for betongfrost. Vi kjenner heller ikke til om rensegraden holder seg gjennom vinteren.

Zhu mfl. (2003) viste i et lab-forsøk at bindingen til Leca filter avtok noe med synkende temperatur, men var fortsatt god. Hvordan er f.eks. funksjonen til bakteriene? Vil det kreve en tidsperiode med re-etablering av biofilmen? Dette kan vi lettest finne ut ved å bygge et anlegg og teste i praksis.

Konklusjoner og anbefalinger

• Etablering av VBO-anlegg for håndtering av overløp er en lovende ny teknologi for Norge, som er vel testet i Tyskland og andre EU-land.

• VBO-anleggene må ha en forbehandling for å redusere tilførsel av partikler og redusere energien på vannet som tilføres anlegget. En “slamfelle” eller CSO-tank etableres på en måte som gjør driften av anlegget enkelt.

• Vannet fordeles over filteroverflata i renner for å unngå punktbelastning. Overflata på biofiltrene må være tilnærmet vannrette og jevnt flate for å få god spredning på vannet og maksimal utnyttelse av infiltrasjonen.

• Siden informasjonen om mengde overløpsvann kan være begrenset, anbefaler vi å bygge ut trinn-vis. Dvs. lage anlegg som f.eks. håndterer 50 % av forventet avrenning/ overløp, men at anlegget er lagt til rette for utvidelse om nødvendig. Det vil også muliggjøre bruk av oppdatert kunnskap mht. filtermedier.

• Vi anbefaler at vi tester ut både Reinbach RSFplus substratet og Filtralite P. Begge med aktivt kull. Det er mulig Leca-produktet må blandes med sand for å unngå for høy pH for optimal plantevekst. Dette kan testes ved at pilotanlegg lages med forskjellig filterblandinger.

• Takrør er foretrukket plante. Vi anbefaler likevel å inkludere andre arter inkl. trær i områder der membran ikke er nødvendig, f.eks. der anlegg etableres på leirjord.

• For å unngå perioder med uttørking pga. få overløp, kan man legge til rette for at overvann fra gater kan ledes i begrensede mengder til VBO-anlegget

Referanser

Bachmann-Machnik m.fl, 2018. Integrating retention soil filters into urban hydrologic models – Relevant processes and important parameters. J. of Hydrology, vol. 559; 442-453. https://doi.org/10.1016/j.jhydrol.2018.02.046

Beral, H., D. Dagenais, J. Brisson og M. Kõiv-Vainik (2023). Plant species contribution to bioretention performance under a temperate climate. Sci. of Tot. Env. http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.160122

Braskerud, B.C. og A. Åkerström (2023). Vertikalstrøms våtmarksfilter for å rense avløpsvann fra overløp i byer. Vann nr. 3 (58); 155-164. Braskerud.pdf (vannforeningen.no)

Brunsch, A., L. Beyerle, K. Knorz, C. Brepols, H. Dahmen, E. Christoffels und H. Schäfer (2020): Retentionsbodenfilter zur Entfernung von Mikroschadstoffen aus Mischwasserabschlägen und Kläranlagenablauf, Korrespondenz Abwasser, Abfall. Link: https://ibc-ingenieure.com/wp-content/uploads/2020/10/ KA-2020-10-RBFplus-Artikel.pdf

Christoffers, E. and H. Dahmen (2024). Handout RSFplus . Utgiver Erft-Verband og IBC-ingenieure.com

Dittmer, U., D. Meyer, K. Tondera, B. Lambert and S. Fuchs (2016). Treatment of CDO in retention soil filters. Lessons learnt from 25 years of research and practice Novatech 28.6-1.7.2016. Updated 26.09.2024. PowerPoint presentation.

Kearney, K. (2019). Combined sewer overflow constructed wetlands: A review of current practices and comparison of Design and operation in Europe. Master thesis, Univ. of Cph.

Jenssen, P.D., and L. Vråle (2004). Greywater treatment in combined biofilter/ constructed wetlands in cold climate. I: C. Werner et al. (eds.). Ecosan – closing the loop. Proc. 2nd int. symp. ecol. san., Lübeck, 7.–11. april 2003, GTZ, Germany, 875–881.

Jenssen, P.D., T. Krogstad, A.M. Paruch, T. Mæhlum, K. Adam, C.A. Arias, A. Heistad, L. Jonsson, D. Hellström, H. Brix, M. Yli-Halla, L. Vråle and M. Valv (2010). Filter bed systems treating domestic wastewater in the Nordic countries – Performance and reuse of filter media. Ecol. Eng.; 1651-1659. doi: 10.1016/j.ecoleng.2010.07.004

Tondera, K. (2019). Evaluating the performance of constructed wetlands for the treatment of combined sewer overflows. Ecol. Eng.; 137, 53-59. https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2017.10.009

Rizzo, A., K. Tondera, T.G. Pálfy, U. Dittmer, D. Meyer, C. Schreiber, N. Zacharias, J.P. Ruppelt, D. Esser, P. Molle, S. Troesch, F. Masi (2020). Constructed wetlands for combined sewer overflow treatment: A stateof-the-art review. Sci. of the tot. Env. 727, 138618. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.138618

Vohla, C., M. Kõiv, H. John Bavor, F. Chazarenc og Ü. Mander (2011). Filter materials for phosphorus removal from wastewater in treatment wetlands—A review. Ecol. Eng. 37; 70-89. doi: https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2009.08.003

Zhu, T., T. Mæhlum, P.D. Jenssen and T. Krogstad (2003). Phosphorus sorption characteristics of a light-weight aggregate. Wat. Sci. Tech., Vol. 48, no. 5; 93-100.

Ødegaard, H. (red.) (2012). Vann og avløpsteknikk. Norsk Vann.

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

Tidsskriftet VANN og få gratis Norsk vannforenings nettsider! opp til egne nettsider

– Alle annonsører lenkes opp til egne nettsider

Priser:

En halvsides annonse pr. nr. kr 1 800170 x 120 mm + 3 mm utfallende alle kanter

En helsides annonse pr. nr. kr 3 000170 x 240 mm + 3 mm utfallende alle kanter

nr. kr 1 800170 x 120 mm + 3 mm utfallende alle kanter kr 3 000170 x 240 mm + 3 mm utfallende alle kanter

Fire halvsides annonser, fire nr. kr 6 600

Fire helsides annonser, fire nr. kr 11 500

fire nr. kr 6 600

nr. kr 11 000

post@vannforeningen.no

Kontakt: post@vannforeningen.no

Vannrensing fra

I denne debattspalten åpner redaksjonskomiteen for innsendte kronikker og andre meningsytringer om vannrelaterte tema som har aktualitet. Formålet er å skape et rom for saklige meningsutvekslinger om aktuelle tema som er relevante for vannforvaltningen, eller oppfølging av tidligere publisert stoff i VANN. Innsende innlegg vurderes i forhold til «Vær Varsom-plakaten» og «Redaktørplakaten».

En

fjord er ikke bare en fjord

Av Lars-Henrik Larsen

Lars-Henrik Larsen (Ph.D) har jobbet i Akvaplan-niva i Tromsø siden 1990 og er nå seksjonsleder miljøutredning og overvåking. Han har foretatt svært mange miljøundersøkelser i Nord Norske og Arktiske sjø- og kystområder, inklusiv Russisk del av Barentshavet (Pechorahavet, Kvitsjøen og Karahavet). Larsen forsvarte i 2017 sin PhD i arktisk marinbiologi, med fokus på miljøvirkninger av skipstrafikk i Arktiske havområder. Formidling og bred tilgjengeliggjøring av miljøinformasjon og miljøkunnskap er et viktig faglig interessefelt som han er opptatt av og engasjert i.

Kronikken er en bearbeidet versjon av tidligere versjoner i Fiskeribladet den12.04.2025 og i IntraFish den 18.04.2025.

Noen fjorder tåler belastning fra kloakkutslipp eller oppdrett, mens andre er svært følsomme

Det er hovedsakelig de som driver med dykking, fiske eller seiling og dermed har relevant utstyr, som er kjent med hvordan landskapet ser ut under havoverflaten. Havbunnen er ofte like kupert og variert som fjellene på land, og det foregår mye på havbunnen, alt etter hvordan bunntopografien er.

Målinger og undersøkelser gir oss mulighet til å følge med på miljøtilstanden. Vanndyp, bredde, lengde og geografisk retning kan gjøre at to nabofjorder har helt ulike miljøforhold. Særlig dybdeforhold har stor innflytelse på miljøforholdene i en fjord, og gjør at noen fjorder tåler belastning fra for eksempel kloakkutslipp eller oppdrett, mens andre er svært følsomme.

Terskelfjorder

Terskelfjorder er en spesiell type fjord, der det i fjordens lengderetning er ett eller flere grunnområder med lavere dyp enn i fjorden ellers. Ofte er det morenerygger fra siste istid som er stuet sammen nær fjordens munning, og terskeldypet kan være alt fra tørrfall (Figur 1) ved lavvann til over hundre meters dyp.

Terskler påvirker vannsirkulasjonen i fjorden og vannutvekslingen med tilgrensende havområder. I en fjord uten terskel fører tidevannet inn vann fra havområder utenfor, og på fallende sjø strømmer vannet fritt tilbake og ut av fjorden.

I en terskelfjord er den dypere vannutskiftningen begrenset, og vanntransport inn og ut av fjorden skjer kun i overflatelaget. De fleste fjorder tilføres ferskvann fra bekker og elver, og ferskvannet som er lettere enn sjøvannet vil danne et overflatelag med lavere saltinnhold.

Denne lagdeling av vannmassen med ferskvann øverst, og tyngre saltvann under, påvirker også vannutvekslingen mellom fjorden og kystvannet utenfor.

Vannet som fanges i bassenget bak terskelen kalles bassengvann, og det kan i noen tilfeller gå år mellom at dette fornyes.

Helt ulike miljøforhold

Ved utslipp av kloakk, fra mekanisk renseanlegg (Figur 2), industri eller spredt avrenning, tilføres fjordmiljøet organisk materiale og uorganiske næringssalter. Dette stimulerer den naturlige biologiske produksjonen, og kan observeres som økt mengde planktoniske alger eller økt mengde fastsittende makroalger, tang og tare.

I fjordene synker dødt organisk material til bunnen, og blir tilgjengelig næring for bunndyr. I åpne fjorder fører strømmene mye av det organiske materiale ut av fjorden, mens i terskelbasseng holdes dette tilbake bak terskelen.

Ved organisk utslipp til resipient er tanken at materialet som slippes ut skal kunne omsettes via de etablerte næringskjeder i resipienten, og at denne omsetning ikke skal påvirke økosystemets struktur og virkemåte.

To nærliggende fjordområder kan derfor ha helt ulike miljøforhold, og kan levere helt ulike

økosystemtjenester i form av naturlig rensing av avløpsvann. En kan si at jo dårligere vannutskiftning det er i en fjord, jo lavere blir resipientkapasitet.

Bunndyrenes rolle i fjorden

Biologisk nedbrytning foregår raskest og mest effektivt ved såkalt aerob omsetning der vannets oksygen inngår i prosessene og dermed forbrukes. Bunnvannets innhold av oksygen er derfor en viktig indikator på både vannutskiftning og omsetning, som benyttes ved overvåking av tilstand i en resipient.

En tommelfingerregel tilsier at dersom en finner et stort, fastsittende eller gravende,

Figur 1. Tørrfallsterskel Strengelvåg

Figur 2. Eksempel på utslippsrør i fjord

levende skjell på eller i bunnen, så har det vært gode miljøforhold i hele dette individets levetid. Finnes det derimot bare små, kortlivede arter, er det tegn på tidligere forstyrrelser. Fravær av dyr er et alvorlig tegn på et dårlig livsmiljø, enten de er naturlige eller menneskeskapte.

Kjennskap til livsstrategi hos skjell, sjøstjerner og børstemark er viktig faglig informasjon, i tillegg til ulike diversitetsindekser som beregnes ved undersøkelser av bunnfaunaen. I likhet med meitemarken på land, har bunndyrene en viktig rolle med å omsette det organiske materialet på sjøbunnen. Bunnsedimentet i terskelbassenget er et mattilbud med høyt organisk innhold, som de mest opportunistiske bunndyrene vil strekke seg langt for å få tilgang på. Samtidig risikerer de livet, dersom de utsettes for dårlige miljøforhold, som for eksempel mangel på oksygen, eller i ekstreme tilfeller forgiftning av den sterke nervegassen H2S med sin karakteristiske lukt av råtne egg. Gassen oppstår ved bakteriell nedbrytning av organisk materiale under anoksiske forhold, men forekommer kun i vannsøylen når oksygenet er helt borte.

Opportunistiske bunndyr som kan overleve selv ved lave oksygenmetninger, sitter klare og venter på å fortære det organiske matfatet som ligger på bunnen av et terskelbasseng, for eksempel børstemarken Lagis koreni (Figur 3).

Bunnsedimenter analyseres vanligvis for innhold av «Totalt Organisk Karbon» (TOC) som er et mål på tilførsel, opphopning (og omsetning) av organisk materiale i sedimentet.

Dype områder, spesielt bak terskler i fjordene, er såkalte akkumulasjonsområder (områder der partikler legger seg på bunnen) og målinger i slike områder er svært viktig.

Integrering av kunnskap er viktig

Forvaltningen av norske fjorder krever derfor kunnskap om mer enn bare vannkvalitet på overflaten. I en tid med økende press på kystområdene er det viktigere enn noen gang å bruke denne kunnskapen aktivt i planlegging og beslutninger. Bare slik kan vi sikre at fjordenes økosystemer fortsatt kan levere livsviktige tjenester, fra biologisk produksjon til naturlig rensing av avløpsvann, også i framtiden.

Figur 3. Børstemarken Lagis koreni

Hvor

er tilsynene som garantister for

samfunnets rettssikkerhet?

Av Jan Henning L’Abée-Lund

Jan Henning L’Abée-Lund (Dr. philos) er ferskvannsbiolog og pensjonert spesialrådgiver. I perioden 1997-2002 var han professor II ved Universitet i Oslo. Han jobbet i Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE) i perioden 1993-2021 hvorav de siste 15 årene med tilsyn av vassdragsanlegg.

Innledning

I et moderne samfunn der makt og myndighet er desentralisert, er tilstedeværelsen av aktive tilsynsmyndigheter en nødvendighet. De skal sikre enkeltinnbyggere mot maktovergrep ved å følge opp at aktører etterlever krav satt i lov, forskrift eller konsesjon. Tilsynenes rolle skal være et korrektiv og en kvalitetsgarantist i samfunnet (Anon 2003). I dette ligger både forutsigbarhet og likebehandling.

Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE) NVE har ansvar for tilsyn innenfor 14 områder. Denne artikkelen vil imidlertid fokusere på tilsynet av vannkraftanlegg og settefiskanlegg som begge påvirker akvatisk miljø. Disse vassdragsanleggene er underlagt krav i vassdragslovgivningen som inkluderer vannressursloven1 , vassdragsreguleringsloven2 og forskrift om internkontroll etter disse lovene (IK-vassdrag)3 . Tilsynet kontrollerer at regelverket blir etterlevd. Ved avvik fra regelverket er det hjemmel til å sanksjonere med overtredelsesgebyr og straff i både vannressursloven og vassdragsreguleringsloven. NVE har hjemmel til å ilegge overtre-

1 LOV-2000-11-24-82 Lov om vassdrag og grunnvann

2 LOV-1917-12-14-17 Lov om regulering og kraftutbygging i vassdrag

3 FOR-2011-10-28-1058 Forskrift om internkontroll etter vassdragslovgivningen

delsesgebyr, mens politiet og påtalemyndigheten følger opp straff med bøter og/eller fengsel. Med virkning fra 1. juli 2021 ble vassdragsreguleringsloven endret slik at departementet helt eller delvis kan inndra utbytte. En slik mulighet er imidlertid også nedfelt i enkelte vassdragsreguleringskonsesjoner. Med er bredt spekter av reaksjons- og sanksjonsformer borger det for at tilsynet kan bidra til at aktørene etterlever pålagte krav.

Lite vann kan være utfordrende for vannkraft- og settefiskbransjen i håndteringen av deres tilgjengelige vannressurser. Denne artikkelen skal belyse hvordan to konkrete aktører fra disse to bransjene håndterte en slik situasjon og hvordan NVE fulgte opp sakene. Analysen er interessant ut fra det faktum at de to tilsynssakene ble håndtert på samme tid av tilsynsmyndigheten.

Hendelsene

De ene aktøren, Gjølanger Settefisk AS (GS), har siden 2008 hatt konsesjon etter akvakulturloven for produksjon av 2,4 millioner laksesmolt som blir videreforedlet i oppdrettsmerder, men produksjonen av laksesmolt startet i aktivitet startet i 1974. Smoltproduksjonen krever ferskvann.

NVE gjorde vedtak 17. august 2001 om at settefiskanlegget ikke trenger konsesjon etter vassdragsloven under forutsetning at vannuttaket ikke overskrider 25 m3/min og at Tyssedalsvatnet ikke senkes mer enn 1,43 m. I august 2021 ble Tyssedalsvatn senket under denne vannstanden og frem til september var vannstanden på det maksimale 24 cm under det tillatte. Vannvolumet som den ulovlige senkningen utgjorde, gjorde det mulig å ha større fiskebiomasse i anlegget enn om vannforbruket hadde vært i tråd med tillatelsen.

Den andre aktørene, Øst-Telemarkens Brukseierforening (ØTB), fikk ved kgl.res. 13. februar 2015 ny tillatelse til å regulere Møsvatn (Norges åttende største reguleringsmagasin) mellom kote 900 og 918,5. Post 2 i det tilhørende manøvreringsreglementet sier: «Fra 1. mai skal alt tilløp, bortsett fra nødvendig tapping for å holde pålagt minstevannføring i Måna, nyttes til å fylle opp magasinet til kote 914. En vannmengde tilsvarende gjenværende magasin i Møsvatn pr. 1. mai kan likevel tappes i fyllingsperioden. Etter oppfylling til kote 914 må magasinet ikke tappes under denne kote før 1. desember.» Den første reguleringen av Møsvatn fant sted i 1903. Det totale reguleringsvolumet utgjør 1064 mill. m3 som utnyttes i vannkraftproduksjon. Medio september 2021 ble vannstanden i Møsvatn senket under kote 914 og var på det meste 61 cm under frem til primo oktober. En tilsvarende situasjon oppsto i 2022. Da var vannstanden under kote 914 primo september og var på det meste 76 cm under frem til primo oktober. Den konsesjonsstridige tappingen av Møsvatn ble utført av ØTB for å etterleve kravet om minstevannføringen ut fra reguleringsmagasinet Tinnsjøen (kote 187-191) som liger ca. 27 km lenger ned i vassdraget. På denne strekningen er det fem kraftverk som med en installert effekt på ca. 500 MW har en gjennomsnittlig årsproduksjon på ca. 2500 GWh.

De to sakene er systematisert og presentert i Tabell 1. Informasjonen er hentet fra NVEs konklusjon i de to sakene.

Vurderingene

De to aktørene GS og ØTB har henholdsvis ca. 50 og 120 års erfaring i bruken av sine vannressurser som er magasinert i henholdsvis Tyssedalsvatnet og Møsvatn. Det betyr at selskapene har tilegnet seg god kunnskap om hvordan de skal drifte anlegget under tørre og våte situasjoner. Det er tørre perioder som er utfordrende med tanke på å etterleve krav. Dette gjelder spesielt for GS da fiskebiomassen i anlegget er avhengig av kontinuerlig vanntilførsel. I de to regionene der de to anleggene ligger var det lite nedbør sommeren 2021. På Vestland ble det registrert under 50 % av normal nedbør. For Møsvatn var det langvarig tørke. Eksempelvis var vannføringen i den største tillløpselva til Møsvatn kun 2,7 m3/s den 14 sept. 2021, mens 5-persentilen den datoen er 6,8 m3/s.

Tross kompetanse ervervet gjennom 50-120 år søkte både GS og ØTB om tillatelse til å fravike tillatelsene for å kunne opprettholde fiskebiomassen eller for å etterleve krav til vannslipp ut fra det nedenforliggende reguleringsmagasinet Tinnsjøen. Konsesjonsmyndigheten avslo begge søknadene om enn med noe ulik ordlyd. For GS ble det klart at underskridelse av vannstanden utløste krav om vassdragskonsesjon. ØTB ble minnet om at de aktuelle vilkårene til enhver tid skal overholdes. Vilkårene i tillatelsene ble likevel brutt ved at vannstanden i magasinene Tyssedalsvatn og Møsvatn over 23-30 dager ble senket 24-76 cm under det som var tillatt. I korrespondansen mellom tilsynsorganet og virksomhetene etter bruddene, kommer det frem en vesentlig forskjell. ØTB innrømmer forsett som innebærer at virksomheten brøt tillatelsen med viten og vilje. Når det gjelder GS, så er de ikke enig med NVE at det foreligger klare brudd på vannressursloven §8 og at senkningen ut over 1,43 m er konsesjonspliktig. En vesentlig forskjell skiller GS og ØTB. Mens GS utelukkende har Tyssedalsvatnet (areal 2,1 km2 med 1,43 m senkningstillatelse) som magasin, har ØTB fire store reguleringsmagasin (20-79 km2 med 4-21 m reguleringshøyde) (atlas.nve.no). Det innebærer at ØTB i utgangspunktet står betydelig bedre rustet enn GS når

nedbør uteblir. Men som denne saken viser, er ikke det ensbetydende med at aktørene innretter sin drift til å håndtere ekstreme, men ikke uventede situasjoner. I denne anledning er det grunn til å omtale situasjonen med Møsvatn i 2022 litt nærmere. Vinteren 2021-2022 var snømagasinet i nedbørfeltet til Møsvatn 70-80 % av normalen, og 1. mai var vannstanden 1,77 m over laveste tiltatte vannstand. Dette volumet som kalles restvolumet, kan ØTB med henvisning til kgl.res. tappe i oppfyllingsperioden. Med dette bakteppet – tørr høst 2021, lite snøvolum 2021-2022 og lite restvolum vår 2022 –tappet ØTB restvolumet i oppfyllingsperioden med den konsekvens at sommervannstanden på kote 914 først ble nådd 4. august. Så skulle skjebnen vise at nedbøren sensommer og høst 2022 uteble som i 2021. Oppmagasinering i august og utover var derfor sterkt begrenset. Det kan derfor være et berettiget spørsmål om tappingen av restvolumet forsommer 2022 er i samsvar med IK-vassdrag §5-6&84

Magasinert vann representerer betydelige verdier. NVE beregnet at det ulovlige tappete vannvolumet av Tyssedalsvatnet kunne holde liv i ca. 1 millioner laksesmolt med en estimert netto fortjeneste på 16,5 mill. kr. Når det gjelder den ulovlige tappingen av Møsvatn, utførte ikke NVE verdiberegning av dette vannvolumet. En slik verdiberegning er imidlertid ikke komplisert siden alle nødvendige opplysninger er tilgjengelig. Totalt representerer tappingen av Møsvatn i både 2021 og 2022 et vannvolum på ca. 150 mill. m3. Da dette vannet ble ledet gjennom kraftverkene mellom Møsvatn og Tinnsjøen, kombinert med prisen som ble oppgitt på NordPool i det aktuelle tidsrommet, representerte dette vannvolumet en verdi på ca. 500 mill. kr (L’Abée-Lund 2023).

Når det foreligger brudd, gjennomfører NVE en vurdering av potensielle konsekvenser på de allmenne interessene. Det ble også gjort i disse to sakene. For Tyssedalsvatnet ble friluftsliv og

4 IK-vassdrag §5-6: kartlegge farer og problemer med hensyn til miljø og sikkerhet og på denne bakgrunnen vurdere risiko, samt utarbeide tilhørende planer og gjennomføre tiltak for å redusere risikoforholdene, §5-8: utarbeide og gjennomføre rutiner for å avdekke, rette opp og forebygge avvik

naturmangfold omtalt og vektlagt i NVEs vedtak. En senkning ut over det normale har definitivt økosystemkonsekvenser (Grimås 1962). For Møsvatns vedkommende er situasjonen annerledes. Siden tappingen under kote 914 er godt innenfor den årlige vannstandsvariasjonen, kan det ikke påberopes økosystemkonsekvenser. Derimot hadde senkningen betydelige konsekvenser på båttransporten. Dette veiløse samfunnet har båt som fremkomstmiddel i sommersesongen. Alle de fastboende har fått bygget moloer for trygge båthavner, men disse fungerer kun fra sommervannstanden på kote 914 og opp til fullt magasin. For å bøte på båtproblemet bekostet ØTB transport for de fastboende.

Tilsynets rolle

NVEs behandling av disse to sakene er av prinsipiell interesse av flere grunner. Den bakenforliggende årsak til bruddene er klimatisk betinget ved at det var mindre nedbør enn normalt. De skjer nærmest parallelt i 2021 og NVE fatter vedtak med 2 års mellomrom. I Møsvatnsaken der hvor ØTB innrømmer forsett, ender det med «frifinnelse» og ikke uaktsom opptreden. I denne saken ble det heller ikke vektlagt to identiske brudd i 2021 og 2022. I settefisksaken ble derimot henvist til tilsvarende brudd flere år tidligere, men at disse var foreldet. Gjentagelsesmomentet vektlegges derfor vesentlig forskjellig i de to sakene.

NVE legger stor vekt på de klimatiske forholdene i begge sakene. NVEs vurdering av de svært spesielle forholdene på vinteren og forsommeren 2022 er tonet ned med tanke på aktsomhetsvurderingen. ØTBs tilsynelatende manglende bruk av IK-vassdrag som et redskap som skal forhindre brudd på vilkår er heller ikke vektlagt. I settefisksaken påberopes konsekvenser på økosystemet når det gjelder allmenne interesser. For Møsvatn er forholdet til allmenne interesser tonet ned siden ØTB etablerte en skyssordning.

Mens tilsynet legger meget stor og avgjørende vekt på konsesjonsmyndighetens utsagn om konsesjonsplikt i settefisksaken, tillegger tilsynet

ingen vekt på samme myndighet når denne sier at de aktuelle vilkårene skal overholdes til enhver tid. NVE syntes heller ikke det var nødvendig å beregne potensiell økonomisk fortjeneste i vannkraftsaken, men så betydningen av det i settefisksaken. Det er ikke mulig å forklare disse klare motsetningsforholdene utover at det synes å være forskjellsbehandling (L’Abée-Lund 2023).

Konklusjon

Et statlig tilsyn skal ivareta samfunns interesse. De skal være forutsigbare og etterrettelige. Kun da vil de kunne være garantister for samfunnets rettssikkerhet. Dette var noe av grunnlaget da politikerne etablerte en kontrollavdeling i Vassdragsvæsenet ved kgl. res. i 1909 (L’Abée-Lund 2024). Kontrollavdelingen skulle på vegne av samfunnet ha ansvaret for å sikre at dammer og andre vassdragsanlegg er forsvarlig bygget og vedlikeholdt for å hindre dambrudd og dermed materielle skader og tap av menneskeliv. I nyere tid er rollen også utvidet til å hensynta miljøet.

NVEs vurdering av brudd på vilkåret om vannstand i Tyssedalsvatn og i Møsvatnisse stiller spørsmål ved om NVE som tilsynsorgan oppfyller forpliktelsene og forventningene samfunnet har til dem.

Takksigelse

Jeg takker Leif Asbjørn Vøllestad for konstruktive kommentar som forbedret innlegget.

Referanser

Anon 2003. St.meld. nr. 17 (2002-2003) Om statlige tilsyn. Det Kgl. arbeids- og administrasjonsdepartement.

Grimås, U. 1962. The effect of increased water level fluctuation upon the bottom fauna in Lake Blåsjön, northern Sweden. Report from the Institute of Freshwater Research Drottningholm 44, 14-41.

L’Abée-Lund, J.H. 2023. Likebehandler NVE som tilsynsmyndighet konsesjonærer innen akvakultur og vannkraft? Vann 58, 65-70.

L’Abée-Lund, J.H. 2024. Vassdragstilsyn i Norge; virksomhet og utviklingstrekk fra 1909 til 2023. Vann 59, 31-42.

Tabell 1. Oversikt over to aktører som var underlagt tilsyn av NVE i 2021 og 2022.

Område Tema Case 1 Case 2

Aktør Selskap Gjølanger Settefisk AS Øst-Telemarkens Brukseierforening (ØTB)

Aktivitet Fra 1974 Fra 1903

Tillatelse 17. august 2001: Ikke konsesjonsplikt når vannstanden i Tyssedalsvatnet ikke senkes under 1,43 m og vannuttaket er mindre enn 25 m3/min.

Hendelse Lokalitet Tyssedalsvatn

Tidspunkt aug - sept 2021

Varighet 27 dager

Maks avvik under tillatt vannstand 24 cm

Søknad om avvik NVE orienterte 23. aug. 2021 om at tillatelse måtte innhentes hvis man skulle avvik fra reguleringspraksis. Søknad 8. sept. 2021 som var mangelfull ble aldri realitetsbehandlet. Selskapet meldte i 2012 om økt vannuttak som NVE vedtok var konsesjonspliktig.

Årsak Opprettholde biomasse i anlegg og salg av ferskvann til brønnbåt for avlusing.

Holdning Selskapet er uenig at det er klare brudd på vannressursloven §8.

Fordel Netto fortjeneste av settefiskproduksjon på 16,5 mill. kr

Informasjon til NVE Grunneiere, advokatfirma på vegne av grunneiere

Klimaforhold Regionalt Flere stasjoner i Vestland fikk under 50 % av normal nedbør.

Kgl. res. 13. feb. 2015: "Fra 1. mai skal alt tilløp, bortsett fra nødvendig tapping for å holde pålagt minstevannføring i Måna, nyttes til å fylle opp magasinet til kote 914. En vannmengde tilsvarende gjenværende magasin i Møsvatn pr. 1. mai kan likevel tappes i fyllingsperioden. Etter oppfylling til kote 914 må magasinet ikke tappes under denne kote før 1. desember."

Møsvatn

12. sept - 4. okt 2021 3. sept - 3. okt 2022

23 dager 30 dager

61 cm 76 cm

Søknad 31. aug. 2021 om avvik fra reglementet som ble avslått: "Det er regulanten som er ansvarlig for manøvreringen av vassdraget og at de aktuelle vilkår til enhver tid overholdes."

Søknad 1. sept. 2022 om avvik fra regelment ble også avslått.

Etterlevelse av kgl.res. 17. nov. 2006 om vannføring ut fra Tinnsjøen

Selskapet innrømmer forsett

NVE har ikke gjort egne beregninger av mulig økonomisk fortjeneste.

Kommune, grunneier, politi

Vinteren 2021-2022 var snømagasinet 70-80 % av normalen.

Lokalt Tørr sommer i Sunnfjord 2021. Langvarig tørke priomo juli til ultimo september 2021. Pr. 11.9.2022 var akkulumulert tilsig av normalen til Møsvatn på 75 %, Mår 61 % og Tinnsjøen 18,5 %.

Annet Ingen supplerende vannkilde til settefiskanlegget.

ØTB har kgl.res. til å regulere Tinnsjøen, og Mårvatn og Kalhovdmagasinet som også leder vann til Tinnsjøen.

Vannstanden 1. mai 2022 var på kote 901,77 (dvs 1,77 m over laveste tillatte vannstand).

Konsekvenser Friluftsliv. Naturmangfold Et veiløst samfunn der båt er eneste transportmiddel. Båthavner inaktive når vannstanden er under kote 914.

Forskrift

NVE vedtak

Kilde

19.12.2024: vedtak om overtredelsesgebyr på kr 20 mill. da selskapet har hatt betydelig økonomisk fortjeneste. Anfører at tilsvarende brudd i 2008 og 2014 er foreldet.

dokument 202303074-8

ØTB er i tillegg til krav satt i kgl.res. også pliktig til å følge FOR-201110-28-1058 (forskrift om internkontroll etter vassdragslovsgivningen; IK-vassdrag).

9.12.2022: ØTB har ikke opptrådt uaktsomt og vil ikke følge opp med reaksjoner. Det er ikke avdekket brudd på IK-vassdrag.

dokument 202010961-63

Vi trenger en klar og dristig visjon for

vannrobusthet

Dette er en oversatt versjon av EU-kommisær Jessika Roswalls åpningstale1 i høringskonferansen om en europeisk strategi for vannrobusthet (Water Resilience)2 6. mars 2025. Roswalls fulle tittel er kommisær for miljø, vannrobusthet og en konkurransedyktig sirkulær økonomi. Talen er oversatt av Anders Iversen, som er nasjonal ekspert i Europakommisjonen, og gjengitt med tillatelse fra Europakommisjonen.

Jessika Roswall er Europakommissær for miljø, vannresiliens og en konkurransedyktig sirkulær økonomi for perioden 2024-2029 (Foto: The Cabinet of Commissioner Roswall, etter tillatelse gitt den 18.06.2025).

Vi kan ikke ta vannet for gitt –vi må gjøre mer

Jeg er veldig glad for å være her sammen med dere for å fremme vårt felles arbeid for å styrke vannrobustheten vår. Vann er ikke en hvilken som helst ressurs. Det er grunnlaget for livet på jorden. Det er et økosystem som er hjem for rundt en femtedel av alle arter. Og for oss mennesker er vann ikke bare livsnødvendig, det har også vært en rød tråd gjennom vår historie, vår kultur og utviklingen av våre samfunn.

Dessverre har vi tatt denne ressursen for gitt. Som et resultat er vannmiljøet i dag under enormt press. Klimaendringene betyr at dette presset bare vil øke – selv om vi skulle klare å oppnå netto nullutslipp allerede i morgen.

Derfor trenger vi en klar og dristig visjon for vannrobusthet. Og hvis vi skal gjøre denne visjonen til virkelighet, trenger jeg din hjelp. EU har gjort mye for å forbedre tilstanden til vannet vårt. Men vi må gjøre mer. Det vi trenger, er å tenke nytt, og det kan vi bare oppnå ved å samarbeide.

1 High-Level Stakeholder Consultation on the Water Resilience Strategy

2 Programme - Version 22 - Date 26-02-2025

Derfor er dette arrangementet en så viktig del av vår strategi for vannrobusthet. Vi brukte februar til å samle innspill i vår åpne høringsrunde3, og jeg er glad for å se så mange mennesker her i dag. Jeg oppfordrer dere til å være aktive og bidra med deres synspunkter og ideer.

Vann handler også om økonomisk sikkerhet og robusthet

Vi lever i uforutsigbare tider når vi møtes her i dag. Og selv om de politiske synspunktene glir fra hverandre, er det fortsatt noen utfordringer som alle land i verden erkjenner. Vann er en av dem – mennesker trenger drikkevann, enten de bor i Europa, USA eller India.

Og når vi ser på de geopolitiske endringene rundt oss, er det klart at vann også handler om økonomisk sikkerhet og robusthet. Tilgang til vann er en kilde til velstand. Men det betyr også at mangel på vann kan føre til konkurranse og, i verste fall konflikt. Der for har vi et stort ansvar for å forvalte vann på en bærekraftig måte.

3 Call for evidence begins on EU Water Resilience Strategy - European Commission

Vi må lære å samarbeide med naturen

For bare en måned siden presenterte jeg tre viktige rapporter4. De vurderer hva medlemsstatene gjør for å beskytte ferskvann og hav, og for å være bedre forberedt på flom. De overordnede konklusjonene er klare. Vannet vårt er sterkt forurenset, tilgangen vår til vann er under press, og vi forebygger ikke i tilstrekkelig grad risikoen for alvorlig flom. Som jeg nevnte tidligere, er den dårlige tilstanden til vannforekomstene våre forverret på grunn av klimaendringene.

Så langt har over halvparten av medlemsstatene gjennomført en eller annen form for klimarisikovurdering for vannsektoren. De forteller oss at vannmangel er et økende problem for flere sektorer, herunder landbruk og energi. Det handler om for mye og for lite vann, noen ganger samtidig. Den gode nyheten er at de fleste medlemsstatene nå har vedtatt planer for håndtering av tørke, og andre er i ferd med å utarbeide slike planer.

Et stort problem vi ser over hele Europa, er at tillatelser til vannuttak ofte ikke er tilpasset virkeligheten. Tillatelsene tar ofte ikke hensyn til hvor mye eller hvor lite vann det er i et vassdrag. Vannprising brukes fortsatt i svært liten grad for å fremme mer effektiv bruk av vann.

Akkurat som tørke blir også flom hyppigere, mer intens og mer dødelig. De alvorlige flommene i Spania, Italia og i Sentral- og Øst-Europa viste nok en gang hvor viktig tidlige varslingssystemer er, og hvor viktig det er å tilpasse arealplanleggingen til klimaendringene. Som vi har sett de siste årene, er ingen regioner i EU skånet.

Naturbaserte løsninger er blant de mest effektive og rimelige investeringene vi kan gjøre for å minimere skadene fra både tørke og flom. Vi må endre vårt syn på naturen. Vi må lære å samarbeide med naturen, for vår egen skyld og for vår egen sikkerhet. I tillegg til å være bedre forberedt og iverksette forebyggende tiltak, må vi også sikre rask gjenoppretting etter flom. I 2024 ga Europakommisjonen medlemsstatene større fleksibilitet til å omprogrammere 4 Protect waters and better manage flood risks

rundt 18 milliarder euro fra ulike fond for å fremskynde gjenopprettingen etter flom og skogbranner. Men Den europeiske sentralbanken avslørte nylig at bare en fjerdedel av klimaskadene i Europa er dekket av forsikring. Problemet her henger også sammen med tilgjengeligheten av forsikring og forsikringskostnadene. Det er derfor ikke et alternativ å la være å gjøre noe for klimatilpasning.

Vann handler også om velstand

Suksessen til våre industrielle og digitale strategier avhenger like mye av tilgang til rent vann som av tilgang til rimelig energi. Derfor var jeg glad for at vann ble nevnt tydelig i EUs konkurransekart, som ble vedtatt i januar5

Tenk på dette: Termiske kraftverk trenger milliarder av liter vann årlig til kjøling. Og hydrogen forbruker ultrarent ferskvann som råstoff. Et gjennomsnittlig datasenter tilhørende store teknologiselskaper trenger 620 millioner liter vann per år. Bilprodusenter og forsvarsindustrien er avhengige av enorme mengder vann.

Dette reiser spørsmålet: Hvor skal alt dette rene vannet komme fra? En europeisk strategi for vannrobusthet kan ikke utrette mirakler. Men vi kan gi en klar retning. For det første må vi se på innovasjon. For det andre må vi finne nye finansieringskilder. Og for det tredje må vi forbedre vårt samarbeid på tvers av landegrensene.

Vi må endre tankesettet på alle politikkområder

Borgerne har helt klart høye forventninger til oss. Nesten 80 % av EUs innbyggere ønsker at vi skal gjøre noe med vann. Men når det gjelder å vedta nye lover, må vi huske at vi allerede har et meget solid lovverk som vi har utviklet siden 1970-årene. Vi har solid lovgivning på plass. Men vi må bruke den bedre. Derfor må vi samarbeide bedre med medlemsstatene. På regionalt og lokalt nivå. Og for å lykkes, må vi endre tankesettet på ALLE politikkområder som berører vann.

5 EU Compass to regain competitiveness

Et av områdene vi må se på sammen, er effektiv bruk av vann. Vi må sette effektiv vannbruk først, slik vi har gjort for energi. Men det kan gjøres mer. La meg gi dere noen eksempler:

• I energisektoren bør vi fremme tørrkjøling i stedet for vannkjøling, spesielt i tørre regioner. Dette sparer opptil 95 % vann i termiske kraftverk.

• I industrien bør vann gjenbrukes flere ganger internt for å redusere forbruket.

• I offentlig vannforsyning bør distribusjonssystemene forbedres for å redusere vannlekkasjer betydelig.

• I landbruket bør vi forbedre vannbruken til vanning og øke omfanget av innovative prosjekter som finnes i sektoren. Og vi kan redusere behovet for vanning helt ved å ta mye bedre vare på jorda vår. For eksempel ved å legge til rette for bruk av biologiske løsninger.

Samordnet tilnærming fra fjell til fjord

Fordi sunn jord er vårt beste reservoar for lagring av ferskvann. Likevel er over 60 prosent av jorda i Europa forringet. Dette er en enorm utfordring. Vår nylige visjon for landbruket understreker med rette matsektorens avhengighet av sunn jord og vann. Kompakt og forringet jord kan ikke absorbere vann fra kraftig nedbør. Derfor bør vi samarbeide for å beskytte jorda og vannressursene våre.

Vi må også forvalte vannet ved hjelp av en samordnet tilnærming fra fjell til fjord (Source to Sea). Land og hav er i kontinuerlig samspill. Strategien vår må gjenspeile dette. Vannets kretsløp omfatter både ferskvann og saltvann.

Konkurransekraft starter med innovasjon

Nå vil jeg komme tilbake til det jeg nevnte i begynnelsen av talen min, nemlig forretningsmuligheter. Jeg er fast overbevist om at det som er bra for naturen, også er bra for næringslivet. Europas vannsektor har potensial til å bli en global leder innen nye teknologier.

Derfor er dagens arrangement en del av det forskningsorienterte «Mission To Restore our Ocean and Waters Forum 2025»6. I slutten av formiddagen vil det bli delt ut priser til lovende talenter i vannsektoren.

Dette understreker en av våre viktigste styrker. Europa kan være stolt av å være ledende innen innovasjon. Dette er en stor konkurransefordel. Likevel klarer vi ikke å skalere opp. Dette er for øvrig et problem som går langt utover vann, så hva kan vi gjøre?

Kan vi gjøre mer for å koble våre beste hoder med finansiering? Kan vi mangfoldiggjøre initiativer som European Water Tech Accelerator7 i Lyon i Frankrike? Jeg vet at en slik tilnærming ble fremmet i går på Blue Invest for den blå økonomien.

Og jeg er også glad for at European Institute for Technological Innovation i går lanserte den nye innovasjonsklyngen «EIT Water»8. Vi har store forventninger til EIT Water.

La oss komme i gang

Mine damer og herrer, temaet vann er nesten uendelig, og jeg vet at noen av dere begynner å føle det samme om talen min! Derfor vil jeg avslutte innledningen her. La oss komme i gang med det virkelige arbeidet. Det er deres synspunkter som er viktige for meg i dag. Takk igjen for at dere er her i dag og gir deres mening til kjenne. Jeg ønsker dere et godt og nyttig møte og ser frem til å høre de innspillene dere kommer med i dag.

6 Mission Ocean and Waters Forum and related events - European Commission

7 (2) The European Water Tech Accelerator: About | LinkedIn

8 EIT Water | EIT

På vei mot en strategi for vannrobusthet i EU

Forarbeidene til EUs strategi for vannrobusthet (Water Resilience) har pågått i minst to og et halvt år. Her er noen viktige milepæler:

2023

• I februar 2023 lanserte European Economic and Social Committee (EESC) tanker om en ’Blue Deal for å beskytte vannets kretsløp og sikre adgang til drikkevann og sanitær, beskytte økosystemer og naturmangfold, redusere vannbruket (i jordbruk, industri og husholdninger), og sikre tilstrekkelig investeringer i vann-infrastruktur.

• EUs globale visjon for vannrobusthet ble første gang presentert på FNs vannkonferanse i mars 2023, der det ble pekt på vannets betydning for matvare- og energisikkerhet, helse, natur og fred.

2024

• EUs arbeid med et vannrobust Europa ble lansert på en konferanse i Belgia 12. mars 2024. Norsk referat foreligger.

• Vannrobusthet var hovedtema på EUs ’Green Week’ 29. og 30. mai 2024.

• Vannrobusthet var hovedtema i EUs miljøbyrå (EEA) sin rapport om status for Europas vann i oktober 2024, og i den årlige utgivelsen av EEAs signaler i november 2024.

1 Time for an EU Blue Deal – Conference Highlights | EESC

2 EU efforts on the global water agenda – Beyond UN 2023 Water Conference - European Commission

3 Water Conference: Speeding up to a water resilient Europe — Flanders Environment Agency (VMM)

4 Referat vannkonferanse mot et vann-robust Europa 12 mars 2024.pdf

5 EU Green Week 2024 - European Union

6 Ny rapport om tilstanden i Europas vann

7 Tilstanden og robustheten i Europas vann må forbedres

2025

• Vannrobusthet var et viktig tema i Europakommisjonens gjennomføringsrapport om vanndirektivet i februar 2025. Her var viktige momenter å beskytte og restaurere vannets økosystemer, målet om null-forurensning, og naturbasert tilpasning til effekten av klimaendringer (flom, vannmangel og tørke).

• Europakommisjonen la ut en høring (call for evidence) i starten av februar 2025, der det ble mottatt 574 høringsinnspill. Klima- og miljødepartementet ga høringsinnspill.

• Den 6. mars 2025 gjennomførte Europakommisjonen en stor høringskonferanse. Det foreligger opptak fra konferansen og et norsk referat.

• EUs endelige strategi for vannrobusthet forventes å foreligge i juni 2025.

8 Mer innsats må til for Europas vannmiljø

9 Call for evidence begins on EU Water Resilience StrategyEuropean Commission

10 Feedback from: The Norwegian Ministry of Climate and Environment

11 Programme - Version 22 - Date 26-02-2025

12 Streaming Service of the European Commission

13 Høringskonferanse om EUs strategi for vannrobusthet (Water Resilience)

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

Styret har ordet

Vannsektoren står ovenfor store utfordringer for å kunne bidra til å motvirke negative virkninger av et klima i endring, arealbruk som gir naturtap og forurensning. Vi møter stadig strengere krav til håndtering av vann, for eksempel gjennom nye krav fra EUs reviderte avløpsdirektiv som trådte i kraft 1. januar 2025. EUs medlemsland har krav om å tilpasse sin nasjonale lovgivning inne utgangen av første halvår 2027. Hvor lang tid det vil ta i Norge vet vi ikke, men man kan regne med at de nye gravene vil gjøres gjeldene her også.

For å finne de gode og bærekraftige løsningene kreves det kompetanse og samarbeid. Nye krav for eksempel til energinøytralitet og ressursgjenvinning som omtales i det reviderte avløpsdirektivet, gjør at morgendagens løsninger kan kreve at man ser utenfor vannsektoren for å utvide både kompetanse og finne nye samarbeidspartnere.

I forrige nummer av Vann, understreket vi behovet for rekruttering og betydningen av å få unge til å velge seg en jobb i vannbransjen. Det er en viktig forutsetning for å opprettholde og videreutvikle kompetanse. Vannforeningen er dessuten en forening som inkluderer alle, med medlemmer blant kommuner og andre sluttbrukere, forvaltning, universiteter, FoU institutter, konsulenter, fra hele landet. Vi er derfor en kilde til kunnskap og kan formidle informasjon om ulike problemstillinger som er uavhengig av ståsted eller særinteresser.

Dette skjer gjennom seminarer og fagtreff der årets arrangementer spenner fra Industrielt

avløpsvann og ulike problemstillinger i kommunal vannforsyning og avløpshåndtering, inkludert sikkerhet og beredskap, til håndtering av næringsstoffer og en kystsone under press. Selvsagt er de enkelte arrangementene spisset mot et område eller emne, men til sammen dekker vi hele vannsektoren. Alle er velkomne og får del i presentasjonene som deles i etterkant, mens Vannforeningens medlemmer også nyter godt av redusert deltakeravgift på seminarene. Samarbeid trekkes av mange også fram som en nøkkel for å møte utfordringene. Dette gjelder for de som skal bygge og drifte anlegg, men det er også viktig for å utvikle og spre kunnskap om både utfordringene og løsningene. Ved siden av Vannforeningens arrangementer for norske medlemmer, deltar Vannforeningen internasjonalt som Norges medlem i European Water Association (EWA). I år arrangerte EWA og Vannforeningen i felleskap vårseminaret ‘Shaping the Future of Water Management in Europe’ i Oslo 28. mai. Her deltok ledende fagpersoner fra Norge og Europe med presentasjoner og i diskusjonen med mål om å bedre forståelse av problemstillingen og hvordan man kan samarbeide om de gode løsningene på utfordringene.

God sommer fra styret i Norsk Vannforening!

Doktordisputas

Joakim Carlsønn Sellevold disputerte til doktorgraden ved NTNU den 13. desember 2024. Avhandlingens tittel er «Effects of geometric optimization and partial blockage on the hydraulic efficiency of pipe culvert inlets».

Bedømmelseskomiteen ble ledet av professor Leif Lia ved NTNU. Professor Blake Tullis fra Utah State University var 1. opponent, og dr. Matthias Kramer fra University of Cranberra, Australia, var 2. opponent.

Thesis summary

This doctoral study focused on culvert hydraulics in the context of flood risk. Culverts are ubiquitous hydraulic structures used for conveyance of water through hindrances in the terrain. The objectives of this study have been to determine the effects of geometric inlet optimization and partial blockage on the hydraulic efficiency of pipe culvert inlets in order to extend existing design frameworks. This study has been conducted mainly in the context of road culvert usage in Norway and the Federal Highway Administration (FHWA) design framework used by the Norwegian Public Roads Administration (NPRA). The project has been funded by the NPRA E39 Project with support from the Research Council of Norway (Project No. 312001).

An initial literature review showed that significant experimental data was available for unblocked pipe culvert inlets, but that data for partially blocked inlets was limited. The data for unblocked inlets was analyzed and used to derive novel control surface methods for determination of pipe culvert inlet performance. It

was found that these methods showed good agreement with both experimental data and theoretical computations for inlets that yield well-defined flow separation. It was also found that geometric inlet optimization can be achieved for a wide range of pipe culvert inlets, through evaluation of the flow contraction caused by different sections of the inlet. The results include novel, compact and highly efficient inlet edge geometries for pipe culverts, derived using the control surface methods. Due to the limited data for partially blocked inlets, an extensive series of physical culvert model experiments was conducted, using different combinations of pipe culvert inlets and bottomup blockage conditions. The results were compared to theoretically derived methods for determination of hydraulic blockage effects. The experimental results validate the general predictions of the theoretical methods but show that they underestimate the hydraulic efficiency of the unblocked part of the inlet with increasing blockage ratio, leading to somewhat conservative estimates.

The research findings of this project also include estimates of uncertainty for both hydraulic performance and corresponding inlet geometry, as well as evaluations of model and scale effects for a wide range of pipe culvert inlet geometries. The findings of this research project form the basis of more general design methods, and it was concluded that the overall goals of the project were achieved. However, the results also show that there are unanswered questions in the field of culvert hydraulics. Further work is required to determine hydraulic performance for cases of ill-defined flow separation and to more accurately determine experimental uncertainty and scale effects over the range of possible inlet efficiencies and prototype culvert sizes. Further work is also required to determine blockage effects for further culvert types and blockage conditions, and to determine probable in-situ blockage conditions. The papers published through this project are available under Open Access licenses, and the thesis is available through NTNU Open.

Sammendrag

Dette doktorgradsprosjektet har fokusert på kulverthydraulikk i forbindelse med flomrisiko. Kulverter er mye brukt for å lede vann gjennom hindre i terrenget. Hovedmålene i prosjektet har vært å beskrive effektene av innløpsgeometri og delvis gjentetting på den hydrauliske ytelsen til sirkulære rørkulvertinnløp. Prosjektet har fokusert på bruk av stikkrenner og kulverter i den norske veisektoren, og dimensjoneringsrammeverket til Federal Highway Administration (FHWA) som benyttes i Statens vegvesen. Prosjektet har vært finansiert av Ferjefri E39 (Statens vegvesen) med støtte fra Norges Forskningsråd (prosjektnr. 312001).

Det innledende litteraturstudiet viste at det fantes mye eksperimentelle data for kulvertinnløp uten gjentetting, men lite for delvis tette innløp. Dataene for innløp uten gjentetting ble analysert og brukt til å utlede kontrollflatemetoder for beregning av hydraulisk innløpsytelse. Sammenligning av disse metodene med både eksperimentelle data og teoretiske beregninger

viste at metodene presist beskriver hydraulisk innløpsytelse for innløp som gir veldefinert strømningsseparasjon. Resultatene viste også at metodene kan brukes til å forbedre eller optimalisere et bredt spenn av forskjellige innløpstyper. Resultatene omfatter nye, kompakte innløpsgeometrier som gir høy hydraulisk ytelse under både innløpskontroll og utløpskontroll. Ettersom lite data var tilgjengelig for delvis tette kulvertinnløp ble det gjennomført en omfattende serie med fysiske modellforsøk med forskjellige kombinasjoner av innløpsutforminger og gjentettingsforhold. De eksperimentelle resultatene ble sammenlignet med teoretiske metoder for beregning av kapasitetsreduksjon ved delvis gjentetting. Sammenligningen viste at metodene beskriver den generelle trenden i kapasitetsreduksjon, men at de undervurderer den hydrauliske ytelsen til den åpne delen av innløpet, og dermed gir noe konservative estimater. Forskningsresultatene fra dette prosjektet omfatter også usikkerhetsestimater både for hydraulisk ytelse og tilhørende innløpsgeometri, i tillegg til vurderinger av modell- og skalaeffekter for et bredt spenn av rørkulvertinnløp. Resultatene danner et grunnlag for mer generelle metoder for dimensjonering rørkulverter, og det ble konkludert med at hovedmålene i prosjektet ble oppnådd. Samtidig viser resultatene at det fortsatt er ubesvarte spørsmål knyttet til kulverters hydrauliske ytelse. Videre arbeid kreves for å utvide kontrollflatemetodene til innløp som gir dårlig definert strømningsseparasjon, og for å beskrive usikkerhet og skalaeffekter for hydrauliske kulvertmodeller mer presist. Videre arbeid kreves også for å beskrive gjentettingseffekter for flere kombinasjoner av innløpsutforming og gjentettingsforhold, samt å kartlegge in-situ gjentettingsforhold. Alle artiklene som ble publisert gjennom dette prosjektet er åpent tilgjengelig, og avhandlingen er tilgjengelig gjennom NTNU Open.

https://www.ntnu.no/kalender/detaljer/-/ event/b8445cdc-6b7f-3d75-9811-2dfdbf7fd657

NYTT fra

Rapport frå arbeidet i CEN/TC164/WG9

–Kjemikalie til handsaming av drikkevatn

Av Karl-Jan Erstad, Rådgivande Agronomar AS Stockholm 2025-05-13_14

Introduksjon

Det 55. standardiseringsmøtet i arbeidsgruppa 9 (WG9) Vassverkskjemikalie fann stad i Stockholm hos Ozontech AB, lokalisert i Mellifiqkonsernet sitt hovudkvarter i den svenske hovudstaden, dagane 13.-14 mai 2025.

Arrangementet var sett opp som hybridmøte, likevel med heile 17 ekspertar fysiske til stades, mens det var inntil 15 deltakarar på webplattform. Totalt var 11 land representerte: Frankrike, Tyskland, Austerrike, Storbritannia, Nederland, Belgia, Spania, Portugal, Finland, Sverige og Noreg. AFNOR i Paris held sekretariatet, og Frankrike var som alltid i dette arbeidet sterkt til stades på alle nivå. Etter pandemien var det tyngre å få tyskarane med att, men desse var no tilbake med 4 ekspertar i møterommet, og 6 på elektronisk plattform. Dei nordiske landa, med Sverige som vertsland, stilte med 3 ekspertar åleine, og Noreg og Finland med 1 kvar. Storbritannia var også godt representert, frå både forvaltninga (DEFRA) og fleire frå industrien og næringsorganisasjonar.

Mr. Behrang Gilanpour var personleg vert for møtet, og saman med leiaren Dr. Xavier Darok (F) og sekretær Ms. Sara Alvarez (F) i WG9 ønska han velkommen til Stockholm.

Første møtedag var som vanleg særmøte i dei underliggande oppdragsgruppene TG9 på føre-

middagen, og sams møte mellom TG3, TG6 og TG11 på ettermiddagen, 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 og TG11. TG4, TG9 og TG12 er enno utan leiar, men TG9 funger likevel ganske godt med flat gruppestruktur i arbeidet.

Overordna status for WG9

Det er 16 aktive arbeidstema (prosjekt), 22 som har status som ventande arbeidstema. 2 er aktive under TG5 (kalkstandardar), eit produktområde som også er viktig for norsk industri og aktiv bruk i nesten heile vassverksbransjen.

Det vert nytt møte på høgste nivå TC164 3. juli 2025, organisert som hybridmøte hos DIN i Berlin.

Når det gjeld lagnaden for det normative Anneks B (tryggleiksråd ved bruk) i standardane, medførte høyringa i siste del av 2024 at dette annekset skal verte informativt for alle standardane på vassverkskjemikalie, og verte ein del av det informative Anneks A.

Al og Fe salt til flokkulering

8 standardar har no starta på ny revisjon, etter at nye data er tilgjengelege for nye grenseverdiar.

Den finske leiarskapen arbeider ganske effektivt, og passar på rette tidspunkt for vurdering av om systematisk 5 års-revisjon er påkravd for desse typisk vidt brukte flokkulerings- og fellingskjemikalia.

NaCl til innbyting og elektroklorering ved membranteknikk

Det er ingen aktive tema i augeblinken, men 2 standardar, EN 16370:2022 Natriumklorid for elektroklorinering på staden og 14805:2022 Natriumklorid for elektroklorinering på staden ved bruk av ikkje-membran-teknologi, kjem til revisjon i 2027.

Svovel, fosfor og ammoniumsambindingar EN 12122 Ammoniakk i løysing vart publisert mars 2025 etter systematisk revisjon.

Det er framleis ingen leiar for denne oppdragsgruppa, men WG9-sekretariatet åleine stod for gjennomføring av revisjonsarbeidet.

Kalkprodukt og CO2

Formell røysting var nyleg avslutta for prEN 1017 Halvbrent dolomitt. FprEN 936 Karbondioksid får utsett revisjon, og vert forlenga for nye 5 år.

prEN 1018 Kalsiumkarbonat og prEN 12485 Analysemetodar for kalkprodukt må vere klar til juli 2025, men det er ingen aktivitet frå den noverande leiaren.

Ekspertane i dette møtet vedtok at Dr. Karl-Jan Erstad (N) vart utnemnd til ny leiar for å sikre framdrift og kontinuitet i denne oppdragsgruppe 5.

TG5-møte på Teams vert 10. juni 2025, og dei 2 standardane som skal førebuast til Formell røysting, får eit par månaders utsetting.

Desinfeksjonsmiddel

Det er ei rekke standardar som vert aktiverte for revisjon, og ytterlegare fleire som verte utsette til seinare (forkasta for revisjon i augeblinken).

Det er føreslått ei ny arbeidsgruppe WG16 under CEN/TC164 for å inkludere og sørge for at klordioksid framstilt på staden vert lagt inn i arbeidsplanen og følgd opp.

For informasjon til WG9 og TC164: Artikkel 12 i den reviderte DWD (EU sitt drikkevassdirektiv) inkluderer nye kriterium for filtermediakjemikalie for alle nasjonale medlemmar for å sikre samsvar med BPR (Biocidproduktreguleringa EU 528/2012) og relevante standardar. Dette gjeld ionebyttarresin og membranfiltermedia.

Implementeringa går i ulikt tempo i dei ulike landa. Det kan vere ei løysing at andre land følger praksis og tilpassing i dei landa som har iverksett artikkel 12. Det er ikkje så heldig med 27 ulike og divergerande, nasjonale tilpassingar, som resultat av at EU-kommisjonen har opna for store nasjonale avvik. Artikkel 11 omhandlar ionebyttarresin.

Det europeiske miljødirektoratet ECHA sit også med mykje kompetanse til denne iverksettinga.

Det er vanskeleg for CEN å ta dette politisk opp med EU-kommisjonen; det ligg meir til rette for at nærings- og handelsorganisasjonar å ta opp denne type tema, som er politiske av karakter.

Det finst også ei EU-regulering frå 2004 som omhandlar ionebyttarresin i matindustrien, men ho kan ikkje utan vidare nyttast i produksjon av drikkevatn.

Skaldannings og korrosjonshindrarar

Den nye standarden for sitronsyre er det einaste aktive temaet under TG7. Standarden er i hovudsak ferdigskriven, men treng vurdering og tilbakemeldingar frå produsentar, og det gjenstår, som Mr. Chris Hayes (UK) vil prøve å få gjennomført i form av eit brev til desse med tilsvarfrist 30. juni.

Vi aktiverer no arbeidstemaet, og bringe det til CEN enquiry.

Nytt møte i ad hoc-gruppa vert tysdag 15. juli 2025, etter den nemnde høyringsrunda hos ei rekke produsentar av sitronsyre.

prEN 15039rev Antiskaldanning for membranar – Polykarboksylssyre og -salt og prEN 15040rev Antiskaldanning for membranar –Fosfonsyre og -salt vart nyleg lagt til sides – men

det møtte motstand frå Mr. Daniel Mahringer (DE). Dei vart aktivert på nytt under dette møtet. Mr. Baum (DE) vil trappe ned og trekke seg som leiar. Mr. Daniel Mahringer (DE) meldte seg som muleg ny leiar, og saksområdet er av spesiell interesse for UBA (Umweltbundesamt).

Mange kjemikalie som antiskaldanning kan vere ganske ureine, Ved samanfall av skal som er danna i distribusjonssystemet, vil det lett utgjere eit innbrot av forureiningar i drikkevassrøyra.

Forslaget fekk full tilslutnad.

Organiske hjelpemiddel til koagulering

Den franske leiaren Mrs. Delphine Vinot hadde på førehand kunngjort at alle standardane som er gjeldande, var publiserte for 2 år sidan.

Uorganiske støtte og filtermateriale

Det går føre seg eit stort revisjonsarbeid i denne oppdragsgruppa TG9.

Når det gjeld prEN 12909:2009 Antrasitt, vart det informert om at den siste antrasittgruva i Tyskland er stengt, og standarden var bygd omkring europeisk produksjon. I dag importerast det frå Søraust-Asia, og trong for kravspesifikasjonar vil vere minst like stor som tidlegare. I kap. 5.2 er det alternative krav om a) effektiv partikkelstorleik med uniformitetskoeffisient og minimumspartikkelstorleik med maksimalt avvik, og b) partikkelfordelingskurve og minimums- og maksimalpartikkelstorleik med maksimale avvik. Det kan også mellom kundane vere kombinasjonskrav frå a) og b).

Generelt er det eit problem i mange land at produktdatablad vert haldne skjulte frå industrien si side, berre tilgjengelege for kundar. Men dette må klarleggast gjennom dei enkelte lands eiga lovgiving, og det viktige er å kunne prove at eit produkt møter krava i gjeldande standard.

Oskeinnholdet i antrasitt må få auka grenseverdi frå 7% til 9%, ut frå kvalitet på dagens importerte varer.

Den kjemiske samansetnaden i tab. A.1 er informativ for typisk antrasitt, men krav om

kjemisk samansetnad er vidare eit forhold mellom leverandør og kunde.

Hardgrove Grindability Index (HGI) er gitt i NOTE 4 i A.2.2 for å oppgi mekanisk styrke for antrasitt.

Vedrørande prEN 12907:2009 Pyrolysert kol vil det verte same endringa i kap. 5.2 om partikkelfordelingskrav som for prEN 12909:2009.

Det vert endringar i kap. 5.3 for krav til bulkdensitet, med lågare minimumsverdi og høgare maksimumsverdi. Det kjem også inn som endringar i Vedlegg A.

Krav til sporelement har truleg frå 1996 ei viss praktisk tilpassing til realitet for naturlege varer, spesielt når det gjeld innhald i kolprodukt. 1/10-regelen (verste tilfelle-vurdering) har vorte modifisert til det som er praktisk muleg når det gjeld reinleiksgrad.

Råstoff er kol basert på lignitt, bituminøst kol eller petroleumskoks, oppgitt i Vedlegg A.

Etter fylling av nytt filtermateriale i vassverksfilter (seng eller behaldar) kan pH stige til 10, og det første tilbakevaskingsvatnet må nøytraliserast.

For prEN 12903:2009 Aktivert karbon i pulver form skal det påpeikast at EN ISO 787-11, som omfattar metodikk for måling av samanpakka volum og tettleik etter samanpakking, vert tatt vekk frå kap. 2 Normative referansar.

Kjemiske namn vert endra til aktivert karbon, med lågt og høgt skjelettkarbon.

Det vert endringar i kap. 5.3 for krav til bulkdensitet, med lågare minimumsverdi og høgare maksimumsverdi. Det kjem også inn som endringar i Vedlegg A.

Reinleikskriteria i kap. 6.2 er gitt ei meir generell form, med meir direkte spesifikasjonar mellom leverandør og kunde. I underkap. 6.2.2, tabell 1 vert kravet til sink berre gjort gjeldande dersom dei aktiverte karbonmateriala er produsert med ZnCl2.

Densitet for granulert aktivert karbon (EN 12915-serien) vert oppgitt på ei rekke måtar i denne industrien: openbart, tilbakevaska & drenert densitet, bulkdensitet pakka, og tappa densitet. Bulkdensitet pakka er den vanlege parameteren som vert nytta i denne standarden.

Kjemikalie for symjebasseng

EN 15074 Ozon (for symjebasseng spa) og EN 15077 Natriumhypokloritt (for symjebasseng spa) har vore på CEN enquiry, og etter handsaming av kommentarane vert dei sendte ut for FV (Formell røysting) før oktober 2025.

Diskusjonen gjekk om bruk av ozon også i spa, men ozoneringa må i alle tilfelle skje i lukka system før innpumping av vatn til spaet, fordi menneskeleg eksponering er helsefarleg. Men

Føremålet (Scope) var det semje om ikkje å endre umiddelbart, derimot ved seinare revisjonar, utløyst av andre årsaker.

Andre saker

EU-domstolen avgjorde i 2024 at alle standardar som er refererte til i lovgiving, må vere fritt

tilgjengelege for alle, utan betaling. Frikjøp må avklarast mellom dei nasjonale standardiseringsorganisasjon-ane og dei nasjonale styresmaktene, jfr. Artikkel 12 i DWD med sine implikasjonar. Dette må takast opp på eit politisk nivå. Det bør ikkje ende med at styresmakter og samfunn for øvrig sluttar med å bruker standardar som lovgrunnlag (harmoniserte standardar), for å spare pengar i budsjettsamanheng.

Neste møte

Neste møte i CEN/TC164/WG9 vert onsdag 20. mai 2026 i Storbritannia, med førehandsmøte i oppdragsgruppene TG9, TG3, TG6 og TG11 dagen i førevegen.

NYTT fra EUROPAKOMMISJONEN

Europeisk strategi for vannrobusthet lansert

Europakommisjonen, som er EUs utøvende organ og en av de viktigste institusjonene i Den europeiske union, lanserte den 4. juni den europeiske strategien for vannrobusthet (Water Resilience), som har som mål å beskytte og restaurere vannets kretsløp, sikre rent og rimelig vann for alle, og skape en bærekraftig, smart og konkurransedyktig vannøkonomi i Europa. Samtidig med strategien for vannrobusthet har Europakommisjonen publisert en anbefaling om veiledning om prinsippet ’effektiv vannbruk først’ (Water Efficiency First). Denne omfattende strategien vil støtte landenes arbeid med å forvalte vannet mer effektivt, både ved forsterket innsats for gjennomføring av gjeldende europeisk vannregelverk, og i form av mange tiltak. Landene, regionene og kommunene, men også innbyggerne og næringslivet, er sentrale aktører for vannrobusthet.

Vann er høyt på EUs agenda

Europakommisjonens President Ursula von der Leyen uttalte: «Vann er liv. Vannrobusthet er avgjørende for våre innbyggere, bønder, miljø og bedrifter. Kommisjonens strategi for vannrobusthet staker ut en kurs mot en bærekraftig, robusthet og smart og konkurransedyktig vannøkonomi. Vi må handle nå for å beskytte denne knappe ressursen.»

Vann er avgjørende for vår eksistens, men i dag kan vi ikke lenger ta vann for gitt. Europa har blitt rammet av ekstremvær, blant annet katastrofal flom, langvarig tørke og skogbranner. Med økende klimaendringer vil dette bare bli

verre. Ingen land eller regioner er skånet. Dette rammer innbyggere, bønder, miljøet og næringslivet, med konsekvenser for helse, energi-, mat- og drikkevannsforsyningen og økende økonomiske tap. Fem av de ti største globale risikoene for næringslivet er vannrelaterte.

Europas vannmiljø og vannressurser står overfor økende press på grunn av ikke-bærekraftig forvaltning, forurensning og økende etterspørsel fra industri, landbruk og byområder, og alt dette forsterkes av virkningene av klimaendringene.

I dag må vannrobusthet og bærekraftig vannforvaltning stå sentralt på agendaen for å styrke Europas sikkerhet i tråd med klimascenariene, og gjøre næringslivet vårt mer konkurransedyktig og innovativt, og Europa mer attraktivt for investeringer. Dette er også en mulighet for europeiske forskere og bedrifter som er godt posisjonert til å gå foran, siden de står for 40 % av patentene på vannteknologi i verden.

Tre hovedmål

Strategien inneholder tre hovedmål:

1. Beskytte og restaurere vannets naturlige kretsløp: fra fjell til fjord (Source to Sea), som bl.a. forutsetter effektiv gjennomføring av vanndirektivet og annet vannregelverk, økt naturbasert tilbakeholdelse (retensjon) av vann, og økt innsats mot forurensing i vann (inkludert sanering av PFAS).

2. Bygge opp en vannsmart økonomi: for å styrke konkurranseevnen, tiltrekke investeringer og fremme EUs vannindustri.

For å nå dette målet er det avgjørende med mer effektiv vannbruk og bærekraftig vannforvaltning, og derfor har Europakommisjonen også offentliggjort en anbefaling om minst 10 % mer effektivt vannbruk innen 2030 med veiledende prinsipper for å redusere vannforbruket.

3. Sikre rent og rimelig vann og sanitærforhold for alle: strategien understreker den viktige rollen planlegging, forbrukere og bedrifter spiller i arbeidet for å redusere vannforbruket hjemme og på arbeidsplassen. Strategien fremmer derfor utveksling av beste praksis for å øke bevisstheten i offentligheten og i ulike sektorer.

Tiltak for tilrettelegging

Strategien inneholder mange tiltak for å støtte landenes arbeid med å forvalte vannet mer effektivt og sikre tilgang til nok vann av god kvalitet for alle:

1. Bedre styring og gjennomføring: For å fremskynde gjennomføringen av EUs vannregelverk vil det bli organisert strukturerte dialoger med alle landene, og erfaringsutveksling mellom regionale og lokale vannmyndigheter for å fremme god praksis, og identifisere utfordringer og prioriteringer for håndheving. Vannsmart arealplanlegging blir også viktig.

2. Økte investeringer: Den europeiske investeringsbanken (EIB) vil lansere et nytt vannprogram og en rådgivningsordning for bærekraftig vannforvaltning i samarbeid med Kommisjonen, og stille over 15 milliarder euro i planlagt finansiering til rådighet i perioden 2025–2027. Private investeringer og et planlagt veikart for naturkreditter spiller også nøkkelroller for å styrke vannrobustheten.

3. Digitalisering: En handlingsplan for digitalisering i vannsektoren skal ta i bruk fordelene ved digitalisering, inkludert kunstig intelligens, i vannforvaltning og bærekraftig vannforvaltning.

4. Forbedret forskning og innovasjon: Investeringer i forskning og

innovasjon, industri og kompetanse vil også styrke vannsektorens konkurranseevne.

Europakommisjonen vil blant annet lansere en FoU-strategi for vannrobusthet og et europeisk vannakademi.

5. Bedre sikkerhet og beredskap: Europakommisjonen vil forbedre EUs systemer for tidlig varsling og overvåking av flom og tørke i sanntid, med sterkere koblinger mellom det europeiske, nasjonale og lokale nivået. Kritiskvann-infrastruktur må beskyttes.

Europakommisjonen vil begynne å gjennomføre tiltakene som er beskrevet i strategien, og overvåke fremdriften av anbefalingen om effektiv vannbruk. Fra desember 2025 vil Kommisjonen hvert annet år innkalle til et forum for vannrobusthet, som skal legge til rette for en inkluderende dialog med EUs interessenter for å fremme gjennomføringen av strategien.

I tillegg vil Kommisjonen i 2027 gjennomføre en midtveisgjennomgang av fremdriften i gjennomføringen av tiltakene i denne strategien.

Les mer om vannrobusthet på Europakommisjonens sider (på engelsk):

• Pressemelding: Commission launches strategy to enhance water security for people, economy and environment

• Nettsiden om strategien for vannrobusthet: Water resilience strategy

• Europeisk strategi for vannrobusthet: European Water Resilience Strategy

• Faktablad: Factsheet - Water Resilience Strategy

• Spørsmål og svar: Questions and answers – Water Resilience Strategy

• Anbefaling og prinsipper om ’effektiv vannbruk først’: Recommendation on Water Efficiency First: Guiding Principles

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

norconsult.no/vann

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

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

MFTlevererprodukterforregnvannshåndtering -frakildetilutslipp.Vitilbyrsmarte,driftssikre

ogdokumenterteløsningersomgirhydraulisk kontrollogredusererrisikoforoversvømmelser ogforurensning.Sortimentinkluderer standardiserteprodukterogskreddersydde løsninger.Viprodusererenstorandelavvåre produkteriNorge.Etomfattendelagerutvalgav ferdigeprodukterogkomponenterpåeget verkstedsørgerforrasklevering-selvav tilpassedeløsninger.Lesmerpå mft.no