Vedlegg til Intensjonskunngjøring vedrørende anskaffelse av smarte lyttesensorer på vannledningsnettet
Fil: 2016-Forurensingsanalyse-Farrisvannet.pdf
Vedlegg til anbudet Intensjonskunngjøring vedrørende anskaffelse av smarte lyttesensorer på vannledningsnettet fra Vestfold Vann IKS.
REPORT L. 7051-2016
Forurensningsanalyse
- Farrisvannet
Forside (dobbelklikk)
RAPPORT
Norsk institutt for vannforskning
Hovedkontor NIVA Region Sør NIVA Region Innlandet NIVA Region Vest
Gaustadalléen 21 [navn skjult] vei 3 Sandvikaveien 59 Thormøhlensgate 53 D
0349 Oslo 4879 Grimstad 2312 Ottestad 5006 Bergen
Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00
Telefax (47) 22 18 52 00 Telefax (47) 37 04 45 13 Telefax (47) 62 57 66 53 Telefax (47) 55 31 22 14
Internett: www.niva.no
Tittel Løpenr. (for bestilling) Dato
Forurensningsanalyse - Farrisvannet 7051-2016 22.08.2016
Prosjektnr. Undernr. Sider Pris
15259 148
Forfatter(e) Fagområde Distribusjon
Ingun Tryland, [navn skjult], Salar Valina, Birger Skjelbred, Torulv Drikkevann
Tjomsland, Magdalena Kempa, Yan Lin, [navn skjult], Therese
Geografisk område Trykket
Fosholt Moe.
Vestfold NIVA
Oppdragsgiver(e) Oppdragsreferanse
Vestfold Vann IKS J. nr. 1012/15
Sammendrag
Det er gjennomført en forurensningsanalyse av drikkevannskilden Farrisvannet med nedbørfelt. Hovedfokus har vært
på temaene hygienisk forurensning, generell forurensningsbelastning, tilstand med hensyn til eutrofiering og trender i
fargetall og TOC. Nåværende og mulige framtidige forurensningskilder er vurdert, og det er gitt innspill til framtidig
beskyttelsesregime.
Fire norske emneord Fire engelske emneord
1. Forurensningsanalyse 1. Pollution analysis
2. Drikkevannskilde 2. Drinking water source
3. Farrisvannet 3. Lake Farris
4. Vestfold Vann IKS 4. Vestfold Vann IKS
[navn skjult] Wolfgang Uhl
Prosjektleder Forskningsleder
ISBN 978-82-577-6786-0
NIVA Rapport ISSN 1894-7948
Forurensningsanalyse - Farrisvannet
NIVA 7051-2016
Forord
Drikkevannsforskriften pålegger vannverkseier et ansvar for å beskytte
råvannskildene. Forutsetningene for dagens beskyttelsesregime av
Farrisvannet og nedbørfeltet har utviklet seg over tid. Infrastruktur, vekst og
næringsutvikling, i tillegg til økt aktivitet i området, er annerledes i dag enn
tidligere. Det har dessuten vært store utbrudd av vannbåren sykdom i
Norden de siste årene, noe som har vært en påminnelse om at sikkerheten i
vannforsyningen må tas på alvor. For vannverkene i kommunene Larvik og
Porsgrunn, samt Vestfold Vann IKS, har det derfor vært viktig å få en
dokumentasjon på dagens og framtidig forurensningsfare for Farrisvannet,
noe som kan gi grunnlag for å etablere et tilstrekkelig godt
beskyttelsesregime.
En rekke NIVA-forskere har vært involvert i denne forurensningsanalysen.
Takk til alle medforfattere. Vi vil også takke [navn skjult] og [navn skjult] for
å ha gjennomført kvalitetskontroll av rapporten og Camilla HC. Hagman for
hjelp med å systematisere data. En spesiell takk går til pensjonist [navn skjult]
for inspirasjon og kunnskapsoverføring i forbindelse med tidligere arbeider.
Ansatte i kommunene Larvik, Porsgrunn og Siljan, og i Vestfold Vann IKS,
har sendt oss data og bidratt med bakgrunnsinformasjon. En stor takk også
til alle dere, med Tanja Breyholtz (Vestfold Vann IKS) i spissen, for godt
samarbeid.
Oslo, 22.08.2016
Ingun Tryland
NIVA 7051-2016
Innhold
Sammendrag 6
Summary 11
1. Bakgrunn 12
2. Farrisvannet og nedbørfeltet 14
3. Forurensningskilder og -regnskap for Farrisvann 17
3.1 Dagens forurensningskilder og andre faktorer 17
3.2 Framtidige forurensningskilder 21
3.3. Fosforregnskap 26
3.4 Trusselbildet i delfelt 28
3.5 Oppsummering 38
4. Økologisk tilstand 38
4.1 Planteplankton i Farris 38
4.2 Vannplanter i Farris 40
4.3 Begroingsalger i bekker 42
4.4 Oppsummering økologisk tilstand 44
5. Hygienisk tilstand 45
5.1 Fekale indikatorbakterier i råvann og overflatevann 45
5.2 Oppsummering hygienisk tilstand 47
6. Økt fargetall og TOC – trender, årsaker og prognoser 48
6.1 Bakgrunn 48
6.2 Trender 48
6.3 Sesongvariasjon i TOC og fargetall 50
6.4 Trendanalyse for TOC og farge 51
6.5 Drivere for TOC og fargeutvikling i Farrisvann 52
6.6 Endringer i nedbør og temperatur 54
6.7 Konklusjoner fra vurdering av overvåkningsdata fra Farrisvannet 55
6.8 Anbefalinger om videre studier 55
7. Modellering av forurensningsspredning i Farrisvannet 56
7.1 Modell og grunnlagsdata 56
7.2 Simulering av temperatur og spredning av E. coli 58
7.3 Oppsummering 62
8. Sårbarhetsanalyse 63
8.1. Hendelse med økte tilførsler av patogener: 63
8.2. Vurdering av risiko (sannsynlighet og konsekvens) for ulike
utslippshendelser knyttet til aktiviteter i nedbørfeltet 68
8.3 Oppsummering mikrobiologisk forurensning 73
8.4 Faren for kjemisk forurensning 73
8.5. Oppsummering kjemisk forurensning: 75
NIVA 7051-2016
9. Grunnlag for revisjon av dagens beskyttelsesregime 75
9.1 Innledning 75
9.2 Dagens beskyttelsesregime 76
9.3 Er det behov for nye beskyttelsesregler 78
Referanseliste 80
Vedlegg A: Tidsvariasjon i data fra Farrisovervåkingen 85
A.1 pH 85
A.2 Turbiditet 86
A.3 Planteplankton 87
A.4 Siktedyp 91
A.5 Total fosfor i overflatelagene 91
A.6 Total nitrogen i overflatelagene 93
A.7 Farge 94
A.8 Resultater fra dypvannet under sommerstagnasjonen 94
A.9 Tilløpselver og bekker 96
Vedlegg B: Kart over bekkefelt 101
Vedlegg C: Målt vannkvalitet i tilløpsbekkene/elvene 117
Vedlegg D: Begroingselementer og planteplankton 122
Vedlegg E: Mikrobiologisk forurensning - kunnskapsgrunnlag 125
E1. Hvilke smittestoffer er mest relevante for Farrisvannet? 125
E2. Kilder til E. coli og patogener 126
E.3. Hvor mye av den fekale forurensningsproduksjonen kommer frem
til Farrisvannet? 130
E.4. Fare for at sykdomsfremkallende mikroorganismer fra de ulike
kildene når råvannet til vannbehandlingsanleggene 131
E.5. Hvilken risiko er knyttet til ulike patogenkonsentrasjoner i råvannet?132
E.6. Referanser 135
Vedlegg F: Aktuelle scenarier 138
Vedlegg G: Scenario med momentant utslipp 145
Vedlegg H: Ordforklaringer 148
NIVA 7051-2016
Sammendrag
Farrisvannets nedbørfelt (491km2) strekker seg fra Skrimfjella i nord og ned til E18 og Larvik by.
Siljanelva er hovedinnløpet fra nord, mens Oklungselva kommer inn i Farrisvannet fra nordvest. Øvrige
tilløp til Farrisvannet er mindre bekker. Nedbørfeltet er lokalisert i hele 3 fylker og 5 kommuner.
Farrisvannet er en ganske stor innsjø med et overflateareal på 21,1 km2 og et volum på 740 mill m3.
Innsjøen er dermed langt større enn drikkevannskilder som Maridalsvannet (Oslo) og Rore (Grimstad og
Arendal).
Tre store vannverk benytter råvann fra Farrisvannet til drikkevannsproduksjon. Gopledal
vannbehandlingsanlegg eies av Larvik kommune og leverer vann til ca. 40 000 innbyggere. Valleråsen
vannbehandlingsanlegg eies av Porsgrunn kommune og leverer vann til ca. 35 000 innbyggere. Seierstad
vannbehandlingsanlegg eies av Vestfold Vann IKS, og vannet herfra forbrukes av ca. 160 000 innbyggere i
Vestfold, samt benyttes i industriell virksomhet og til jordvanning.
Det kan potensielt bli store vannbårne utbrudd med mange syke dersom det er smittestoffer i
drikkevannet fra så store vannverk. Sannsynligheten for at det skal skje må derfor være svært liten, og
risikoen reduseres ved at det er tilstrekkelig med hygieniske barrierer i vannkilde og
vannbehandlingsanlegg. Alle vannverkene har inntaket for råvann på dypt vann og kjemisk felling for
fargefjerning. Ved vannverkene i Larvik og Porsgrunn er det dessuten både klor og UV-behandling for
desinfeksjon, mens Vestfold Vann IKS foreløpig kun har klordosering med tilsetning av ammoniakk. Her
er det også besluttet å installere UV-behandling. Foreløpig er det derfor kun én barriere for parasitter i
vannbehandlingen ved anlegget til Vestfold Vann IKS. Ingen av vannbehandlingsanleggene er bygget for å
fjerne oppløste toksiner, lukt- og smaksstoffer eller miljøgifter. Det er et mål for vannverkene at denne
type vannbehandling skal unngås også i fremtiden, ved å beskytte vannkilden mot slik forurensning.
Det er svært viktig for regionen at Farrisvannet bevares som drikkevannskilde for fremtidige generasjoner
og ikke ødelegges av menneskelig aktivitet. Føre-var prinsippet må derfor veie tungt når det gjelder hva
som kan tillates etablert av nye aktiviteter i nedbørfeltet. For å beskytte Farrisvannet som drikkevannskilde
har Larvik kommune opprettet hele sin del av nedbørfeltet som hensynssone. Det vil si at alle tiltak skal
konsekvensutredes og at tiltak som vil forurense eller kan representere en fare for forurensning av
drikkevannskildene og deres nedbørfelt ikke tillates. Dette er også et generelt krav i
drikkevannsforskriften, som i paragraf 4 inneholder et generelt forbud mot forurensning av
vannforsyningssystem, dersom dette kan medføre fare for forurensning av drikkevannet. I forslaget til ny
Drikkevannsforskrift er det tatt inn en paragraf (§28) som tydeliggjør kommunens plikt til å ta
drikkevannshensyn i arealdelen av kommuneplanen, samt i andre relevante planer og eventuelle tillatelser
etter annet regelverk. Drikkevannsforskriftens paragraf 14 pålegger dessuten vannverkseier et særlig ansvar
for å beskytte råvannskildene.
Aktiviteter som allerede er etablert i nedbørfeltet, deriblant boliger og hytter, landbruksaktiviteter,
rekreasjonsaktiviteter og veier, kan være umulig eller vanskelig å fjerne når de først er etablert. Det kan da
være nødvendig å begrense mulige tilførsler av forurensning fra aktivitetene, slik at de ikke representerer
en fare for drikkevannskvaliteten. I nedbørfeltet til Farrisvannet er det i dag nærmere tusen boliger med
private avløpsløsninger (ca. 300 i Larvik kommune, ca. 80 i Porsgrunn kommune og ca. 400 i Siljan
kommune). Det er dessuten ca. 200 hytter i nedbørfeltet i Larvik kommune og betydelig flere hytter ellers i
nedbørfeltet. Drøyt 200 boliger i Larvik kommune i innsjøens nærområde er tilknyttet kommunalt
avløpsnett som ledes ut av nedbørfeltet via 3 pumpestasjoner. En avløpsledning fra Anvik til Farriseidet
fra 21 boliger ligger dessuten langs bunnen i Farrisvannet. Oklungen renseanlegg (ca. 70 pe tilknyttet) har
utslipp til Oklungvannet, med en ikke alt for lang transportvei før vannet renner ut i Farrisvannet nær
inntaket til Porsgrunn vannverk. Lenger unna i Siljan kommune ligger Siljan avløpsrenseanlegg (2000 pe)
og Gonsholt renseanlegg (130 pe) med utslipp til Siljanvassdraget, men der vannet har en betydelig
6
NIVA 7051-2016
transportvei via to innsjøer på sin vei til Farrisvannet. I Siljan kommune er det dessuten et betydelig antall
landbruksdyr, i størrelsesorden et par tusen totalt av storfe, gris, sau, geit og hest. Husdyrholdet i
Farrisvannets nærområde er vesentlig redusert de senere årene. Det er nå totalt ca. 200 storfe, gris, sau,
geit og hest i Larvik kommunes del av nedbørfeltet og et 10-talls i Porsgrunn kommune. Det er også en
betydelig rekreasjonsaktivitet i Farrisvannets nedbørfelt. På gode badedager kan det være flere hundre
badende og det er registrert nærmere 700 fritidsbåter.
Selv om det er en del forurensende aktiviteter knyttet til avløp, landbruk og rekreasjon i nedbørfeltet, så er
også fortynningen i Farrisvannet stor. En vurdering av forurensende aktiviteter, som også inkluderer
forurensningsregnskap med hensyn på total fosfor, viser at forurensningssituasjonen i Farrisvannet er
forholdsvis god med hensyn på fare for eutrofiering. Konsentrasjonen av total fosfor i Farrisvannet ligger
nå på ca. 8,0 µg/l (gjennomsnitt målt siste 6 år). De siste årene har det sannsynligvis vært en nedgang i
tilførselen av lett tilgjengelig fosfor fra kloakk på grunn av utbedringer, mens det har vært en økning i
mengden organisk bundet fosfor fra naturlige kilder, som har sammenheng med økningen i TOC. En slik
økning vil neppe forårsake økning i algemengde fordi organisk bundet fosfor i liten grad er tilgjengelig for
algevekst. De svært lave klorofyllverdiene som måles i Farrisvannet (om lag 2-3 µg/L) bekrefter at det er
god økologisk tilstand og lite tilgjengelig fosfor i innsjøen. En indikasjon på et algesamfunn som er
tilpasset en noe høyere P-konsentrasjon er registrert, men datagrunnlaget er for lite til at vi vil legge vekt
på dette. Det har forekommet oppblomstring av cyanobakterier i Farrisvannet tidligere, men analyser av
blandprøver har vist at dette er lokale opphopinger. For å ha god margin mot uønsket algevekst bør ikke
gjennomsnittsverdien av totalfosfor i Farrisvannet overstige 9 µg/l. Det må av denne grunn ikke legges til
rette for aktiviteter som kan gi økt fosfortilførsel. Situasjonen i årene framover bør følges med tilstrekkelig
regelmessige målinger av fosfor, klorofyll og algesammensetning.
Prøvetaking i tilførselsbekkene til Farrisvann viser at noen av de små kan inneholde betydelige
konsentrasjoner av tarmbakterier (opptil 103 E. coli/100 ml) og at noen av bekkene har moderat eller dårlig
økologisk tilstand. Men disse bekkene er små, og i forhold til det store vannvolumet og fortynningen i
Farrisvannet så er tilførslene forholdsvis beskjedne. Totalt sett tilføres det mest E. coli fra Siljanelva.
Simuleringer som er gjort ved bruk av den numeriske strøm- og spredningsmodellen GEMSS indikerer at
tilførslene av E. coli via Siljanelva og Oklungselva kan påvirke vanninntaket til Porsgrunn vannverk med
lave, men målbare konsentrasjoner av E. coli (>1 E. coli/100 ml). Både vannanalyser og modellering av
spredning av E. coli fra tilførselsbekkene viser lav forekomst av E. coli ved inntakene til Larvik vannverk og
Seierstad vannverk, normalt under deteksjonsgrensen. Modelleringen indikerer at lokale tilførsler kan
forklare sporadisk forekomst av E. coli ved vanninntakene.
Spredningsmodelleringen illustrerer at i en såpass stor vannkilde som Farrisvann, skal det store utslipp til
før det blir målbare konsentrasjoner av E. coli ved vanninntakene. Dersom all kloakken fra et hus slippes
urenset rett ut i Farrisvannet, vil dette sannsynligvis ikke gi målbare konsentrasjoner av E. coli ved
vanninntakene. Dersom det var en diare-syk person i huset som skilte ut store mengder langtlevende
patogener (f.eks parasittene Giardia og Cryptosporidium), ville dette likevel kunne gi konsentrasjoner ved
vanninntakene som krever aktive barrierer i vannbehandlingen. Selv fra private og kommunale
avløpsanlegg som driftes godt etter gjeldende lover og forskrifter, vil det være noe utslipp av patogener, og
svikt som fører til større utslipp av avløpsvann vil kunne forekomme. Det er derfor viktig å ha flere aktive
barrierer i vannbehandlingen på vannverkene og god kontroll på vannbehandlingsprosessene. Det
illustrerer også at uttak av drikkevann på dypet i en stor innsjø ikke nødvendigvis representerer en god
nok hygienisk barriere for parasitter.
For å beskytte vanninntaket til Vestfold Vann IKS, er det i dag klausuleringsbestemmelser for nærområdet
rundt vanninntaket, og for Damgården. Spredningsmodelleringen illustrerte tydelig hvordan forurensning
fra tilførselspunkter nær vanninntakene kan påvirke vanninntakene mere enn en tilsvarende tilførsel fra
punkter lenger unna. Dette gjelder spesielt for E. coli og patogener med kort overlevelse. For å unngå
forurensning av drikkevannsinntakene vil man derfor ha størst utbytte av restriksjoner og forurensnings-
begrensende tiltak i nærområdene.
7
NIVA 7051-2016
Generelt er det mindre smittefare forbundet med avføring fra dyr enn fra mennesker, men enkelte dyr,
som kalver av storfe, representerer en større smittefare enn andre dyr. Både landbruksdyr og ville dyr og
fugler er sannsynligvis viktige bidragsytere til fekale indikatorbakterier som påvises i tilløpsbekker og
sporadisk i innsjøen. Det er gjennomført en vurdering og rangering av hvilke forurensnings-
kilder/aktiviteter i Farrisvannets nedbørfelt som vi mener utgjør størst risiko for å forårsake drikkevanns-
bårne utbrudd. Dårlig fungerende avløpsanlegg i spredt bebyggelse vurderes å utgjøre størst risiko.
Det er i dag lite industrivirksomhet i nedbørfeltet til Farrisvann. Analyse av råvann og rentvann på
Seierstad vannbehandlingsanlegg viser da heller ingen overskridelser av grenseverdiene for fysiske og
kjemiske parametere i drikkevannsforskriften. Farrisvannet ligger derimot utsatt til med vei og jernbane
langs vannkilden og kan derfor potensielt være utsatt for uhell med godstog som sporer av eller for
tankbilvelt. Dersom det blir nytt mottak for spesialavfall i Brevik, kan det bli økt transport av farlig avfall
forbi Farrisvannet. Våre beregninger viser at vanninntakene til Larvik vannverk og Vestfold Vann IKS
ligger såpass dypt og langt fra land og aktuelle tilførselskilder at de er godt beskyttet mot de fleste
kjemikalieutslipp. Vannkilden kan, gjennom fortynnings- og nedbrytningseffekter, utgjøre en barriere for
miljøgifter, men det trengs en barriere til. Denne kan man, i henhold til veilederen til
drikkevannsforskriften, oppnå gjennom forbud mot forurensende aktiviteter i tilsigsområde/kilde.
Økningen i fargetall og TOC-konsentrasjon er et regionalt fenomen, som er godt dokumentert i Nord-
Europa og i nordøstre deler av USA. Vi har vist at de samme trendene i høyeste grad gjør seg gjeldende
også i Farrisvannet. Endringen kan knyttes til reduksjonen i sur nedbør og sammenfaller med reduksjonen
i konsentrasjonene av sulfat og nitrat i innsjøen. I årene framover forventes kun mindre reduksjoner i
sulfat, mens situasjonen for nitrat er mer usikker. Effekten av disse endringene på surheten og ionestyrken
i jordvannet vil trolig være minimale, men forsuring vil fortsatt være en driver for utviklingen i TOC og
fargetall. Ytterligere temperaturøkning og eventuelt økt nedbør som del av klimaendringene kan spille en
forholdsvis større rolle i framtida. Effektene av dette er uklare, også fordi de hittil kan ha vært maskert av
den klare reduksjonen i sur nedbør og den påvirkningen dette har hatt. Endringer i arealbruk kan også ha
betydning. En fortsatt, men trolig mindre, økning i disse parameterne må forventes. Økningen i TOC har
vært på i gjennomsnitt 0,07 mg TOC/L/år siden 1980-tallet og økningen i farge på i gjennomsnitt 0,64 mg
Pt/L/år. Disse tallene inkluderer den første delen av perioden da økningen var lite markert. Innenfor de
neste 10 årene kan man få en lignende, men sannsynligvis ikke høyere, økning. Endringer i farge og TOC
skjer nærmest utelukkende pga. naturlige prosesser og koplingen disse har til klimatiske forhold og til
endringer i langtransportert forurenset luft og nedbør (forsuring). Det er dermed vanskelig å påvirke
endringer i råvannets farge og TOC med tiltak i kilde og nedbørfelt. Denne økningen må derfor håndteres
på vannbehandlingsanleggene.
Basert på forurensningsanalysen har vi nedenfor oppsummert noen innspill til fremtidig
beskyttelsesregime for Farrisvann og nedbørfeltet, som også angir kort hvorfor denne strategien/tiltaket
foreslås og hvilke vannkvalitetsparametere de kan være til hjelp for (hygienisk, kjemisk, eutrofiering,
farge/TOC):
1. Vestfold Vann IKS bør sette inn en ekstra barriere for parasitter i vannbehandlingsanlegget. Den allerede vedtatte
oppgraderingen med UV-behandling representerer en slik barriere.
Hvorfor: Selv om avløpsanlegg i nedbørfeltet driftes godt etter gjeldende lover og regler kan det være noe
utslipp av patogener fra anleggene, og det kan oppstå svikt.
Parameter: Hygienisk vannkvalitet
2. Dagens klausuleringsbestemmelser for inntaket til Vestfold Vann IKS ved Ono og restriksjoner for Damgården bør
fortsatt håndheves selv om vannbehandlingsanlegget på Seierstad (Vestfold Vann IKS) oppgraderes med UV-behandling.
Hvorfor: Vannverket forsyner opptil 160 000 personer så sannsynligheten for forurenset drikkevann må
være svært lav. Ved å ha flere barrierer er man mindre sårbar hvis en av barrierene svikter, og restriksjoner
på aktiviteter i nærområdet er mer effektive enn tilsvarende restriksjoner på aktiviteter lenger unna.
Parameter: Hygienisk vannkvalitet og kjemisk vannkvalitet.
8
NIVA 7051-2016
3. Økt fokus på faren for utslipp av patogener fra avløpsanlegg i nedbørfeltet:
a) Vi anbefaler å være restriktive og unngå nye boligfelt i innsjøens nærområde
b) Det synes å være behov for økt tilsyn med og oppgradering av enkelte private avløpsanlegg fra hus og
hytter i nedbørfeltet
c) Kommunene bør kunne fremlegge årlige rapporter på at avløp i spredt bebyggelse fungerer som det
skal/i henhold til tillatelser.
c) Det bør også kunne fremlegges årlige rapporter på at kommunale renseanlegg som benytter Siljan-
Farrisvassdraget som resipient fungerer som de skal og i henhold til utslippstillatelse. Utslippstillatelsen
må være av så ny dato at den er i tråd med gjeldende krav.
d) Kommunene må umiddelbart varsle vannverkene ved svikt og/eller overløp (av betydning) ved
kommunale renseanlegg, pumpestasjoner og avløpsledninger.
Hvorfor: Klimaendringer og økt reisevirksomhet og migrasjon kan føre til økt utbredelse av smittestoffer
(inkludert «nye» smittestoffer) i nedbørfeltet. Dette øker viktigheten av å ha fokus på å begrense
forurensning fra avløpssystemene i nedbørfeltet.
Parameter: Hygienisk vannkvalitet og eutrofiering (spesielt økologisk tilstand i lokale bekker)
4. Minimere utslipp av patogener og søppel fra båtbruk, bading og annet friluftsliv:
a) Redusere aktiviteten i Farrisvannet ved å legge til rette for at folk har båter, bader og utøver friluftsliv på
andre egnede lokaliteter i distriktet
b) Håndheve forbud mot husbåter på Farrisvannet og forby all form for dumping av fekalt avfall fra båter.
Vurdere hvorvidt utplassering av toaletter vil redusere forurensningsfaren ved båtbruk. En lokal forskrift
for å begrense noe av båttrafikken kan vurderes.
c) Ikke legge til rette for ytterligere friluftsliv. Informasjonen om slike grep og generelt om hvordan man
kan redusere smittefaren forbundet med friluftsliv bør være god og lett tilgjengelig for publikum.
d) Følge med på omfanget av friluftsliv i området (Farristilsynet). Dersom det er mye overnatting kan
forbud mot å sette opp telt vurderes.
e) Bading bør kunne tillates, men tilrettelegging for bading bør ikke skje. Informasjon om fare for
smittespredning bør settes opp ved mye brukte badeplasser.
Hvorfor: Avføring fra mennesker kan ha et stort smittepotensial.
Parameter: Hygienisk vannkvalitet.
5. Ikke tillate økt fosforbelastning.
Hvorfor: Økt fosforbelastning kan gi uønsket økning i algevekst og dermed redusere vannkvaliteten.
Parameter: Vannkvalitetsparametere og eutrofiering.
6. Ha god oversikt og kontroll over landbruksaktiviteter i nedbørfeltet:
a) Ha kontroll på omfanget av landbruksaktiviteter i nedbørfeltet. Dagens omfang synes akseptabelt, med
det bør ikke øke, spesielt ikke i Farrisvannets nærområde.
b) Eksisterende praksis for beite og områder med beitearealer bør gjennomgås med hensyn på fare for
avrenning til Farrisvann.
c) For dyr med høyt smittepotensial, som kalver av storfe, er det spesielt viktig å unngå at avføring tilføres
vannkilden.
c) For større gårder med mulig avrenning av fekal forurensning til Farrisvannet, kan det være aktuelt å
undersøke om det er smitte i besetningen
Hvorfor: Totale tilførsler av fosfor til Farrisvannet bør ikke øke. Avrenning fra landbruk kan føre til dårlig
økologisk tilstand og mye tarmbakterier i lokale bekker. Selv om dyreavføring generelt vurderes som
mindre smittefarlig enn menneskelig avføring kan også dyreavføring inneholde humanpatogener og
smittepotensialet kan muligens forverres i fremtiden.
Parameter: Hygienisk og kjemisk vannkvalitet, eutrofiering (spesielt økologisk tilstand i lokale bekker)
7. Regelmessig overvåking av vannkvaliteten i råvann, Farrisvannet og tilløpsbekker
a) Dagens prøvetaking i forbindelse med Farrisovervåkingen og prøvene som tas av råvannet på
vannbehandlingsanleggene gir et godt bilde av utviklingen i vannkvalitet i Farrisvannet. Det er viktig at
denne overvåkingen forsetter.
9
NIVA 7051-2016
b) For å ha god margin mot uønsket algevekst bør ikke gjennomsnittsverdien av totalfosfor i Farrisvannet
overstige 9 µg /l og situasjonen må følges i årene framover med tilstrekkelig regelmessige målinger av
fosfor, klorofyll og algesammensetning
Hvorfor: Informasjon om vannkvaliteten og eventuelt endringer i den er sentralt for å fastsette
nødvendige beskyttelsestiltak i nedbørfelt og i vannbehandlingen.
Parameter: Alle
8. Økningen i fargetall og TOC må håndteres i vannbehandlingen:
Hvorfor: Det er vanskelig å påvirke endringer i råvannets farge og TOC med tiltak i kilde og nedbørfelt.
Vannverkene må være forberedt på å håndtere både en generell økning i fargetall/TOC og en antatt større
variasjon, både innenfor enkelt-år og fra år til år.
9. Fokus på føre-var prinsippet og svært lav akseptabel risiko når det gjelder nye virksomheter:
a) Vi mener generelt at man bør være svært restriktive med hva som tillates av industrivirksomhet i
nedbørfeltet til drikkevannskilder
b) Hvis Klova industriområde åpnes, anbefaler vi at virksomheter som potensielt (i ordinær drift eller ved
uhell) kan forårsake kjemisk forurensning av betydning ikke tillates etablert.
c) Økt menneskelig aktivitet i nedbørfeltet (spesielt innsjøens nærområde), som igjen vil kreve flere
avløpssystemer og mulighet for lekkasje av fekal forurensning, er heller ikke ønskelig.
Hvorfor: Det planlegges for tiden ingen ytterligere fjerning av kjemisk forurensning på
vannbehandlingsanleggene. For å sikre 2 barrierer bør man derfor unngå etablering av ny, forurensende
industrivirksomhet i nedbørfeltet.
Parameter: Alle
10
NIVA 7051-2016
Summary
Title: Pollution analysis – Lake Farrisvannet
Year: 2016
Author: Ingun Tryland, [navn skjult], Salar Valina, Birger Skjelbred, Torulv Tjomsland, Magdalena Kempa,
Yan Lin, [navn skjult], [navn skjult]
Source: Norwegian Institute for Water Research, ISBN No.: 978-82-577-6786-0
A pollution analysis of the drinking water source Lake Farrisvannet with catchment area was conducted,
as a basis for assessing the future protection regime. The main focus was on the topics hygienic pollution,
general pollution, condition with regard to eutrophication and trends in color and TOC. Current and
possible future pollution sources were considered and advices about the future protection regime were
given:
- Quantitative microbial risk assessment, which included modeling of the transport of pathogens in the
drinking water source, showed that the extraction of drinking water at deep water in Farrisvannet does not
represent an adequate hygienic barrier for pathogens with high persistence in water, and that Vestfold
Water IKS needs to establish an additional barrier for parasites at the water treatment plant. UV treatment
represents such a barrier.
- 800 houses and several cottages in the catchment area are connected to private on-site wastewater
treatment systems. It seems to be a need for increased control (and upgrading) of several of the systems.
There are also 3 municipal biological-chemical wastewater treatment systems (totally about 2200 PE) that
discharges to tributaries to Lake Farrisvannet, but with a certain transport way via small lakes before the
water reaches Lake Farrisvannet. Close to the lake there are about 200 houses connected to the municipal
sewerage system with sewage pumped out of the catchment area via 3 pump stations. The sewage pipe
from 21 houses is located in the lake itself. The performance of the municipal sewage systems should be
monitored carefully to avoid discharges of pathogens. We recommend being restrictive and avoid new
housing estates in the areas near the lake. We also recommend enforcing bans on houseboats on Farris
and prohibit all forms of dumping of fecal waste from boats. Bathing should be permitted, but facilitating
for swimming and other recreational activities in the lake should be avoided.
-The extent of animal husbandry in the area near the lake is decreasing, with currently about 200 cattle,
sheep, pigs and horses. Further afield there are about 2000 such animals. The situation regarding animal
husbandry should be followed, and an increase in animal husbandry should be avoided, in particular near
the lake. An evaluation of current practices for avoiding direct runoff from grazing land may be useful.
- We generally recommend being very restrictive in what is permitted of industrial activities in the
catchment area of drinking water sources.
- There is no significant change in the concentration of phosphorus in Lake Farrisvannet in recent
decades, and the chlorophyll concentrations are very low and unchanged. The loads of phosphorus,
however, should not be increased to ensure a good margin against unwanted algae growth. We
recommend following the situation in the coming years with sufficient regular measurements of
phosphorus, chlorophyll and algal composition.
- Color and TOC (Total Organic Carbon) has increased substantially since the 1980s, which is in
agreement with the regional trend. The increase is attributed to reduced acid rain. Further monitoring with
sufficient frequency is important to determine the size of the trend and the variation. Waterworks must be
prepared to handle both an overall increase in color/TOC and an assumed greater variation.
11
NIVA 7051-2016
1. Bakgrunn
Mer enn 90 % av Norges befolkning forsynes med drikkevann fra overflatevannkilder. I flere andre land i
Europa benyttes grunnvann i langt større grad som drikkevannskilde. Mens grunnvann til en viss grad er
beskyttet mot uønsket påvirkning og forringelse, er overflatevann generelt mer utsatt for forurensning og
påvirkning fra eget nedbørfelt, og mer utsatt for temperaturendringer, kraftig nedbør, flom og ras og av
langtransportert luftforurensning.
I henhold til drikkevannsforskriften skal drikkevannet når det leveres forbruker være hygienisk
betryggende og oppfylle kvalitetskravene i forskriften (HOD, 2001). Paragraf 4 i drikkevannsforskriften
inneholder et generelt forbud mot forurensning av vannforsyningssystem dersom dette kan medføre fare
for forurensning av drikkevannet. I veilederen til drikkevannsforskriften (Mattilsynet, 2011) utdypes dette
til også å gjelde akkumulert forurensning, dvs. forurensning fra flere forurensningskilder som samlet sett
kan medføre fare for forurensning av drikkevannet, selv om ikke forurensning fra hver enkelt gjør det.
Dette forbudet håndheves av det offentlige og retter seg mot enhver, blant andre «grunneiere i
vanntilsigsområdet, bruksrettshavere, tomtefestere, ansvarlige for, eller de som utøver, virksomheter, samt allmennheten for
øvrig». Paragraf 4 annet ledd gir det lokale Mattilsynet hjemmel til å fatte enkeltvedtak for å stoppe eller
begrense en eksisterende aktivitet, eller forby etablering av en aktivitet for å skjerme
vannforsyningssystemet mot forurensning. Videre gis det sentrale Mattilsynet hjemmel til å fastsette
forskrifter for å forby eller sette vilkår for aktiviteter som forurenser eller kan medføre forurensning av
drikkevann. I forslag til ny drikkevannsforskrift (HOD, 2016), er annet ledd i paragrafen fjernet. Dette er
gjort for ytterligere å fremheve at forbudet i §4 er et selvstendig virkene forbud. Denne endringen påvirker
ikke Mattilsynets generelle tilsyns- og vedtaksmyndighet etter matloven §23 første ledd. Det følger av
denne bestemmelsen at Mattilsynet alltid kan fatte nødvendige vedtak for å håndheve bestemmelser gitt
med hjemmel i matloven. Drikkevannsforskriften pålegger vannverkseier et særlig ansvar for å beskytte
råvannskildene jfr. Drikkevannsforskriftens §14. «Eier av vannforsyningssystem skal påse at det planlegges og
gjennomføres nødvendig beskyttelse av vannkilden(e) for å forhindre fare for forurensning av drikkevannet, og om nødvendig
erverve rettigheter for å opprettholde slik beskyttelse». Vannbehandlingen skal dessuten være tilpasset den aktuelle
råvannskvaliteten og forholdene i tilsigsområdet.
For å sikre hygienisk betryggende drikkevann skal vannverkseier gjennom valg av vannkilde(r), beskyttelse
av denne (disse) og etablering av vannbehandling sørge for at det til sammen finnes minimum 2 hygieniske
barrierer i vannforsyningssystemet. En av disse skal sørge for at drikkevannet blir desinfisert eller
behandlet på annen måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. Avhengig av blant annet
vannkildens størrelse, plassering av vanninntak og begrensninger på forurensende aktiviteter i
nedbørfeltet, vil vannkilden og nedbørfeltet kunne fungere som en hel eller en delvis hygienisk barriere for
ulike forurensninger. I forslaget til ny Drikkevannsforskrift er kravet om minimum to hygieniske barrierer
erstattet med et «tilstrekkelig antall hygieniske barrierer».
Farekartlegging og farehåndtering har fått en egen paragraf (§9) i forslaget til ny drikkevannsforskrift der
vannverkseier pålegges å «identifisere alle farer og årsaker til farer som må forebygges, fjernes eller reduseres til et
akseptabelt nivå for å sikre levering av tilstrekkelige mengder helsemessig trygt drikkevann som er egnet til bruk» og
dessuten «sikre at tiltak som forebygger, fjerner eller reduserer farene til et akseptabelt nivå, identifiseres og gjennomføres». I
forslaget til ny Drikkevannsforskrift er det også tatt inn en egen paragraf om kommunens plikter (§28)
som blant annet tydeliggjør kommunens plikt til å ta drikkevannshensyn når den utarbeider arealdelen av
kommuneplanen samt ved andre relevante planer og eventuelle tillatelser etter annet regelverk (HOD,
2016).
Vannbehandlingsanlegg bygges for å vare i flere tiår og ved planlegging av fremtidig vannbehandling må
vannverkseiere ta høyde for mulige endringer i råvannskvaliteten. Et viktig prinsipp i norsk vannforsyning
er at man skal forsøke å beskytte vannkildene så godt som mulig, heller enn å innføre omfattende
vannbehandling. Selv om mange vannverk i Norge er oppgradert de senere årene, med fargefjerning og
12
NIVA 7051-2016
flere barrierer for smittestoffer, er viktigheten av beskyttelse av drikkevannskildene fremdeles et sentralt
prinsipp både nasjonalt og internasjonalt. Dette skyldes ikke minst at vannbehandlingsprosesser kan svikte
og at enkelte vannbehandling-/desinfeksjonsmetoder ikke er aktive mot alle smittestoffer. Parasittene
Giardia og Cryptosporidium er resistente mot klor og noen adenovirus tåler UV-bestråling godt. Få norske
vannbehandlingsanlegg er dessuten bygget for å fjerne kjemisk forurensning, inkludert algetoksiner.
Tre store vannverk benytter råvann fra Farrisvannet til drikkevannsproduksjon. Gopledal
vannbehandlingsanlegg eies av Larvik kommune og leverer vann til ca. 40 000 innbyggere. Prosessen
består av kjemisk felling, klordosering og UV-behandling. Karbonatisering skjer i marmorfiltre. Valleråsen
vannbehandlingsanlegg eies av Porsgrunn kommune og leverer vann til ca. 35 000 innbyggere. Prosessen
består av kjemisk felling, klordosering og UV-behandling. Seierstad vannbehandlingsanlegg eies av
Vestfold Vann IKS. Vestfold Vann IKS leverer ca. 24 mill. m3 drikkevann pr år til 10 kommuner i
Vestfold. Vannet forbrukes av ca. 160 000 innbyggere i Vestfold, samt benyttes i industriell virksomhet og
til jordvanning. Vannbehandlingen på Seierstad består av kjemisk felling og klordosering med tilsetning av
ammoniakk. Mikronisert marmor tilsettes for karbonatisering.
Ingen av disse vannbehandlingsanleggene er derfor bygget for å fjerne oppløste toksiner og lukt- og
smaksstoffer (algeprodusert eller fra industri). Det er et mål at denne type vannbehandling skal unngås
også i fremtiden, ved å beskytte vannkilden mot slik forurensning. På Seierstad vannbehandlingsanlegg er
det kun én barriere for parasitter, men det er besluttet å innføre UV-behandling i løpet av noen år.
Det har vært en kraftig økning i konsentrasjonen av total organisk karbon (TOC) og farge i Farrisvannet
de siste tiårene. Dersom økningen forsetter i betydelig grad, kan vannbehandlingsanleggene få
kapasitetsproblemer, slik at de etter hvert vil måtte oppgraderes.
En rekke forhold vil kunne påvirke vannkvaliteten i norske drikkevannskilder, inkludert Farrisvannet, i
årene fremover, deriblant klimaendringer, vekst i folketall, endret arealbruk og urbanisering, industri- og
landbruksaktiviteter i nedbørfeltet, utbredelse av smittestoffer mm. Generelt forventes det at
gjennomsnittstemperaturen vil øke og at det vil bli økt frekvens av kraftig nedbør (Hanssen-Bauer, 2009).
Flere studier har vist at kraftig nedbør øker risikoen for at større mengder smittestoffer vaskes ut i
overflatevannkilder (Tryland et al., 2011). Det har dessuten vært store utbrudd av vannbåren sykdom i
Norden de siste årene, noe som har vært en påminnelse om at sikkerheten i vannforsyningen må tas på
alvor. Eksempler er utbruddet forårsaket av parasitten Giardia i Bergen høsten 2004, der 4000-5000
personer ble syke etter å ha drukket vann fra Svartediket, som den gang kun var behandlet med sil og klor.
Svartediktet er en langt mindre vannkilde enn Farrisvannet, men høsten 2010 ble 27.000 mennesker syke
av parasitten Cryptosporidium i Østersund i Sverige (Widerström mfl., 2014). Vannkilden var Storsjön. Den
er større enn Farrisvannet. Inntaket var 350 meter fra land, på 38 meters dyp. På vannbehandlingsanlegget
var det installert både klorering, ozonering og hurtigfiltrering, men denne parasitten er resistent overfor
både klor og lave konsentrasjoner av ozon.
For å beskytte Farrisvannet som drikkevannskilde har Larvik kommune opprettet hele sin del av
nedbørfeltet som hensynssone, jfr. Plan og bygningsloven §11-8a. Det vil si at alle tiltak skal
konsekvensutredes, og tiltak som vil forurense eller kan representere en fare for forurensning av
drikkevannskildene og deres nedbørfelt er ikke tillatt. På tross av dette har kommunen flere ganger, sist i
arealplanen for 2015-2017, fremmet forslag om å innlemme Klova industriområde i arealdelen av
kommuneplanen. Og flere ganger er forslaget trukket tilbake. Området ligger dels i Farrisvannets
nedbørfelt, dels i Hallevannets nedbørfelt. Hallevannet er reservedrikkevannskilde for Larvik.
Høringsuttalelser viser at Mattilsynet og Vestfold Vann IKS har kommet med vesentlige innsigelser mot
innregulering av dette industriområdet i kommunens arealplan.
Forutsetningene for dagens beskyttelsesregime av Farrisvannet og nedbørfeltet har utviklet seg over tid.
Infrastruktur, vekst og næringsutvikling, i tillegg til økt aktivitet i området, er annerledes i dag enn
tidligere. Kravene til samfunnssikkerhet er generelt blitt strengere. For vannverkene i kommunene Larvik
og Porsgrunn, samt Vestfold Vann IKS, har det derfor vært viktig å få en faglig basert dokumentasjon på
13
NIVA 7051-2016
dagens og framtidig forurensningsfare for Farrisvannet, og på det grunnlag eventuelt revidere
beskyttelsesregimet.
I denne rapporten har vi foretatt en forurensingsanalyse av Farrisvannet som drikkevannskilde. Vi har
forsøkt å kartlegge i hvilken grad dagens og framtidige aktiviteter i nedbørfeltet kan føre til forurensning,
og hvordan dette kan påvirke vannkvaliteten i Farrisvannet og råvannsinntakene til vannverkene. I
arbeidet har vi hatt hovedfokus på hygienisk forurensning (smittestoffer), fargeutvikling,
eutrofieringssituasjonen og utslipp av kjemikalier/miljøgifter. Vi har modellert og vurdert risiko knyttet til
kontinuerlige utslipp og til scenarier med episodisk ugunstige forhold og akutte utslipp. Basert på dette har
vi kommet med forslag til endringer i beskyttelsesregimet for drikkevannskilden.
2. Farrisvannet og nedbørfeltet
Farrisvannets nedbørfelt (Figur 2.1) strekker seg fra Skrimfjella i nord og ned til E18 og Larvik by.
Siljanvassdraget (NVE-ID 015.4Z) er mellomstort med sine 491km2, og er del av vassdragsområde 015
Numedalslågen og Siljanvassdraget med kystområdet Sandefjord-Mølen. Det tilhører vannområdet Vest-
Viken.
Farrisvannet (ID 429) er største innsjø med et overflateareal på 21.1 km2. Det er dermed langt større enn
drikkevannskildene Maridalsvannet (Oslo) og Rore (Grimstad+Arendal), men lite i forhold til Mjøsa, se
Tabell 2.1. Mens areal og maksimalt dyp er i samme størrelsesorden som for Eikeren, den andre store
drikkevannskilden til Vestfold Vann IKS, er volumet bare en tredel.
Farrisvannet er regulert for produksjon av elektrisk kraft i Fritzøe kraftverk nedstrøms utløpet.
Reguleringshøyden i innsjøen er tre meter, dvs. på den grensen der man kan kalle en innsjø sterkt
modifisert vannforekomst i hht. vannforskriften.
Tabell 2.1. Hydrologiske data for Farrisvann og andre viktige drikkevannskilder i Norge.
Farris Eikeren Mjøsa Rore Maridalsv.
Overflateareal 21,1 27,6 370 7,8 3,9 km2
Nedb.feltareal 491 343 16570 188 209 km2
Volum 740 2360 56200 221 69,9 mill
m3
Middeldyp 35 85 150 28 18,9 m
Maks.
dyp 140 156 453 98 45 m
Årsavrenning 337 216 9970 197 187 mill
m3/år
Spes.
avre. 21,8 20,0 19,1 33,0 28,4 L/s/km2
Opph.tid 2,2 10,9 5,6 1,12 0,37 år
Siljanelva er hovedinnløpet fra nord, mens Oklungselva kommer inn i Farrisvannet fra nordvest. Øvrige
tilløp til Farrisvannet er mindre bekker. Midtveis oppe i Oklungselva/Rekua, rett oppstrøms Oklungen,
finner vi Mjøvann, som er drikkevannskilde for Porsgrunn. Som del av oppdraget, men i egen rapport,
lages det også en forurensningsanalyse for Mjøvann.
Siljanvassdraget ligger inneklemt mellom Skiensvassdraget i vest og Numedalslågens nedbørfelt i øst. Det
er i hovedsak et lavlandsvassdrag, men de to høyeste toppene i nord er på hhv. 787 moh (Åslivassfjellet)
og 765 moh (Jotefjellet). Disse to ligger hhv nordvest for og nord for innsjøen Mykle (overflateareal 6
km2).
14
NIVA 7051-2016
Denne øvre delen av nedbørfeltet ligger hovedsakelig i Buskerud fylke (Kongsberg kommune), mens
Siljan kommune (Telemark) strekker seg fra Farrisvannet og opp til Mykle. En del av vassdraget i vest
hører til Skien kommune. Nedre del av Oklungselva ligger i Porsgrunn kommune, mens øvrige deler av
Farrisvannet og nedbørfeltet omkring ligger i Larvik kommune i Vestfold. På Raubergflaket (584 moh)
rett øst for Mykles utløp har man således to fylker i vest og det tredje i øst.
Figur 2.1. Siljanvassdragets nedbørfelt med Skrimfjella og innsjøen Mykle i øvre del og Farrisvannet, E 18
og Larvik i nedre del. Fylkesgrensene er med i kartet; Buskerud i nord, Telemark i vest og Vestfold i øst.
Kartkilde: NVE Atlas.
15
NIVA 7051-2016
Som figur 2.1 viser er det bilveier i alle nedbørfeltets deler, men bortsett fra området sør for Farrisvann er
befolkningstettheten lav. Største tettsteder er Siljan og områdene rett nord for (Opdalen) og rett sør for
(Torsholt-Kiste) dette tettstedet.
En rekke vannkvalitetsparametere overvåkes jevnlig i Farrisvannet og i 14 av tilløpsbekkene/elvene, i det
som omtales som Farrisovervåkningen. Prøvetakningsstasjonene i Farrisovervåkningen er vist i figur 2.2.
Bekkene på østsiden av Farrisvann har vært overvåket i en årrekke, mens de på vestsiden ble med i
programmet for første gang i 2010. [navn skjult] har tidligere foretatt en sammenstilling av vannkvalitetsdata
fra Farrisovervåkningen fra 1958 til 2010 (Berge, 2011), som oppsummerer utviklingen i målt vannkvalitet
over tid. I vedlegg A er figurene fra denne Berge-rapporten oppdatert med nye data til og med 2015.
P
V
L
Figur 2.2. Farrisvannet med prøvetakingsstasjoner som inngår i Farris-overvåkningen. Stasjoner som
begynner med F1 overvåkes hvert år, mens stasjoner som begynner med F5 overvåkes hvert 5. år.
Omtrentlig plassering av råvannsinntak for vannverkene er angitt med L for Larvik/Gopledal vannverk, V
for Vestfold Vann IKS/Seierstad og P for Porsgrunn/Valleråsen vannverk (Kartgrunnlag: Statens
kartverk).
16
NIVA 7051-2016
3. Forurensningskilder og -regnskap for Farrisvann
3.1 Dagens forurensningskilder og andre faktorer
I dette arbeidet har vi tatt utgangspunkt i at ulike typer påvirkninger og relevante forhold for effekten av
påvirkninger skal omtales. Noen kan raskt avskrives som en trussel, mens de med større
påvirkningspotensiale får en mer omfattende beskrivelse og vurdering. Tabell 3.1 oppsummerer aktuelle
påvirkningstyper. For de mest sentrale påvirkningstyper, er betydningen innenfor de ulike delfeltene
beskrevet nærmere i avsnitt 3.3. og i kapittel 8.
Tabell 3.1. Aktuelle nåværende påvirkningstyper for Farrisvann som drikkevannskilde med
stikkordsmessig beskrivelse og vurdering.
Påvirkningstype Beskrivelse Vurderes
nærmere?
Vassdragsregulering Farrisvassdraget er sterkt regulert øverst i vassdraget Ja
– fem innsjøer har reguleringshøyde 7-10 m;
Farrisvann har reguleringshøyde på 3 m.
Mindre småkraftverk oppstrøms Farris
Landbrukstilførsler Bidrag lokalt med næringssalter og kan være en Ja
(husdyrhold, beiting, trussel for hygienisk tilstand.
gjødselspredning, Siljan: ca 2500 storfe, gris, sau, geit, hest
hestesport) Larvik: ca 200 storfe, gris, sau, geit, hest (inkludert
ca 20 hester ved Damgården)
Porsgrunn: 8-10 kyr og noe sau og gris på
hobbybasis.
Kommunalt avløp Bidrag lokalt med næringssalter og kan være en Ja
trussel for hygienisk tilstand. 3 kommunale
renseanlegg har utslipp til tilløpselver: Oklungen
renseanlegg (ca 70 pe/26 hus) med utslipp til
Oklungvannet, samt Siljan avløpsrenseanlegg (2000
pe) og Gonsholt renseanlegg (130 pe) med utslipp til
Siljanvassdraget
-Ca 234 boliger i Larvik er tilknyttet kommunalt
avløpsnett som ledes ut av nedbørfeltet, 3
pumpestasjoner. Avløpsledning fra Anvik (21
boliger) til Farriseidet ligger i selve Farrisvannet
Privat avløp fra befolkning Bidrag lokalt med næringssalter og kan være en Ja
– hus trussel for hygienisk tilstand.
-302 boliger i Larvik kommune
-83 boliger i Porsgrunn kommune
-1094 pe (ca 450 boliger) i Siljan kommune
Privat avløp fra befolkning Kan være en trussel for hygienisk tilstand avhengig Ja
- hytter av beliggenhet og avløpsløsning.
-196 hytter i Larvik kommune
-En del hytter ellers i nedbørfeltet
Veier Avrenning av veisalt og salt som brukes mot støving Ja
kan potensielt true vannsirkulasjonen i avsnørte
områder av Farrisvann.
Kan være åsted for uhellsutslipp fra transport
- E18 Farriseidet ferdigstilles 2017, lokalveier
2019
Jernbane - Vestfoldbanen Larvik- Porsgrunn går langs Ja
17
NIVA 7051-2016
hele Farrisvannets vestside og opp til
Oklungen
Industri - Norsk Miljøindustri; produksjon av jord og Nei. Teoretisk
biobrensel, behandler inntil 25 000 tonn avrenning til
hageavfall Vassvikbekken,
- Nordic Garden AS er avviklet men krav i
utslippstillatelsen
om at påvirket
overvann ikke
slippes til
Farrisvannet
Deponi - Barkdeponi Sky, under tidligere Nordic Ja.
Garden.
Bergverk - Hedrum pukkverk tangerer Nei
nedbørfeltgrensen fra øst, nord for
Bommestad.
Radioaktivitet Deler av nedbørfeltet til Farrisvannet har høyt Ja
aktsomhetsnivå med hensyn til bakkekonsentrasjon
av uran (se Figur 3.1).
Båtbruk på Farrisvannet, Kan være en trussel for hygienisk tilstand. Ja
båthavner Ca 680 båter (mest småbåter).
Bading Badeplasser kan innebære hygienisk forurensning. Ja
På gode dager er det flere hundre badende på
badestedene i søndre del av Farris
Annet friluftsliv Normalt friluftsliv med rasteplasser, bålbrenning og Ja
telting
- Eksisterende camping
Arrangementer Kjente idrettsarrangementer er sykkelrittet Ja
Farrisrunden med 5000 deltakere, start
Nansetbanen, så rundt innsjøen og i nedbørfeltet
Idrettsanlegg Idrettsbaner med kunstdekke kan være tilført Ja
materialer som medfører avrenning av miljøgifter
Vassdragsregulering. Vassdraget er sterkt regulert i øvre del. Fem større innsjøer oppstrøms Farrisvann
er regulert, og reguleringshøyden er 7-10 meter. Det vil si at disse innsjøene er sterkt modifiserte
vannforekomster (SMVF) etter vannforskriften. Toklev, Hogstad, Sagfossen og Kiste kraftverk produserer
til sammen 21 MW ved maksimal drift.
Farrisvann har en reguleringshøyde på 3 meter, men er ikke karakterisert som SMVF i Vann-Nett. Det
skyldes trolig både den moderate vannstandsvariasjonen og at innsjøen er klassifisert til å ha god økologisk
tilstand selv om den er regulert. Fritzøe kraftverk utnytter fallhøyden på 23 meter fra innsjøen til å
produsere 3,3 MW ved maksimal ytelse.
Tilførsler fra landbruk og kloakk
Disse tilførslene inngår i forurensningsregnskapet for Farrisvann (kapittel 3.3) og i risikoanalysen for
hygienisk påvirkning (kapittel 8). De blir også omtalt i kapittelet om beskyttelsesregimet (kapittel 9).
Vegbygging. Effekter av utbyggingen av E18 i Farriseidet er blitt overvåket av NIBIO (tidligere
Bioforsk; Roseth m.fl. 2014). Partikkelpåvirkning ble ansett som den potensielt største trusselen mot
drikkevannskvaliteten. Turbiditet og andre parametere ble derfor overvåket i 2014. Resultatene viste
betydelig transport av partikler nordover i Farrisvannet i forbindelse med masseutskifting og problemer
med siltgardin i juli/august 2014. Men selv om grenseverdien på 7 NTU ble overskredet og partikler ble
18
NIVA 7051-2016
transportert helt opp mot Larvik vannverk, ble det ikke påvist effekter i råvannet, verken ved Larvik
vannverk 1,5 km fra Farriseidet eller ved Vestfold Vann IKS 4,5 km fra Farriseidet. De høyeste
partikkelkonsentrasjonene ble funnet i sprangsjiktet (termoklinområdet), dvs. det området i innsjøen som
ligger rett under det sirkulerende vannlaget. Dette sjiktet lå på 5-12 meters dyp på denne tiden, mens
vanninntakene ligger på 40-50 meters dyp. De var derfor godt beskyttet mot overflateforurensning på
dette tidspunktet.
Roseth m.fl. (2014) påpeker at tilbakespyling av marmorfilteret i Larvik vannverk kunne forklare økt
partikkelkonsentrasjon målt fra overvåkingsbøyen som lå i overflaten nær vanninntaket.
Jernbane.
Dagens persontransport på jernbanestrekning langs vestsiden av Farrisvannet kan representere en trussel
ved uhellsutslipp av kloakk eller avsporing og eventuell påfølgende utlekking av drivstoff, oljer osv.
Sannsynligheten for at dette skjer er minimal og konsekvensen ikke nødvendigvis større enn for annet
kloakkavløp. Oljer og drivstoff vil trolig legge seg i overflaten og vil kunne fanges opp og dermed ikke nå
fram til vanninntakene. Vannverket til Porsgrunn ligger imidlertid svært nær denne linjen, og det kan være
behov for å se på fartsgrenser i dette området.
Godstransport på denne linjen kan være en trussel ved uhell, spesielt hvis det fraktes farlige kjemikalier.
Det bør vurderes forbud mot frakt av farlig avfall og dagens fartsbegrensninger bør også vurderes.
Deponi
Barkdeponiet ved Sky er eneste kjente deponi med problematisk avrenning. Avrenning er til
Vassvikbekken, som etter noen hundre meter munner ut i Farrisvannet rett vest for Larvik vannverk.
Avrenningen inneholder betydelige konsentrasjoner av næringssalter og organisk stoff, men vannmengden
fra dette lille arealet (0,5 km2) er liten og tilførselen derfor ingen trussel mot drikkevannet.
Radioaktivitet.
Nedbørfeltet er kartlagt med hensyn på aktsomhet for radon i grunnen. Aktsomhetsgraden er høy i noen
områder i nordvest og moderat til lav i størsteparten av nedbørfeltet (figur 3.1.). Vi vurderer risikoen
knyttet til drikkevannsinteressene som ubetydelig.
Risiko ved et eventuelt radioaktivt nedfall som skyldes utslipp utenfor landets grenser er vurdert seinere i
rapporten.
19
NIVA 7051-2016
Figur 3.1. Aktsomhetskart for radon. Lilla tilsvarer høy aktsomhetsgrad, mens gult tilsvarer moderat til
liten aktsomhetsgrad. Aktsomheten er knyttet til mulig forhøyede radonkonsentrasjoner i hus, og ikke til
effekter i vann. Kilde: geo.ngu.no/kart/radon/
Aktiviteter knyttet til friluftsliv
Ferdsel og aktivitet i forbindelse med friluftsliv og arrangementer, samt bading og bruk av småbåt i
drikkevannskilden kan i teorien utgjøre en trussel under visse omstendigheter, dvs. hvis syke personers
avføring/patogener står i fare for å komme fram til vannverkenes inntak. Da kan patogener med lang
overlevelse utgjøre en trussel slik som beskrevet i kapittel 5 om hygienisk tilstand og kapittel 8 om
mikrobiell risikovurdering.
20
NIVA 7051-2016
Vi vil også vise til restriksjoner for Maridalsvannet, Oslos drikkevannskilde: «I den isfrie periode er det
ikke lov å ferdes innenfor gjerdet langs Maridalsvannet, eller det som er markert med bolter langs en del
av jordene (10 m sonen fra HRV). Det er kun Vann- og avløpsetatens folk som har anledning til å ferdes
der i spesielle ærend. All ferdsel utenom Vann- og avløpsetatens folk, må ha spesiell tillatelse fra Vann- og
avløpsetaten.»
Dette viser at det kan være grunn til å se på dagens praksis med hensyn til ferdsel i nærområdet til
Farrisvannet, og vi vil komme tilbake til dette under vurderingen av endret beskyttelsesregime.
Idrettsbaner. Idrettsbaner utgjør et ubetydelig areal i forhold til Farrisvannets nedbørfelt, men vi har
likevel trukket temaet inn her. Det er fordi 300 kunstgressbaner midt på 2000-tallet var blitt tilført 30.000
tonn granulater fra oppmalte bildekk og fordi det var ønsket en vurdering av om dette kunne utgjøre et
problem for Farrisvann. I følge Larvik kommunes nettside, er det en fotballbane med kunstdekke på
Månejordet. Avrenningen er til Gopledalsbekken. Det er også en kunstgressbane og en minigress-bane på
Lovisenlund idrettsplass, der avrenningen er mot Farriskilen.
SINTEF Byggforsk viste at kunstgressgranulat produsert av resirkulerte bildekk inneholder en rekke helse-
og miljøfarlige kjemikalier som kan avgis til omgivelsene. Innhold og utlekking av tungmetaller, PAH
(polysykliske aromatiske hydrokarboner) og alkylfenoler var vesentlig høyere i granulat som var laget av
bildekkgummi enn i fabrikknytt granulat. Dette står det å lese på Miljødirektoratets nettside:
http://www.miljodirektoratet.no/no/Nyheter/Nyheter/Old-
klif/2006/Januar_2006/Kunstgressbaner_og_resirkulerte_bildekk/.
NIVAs miljørisikovurdering viste at utlekking av spesielt sink, men også alkylfenoler (særlig oktylfenol)
kan gi en risiko for negative miljøeffekter lokalt i overflatevann som mottar avrenning fra kunstgressbaner
(Källqvist 2005). De totale mengdene som lekker ut av slike forurensningskomponenter er imidlertid
beskjedne, og effekten i vann ble vurdert som kun lokal, dvs. begrenset til mindre resipienter. Forholdsvis
lave konsentrasjoner ble også funnet i en mer omfattende dansk undersøkelse (Buus Kjær 2013).
Utlekking fra en slik bane med gummigranulater kan være i størrelsesorden 20 kg sink, 5 g PAH, 150 g
ftalater og 30 g alkylfenoler (Källqvist 2005), men dreneringsforhold og dreneringssystem vil påvirke
tilrenningen til overflatevann. Vi vurderer risikoen knyttet til drikkevannsinteressene som ubetydelig pga
fortynning og dermed svært lave konsentrasjoner i innsjøen.
3.2 Framtidige forurensningskilder
Farrisvann ligger rett i utkanten av Larvik by, og kommunens planer viser at det i framtida vil være et
press mot ytterligere utbygging som kan påvirke innsjøen som drikkevannskilde. I dette avsnittet skal vi
forholdsvis kort omtale de planer som er kjent, og vi har listet opp tematisk de mulige framtidige kildene
til påvirkning av Farrisvann (Tabell 3.2). Om nye forhold gir grunn for ytterligere vurdering er angitt.
Tabell 3.2. Aktuelle påvirkningstyper for Farrisvann som drikkevannskilde.
Påvirkningstype Beskrivelse Bør vurderes nærmere?
Vassdragsregulering Ubetydelige endringer; en mindre Nei
utbedring og ett nytt minikraftverk i
tilløp til Siljanelva
Landbrukstilførsler Ingen større planer om nye anlegg, Nei
(husdyrhold, beiting, staller osv.
gjødselspredning,
hestesport)
Boligområder - Arealer ved Martineåsen i Utbygging her vil ha drenering
sørvest er avsatt til boligformål til Vassvikbekken (vedlegg B) og
21
NIVA 7051-2016
i kommuneplanen, og en vurderes nærmere.
mindre del av arealet ligger i
nedbørfeltet til Vassvikbekken.
- Hagalia ligger på Avløp herfra vil drenere til
nedbørfeltgrensen ved E18 i Farrisvann i et område mellom
øst. Dammenbekken og
Gopledalsbekken (vedlegg B).
- Vestre Fagerli ligger rett sør for Avløp herfra kan drenere
Hagalia, ved Nanset vestover til Gopledalsbekken og
Idrettsforenings område videre til Farrisvann.
- To områder nord og sør for Avløp vil drenere til Siljanelva.
Opdalsvann i Siljanelva, samt
mindre områder lenger sør i
Siljan kommune, er avsatt til
boligformål.
Avløp fra befolkning - Ingen flere hyttefelt Nei
hytter
Veier Det er trolig ikke flere planer om stor
veiutbygging etter E18 Bommestad –
Sky i Farrisvannets utløpsområde, men i
Siljan kommunes arealplan 2007-2019
ligger det inne en mindre omlegging av
RV 32 i åsen vest for Siljanelva.
Nytt mottak for spesialavfall i Brevik vil Ja
øke transport av farlig avfall forbi
Farrisvannet
Jernbane - Areal for ny jernbanetrasse Nei
vestover fra Farriseidet er
vedtatt (Figur 3.2), men vil ikke
berøre nedbørfeltet til
Farrisvannet
- Etterbruk av den etter hvert Bør vurderes seinere, avhengig
nedlagte jernbanetraseen av etterbruk
Næringsvirksomhet - Klova næringsområde nord for Ja
Sky (Figur 3.2) ligger i øvre del
av nedbørfeltet til Skautvet- og
Askedalsbekken, men vil ikke
berøre Vassvikbekkens felt.
I Siljan kommunes arealplan 2007-2019
er det ikke foreslått nye næringsarealer
Bergverk - Kommuneplanen legger til Ja
rette for en sammenknytning
av Hedrum pukkverk og
Grinda pukkverk, som begge
utnytter larvikitt
Arrangementer Ingen nye er kjent Nei
Annet friluftsliv - Camping; ingen nye plasser i Nei
plan for camping 2014-2026
Radioaktivt nedfall Ingen løpende trussel, men Ja
uhellsutslipp kan ramme Farrisvann
22
NIVA 7051-2016
Boligområder
Det antas at alle nye boligområder vil ha tilfredsstillende kloakkløsninger. Likevel, med kloakkanlegg i
nedbørfeltet er det alltid en viss fare for lekkasjer. Med flere boliger blir det også flere hunder og katter
som bidrar med tarmbakterier i lokale bekker. Mer hagehold og bilvask kan også gi økt avrenning av
kjemikalier/miljøgifter. Ny utbygging og aktivitet i Farrisvannets nærområde bør begrenses/må skje med
aktsomhet.
Veier
Ingen nye veier av betydning er planlagt, men en konsekvens av NOAHs planer om mottak for
spesialavfall i Brevik vil øke transporten av slikt avfall på E18. Uhell i Farriseidet vil kunne påvirke
vannverkinntakene under ugunstige vindretninger. Hendelsen med partikkeltransport fram mot Larvik
vannverk under anlegg av ny E18 over Farriseidet viser at dette kan utgjøre en risiko.
Klova næringsområde. Den mest omstridte utbyggingen er trolig kommuneplanens forslag om Klova
næringsområde. I kommuneplanen foreligger forslaget som vist i figur 3.2. Forslaget om Klova har vært
inn og ut av kommunens forslag til arealplaner flere ganger på grunn av innsigelser, og er inkludert igjen i
vedtatt arealplan for 2015-2027. Vesentlige deler av de foreslåtte arealene ligger inne i nedbørfeltet til
Skautvet- og Askedalsbekken (kart også i Vedlegg B), og vil ha drenering nordover og inn i Farrisvann.
Man vet per i dag ikke hvilke typer virksomheter som er aktuelle for et eventuelt Klova næringsområde og
da heller ikke hvilke miljøgifter som kan tenkes å påvirke drikkevannskilden. Hvis området godkjennes, vil
det åpenbart være behov for spesielle avbøtende tiltak for å unngå at miljøgifter når fram til Farrisvann, og
man bør avvise virksomheter med et potensiale for farlige utslipp. En mulighet kan også være å lede
avrenning mot andre nedbørfelt. Den muligheten eksisterer i og med at Klovaområdet har avrenning også
mot sør og vest.
Hedrum pukkverk. Utvidelse av Hedrum pukkverk sørover til Grinda pukkverk (figur 3.3) vil få
avrenning til Fossanebekken og dermed potensielt til Farrisvannet. I utredningen til Multiconsult om
pukksteinsressurser i Sandefjordregionen (Multiconsult 2011) er utvidelsen utredet i grove trekk og det er
gjort en enkel konsekvensutredning av miljø og naturressurser og samfunnsmessige forhold, men
drikkevannsinteressene er ikke nevnt. Pukkverk vil kunne påvirke vannforekomster pga
partikkeltransport, og finpartikler fra steinknusing og transport i området kan være svært vanskelig å holde
tilbake med vanlige sedimenteringsteknikker. Man bør derfor hindre avrenning av slamholdig vann fra
dette området til Farrisvann. Oljer og drivstoff kan potensielt også sige fra slike områder, men vil neppe
nå fram til vannverksinntakene.
23
NIVA 7051-2016
Figur 3.2. Nedbørfeltet fra et punkt i Skautvedtbekken (øverst) og kommuneplanens forslag om framtidig
næringsområde i Klova (lilla farge, nederste kart). Rødt punkt i nederste kart er plassert på samme sted
som i det øvre. Mattilsynet har fremmet innsigelse mot de deler som drenerer til Farrisvannet, se kart i
vedlegg B for de to nedbørfeltene som kan berøres. Fylkesmannen har i 2015 gitt utslippstillatelse til
Norsk Miljøindustri, som ses i en lysere lillatone inntil dagens E18. Nåværende jernbansetrase er linjen
langs Farrisvannets vestside, mens foreslått jernbanetrasé er linjen vestover fra Farriseidet og sør for E18.
Nåværende område for uttak av larvikitt ved Vardåsen (brun farge) ligger i all hovedsak utenfor
Farrisvannets nedbørfelt. Kartkilde: NVE NEVINA (øverst); kommuneplanen (nederst).
24
NIVA 7051-2016
Figur 3.3. I det øvre høyre hjørnet ligger Grinda pukkverk, Hedrum pukkverk, Larvik kommunes
avfallsdeponi og framtidige utvidelse av masseuttak (med mørk brun farge), slik det framkommer av
kommuneplanen. En stor del av utvidelsen ligger inne i Farrisvannets nedbørfelt rett øst for
Steinsholttjerna og vil ha drenering mot Fossanebekken, se kart i vedlegg B.
Radioaktivt nedfall etter uhell ved utenlandske anlegg. Meteorologiske forhold, spesielt vindretning
og nedbør, er av stor betydning for hvilke steder som blir mest rammet av radioaktivt nedfall etter en
ulykke. Farrisvannets nedbørfelt kan bli utsatt hvis meteorologisk forhold fremmer spredning til dette
området. Det har nylig blitt gjort en vurdering av konsekvensen av et virtuelt scenario i CERAD
prosjektet, av en virtuell ulykke som skjer på Sellafield i Storbritannia. Ved scenariet som rammer
Vestlandet mest, kan det bli så høyt som over 100 kBq/m2 i Farrisvannets nedbørfelt. Radionuklider
binder seg på overflaten til planter, lav og vann. Det radioaktive nedfallet etter reaktorulykken i Tsjernobyl
i 1986 besto av en rekke radionuklider. De fleste har kort nedbrytningstid, og er derfor ikke lenger tilstede
i naturen. Det radioaktive stoffet cesium-137 har lang nedbrytningstid (ca. 30 år). Cs-137 tas opp fra
jorden av planter og sopp. Når dyr spiser forurenset gras på beite, øker nivåene av cesium-137 i kjøtt og
melk, men risikoen for helseskader som følge av Tsjernobyl-ulykken er likevel svært liten. Det er noe
høyere risiko for reindriftsutøvere eller andre med høyt konsum av reinsdyrkjøtt, vilt og sopp.
I henhold til forskrift om visse forurensende stoffer i næringsmidler (HOD, 2015), er grenseverdien for
summen av cesium-134 og cesium-137 satt til 600 Bq/kg for øvrige næringsmidler (inkludert drikkevann).
Inntakene for drikkevann i Farrisvannet er på dypt vann (23-40 m), et godt stykke fra tilløpsbekker/elver.
Det vil derfor være en stor fortynning av radioaktive stoffer, dersom de tilføres Farrisvannet direkte på
25
NIVA 7051-2016
overflaten og via tilsig fra nedbørfeltet etter en mulig ulykke. Beregninger indikerer at selv nedfall opp mot
1000 kBq/m2 ikke vil påvirke dypvannet med konsentrasjoner over grenseverdien på 600 Bq/l
drikkevann. Målinger etter Tsjernobyl-ulykken viste bare meget lave verdier i prøver fra store dype
innsjøer i Norge. Prøver fra elvevann i fjellområder viste høye verdier i perioden like etter ulykken, men
aktiviteten ble betydelig redusert etter noen dager (FHI, 2004). Etter ulykker med radioaktivt nedfall er det
derfor ikke drikkevann fra dype innsjøer, men matvarer som i lang tid kan tilføre mennesker radioaktive
stoffer. Uansett, det anbefales å ha en beredskapsplan, og radioaktivitetsnivåene i vannkilden og i
ferskvannsfisk bør kontrolleres etter uhell. Statens Strålevern har i dag et overvåkingsnettverk i hele
Norge, som kan benyttes i slike tilfeller.
3.3. Fosforregnskap
Basert på den totale belastningen viser vi her et forurensningsregnskap for Farrisvann. Det er basert på tall
som er samlet inn tidligere og dagens hydrologiske forhold i vassdraget. Det er gjort for å skalere
påvirkningen i forhold til den resipientkapasiteten innsjøen har, og er dermed knyttet opp mot
eutrofisituasjonen. Slike regnskap baseres på fosfor (P) fordi fosfor som regel er begrensende næringsstoff
for algeproduksjon i innsjøer. Er det for mye fosfor, kan algeveksten bli større enn det som er antatt å
være innsjøens naturtilstand og nærme seg en kritisk grense, se også neste kapittel.
I og med at Farrisvann har et middeldyp på 35 meter, kan den betraktes som en stor innsjø i forhold til
inndelingen i grunne og dype/store innsjøer som er gjort av Rognerud m.fl. (1979). For store innsjøer
viser data fra en rekke slike innsjøer i Norge at den kritiske P-konsentrasjonen er 7 µg/L som en
middelverdi i løpet av året (op. cit.). Denne verdien er satt uavhengig av innsjøenes vanntype, og er
hovedsakelig basert på klarvannsinnsjøer. I følge vannforskriften (Veileder 02-2013) og basert på
Farrisvannets vanntype fastsatt i Vann-Nett (stor, kalkfattig og klar innsjø i lavlandet), er kritisk
fosforgrense (God/Moderat-grensen) 9 µg/L. I referansesituasjonen har slike innsjøer en P-konsentrasjon
på 3 µg/L i henhold til vannforskriften. Foreliggende undersøkelse viser imidlertid at Farrisvannet ikke
lenger er en klarvannsinnsjø, og dette endrer i prinsippet G/M-grensen for fosfor. Mer om dette under.
Holtan m.fl. (1985) utarbeidet et P-regnskap for Farrisvann basert på arealbruksinndeling og definerte
koeffisienter for arealavrenning og tilførsler fra forskjellige kilder. De kom fram til at innsjøen den gangen
ble tilført om lag 4500 kg P/år (tabell 3.3). Hele 3000 kg (70 %) av dette var fra skog og andre upåvirkede
kilder. Tilførsler fra kloakk og jordbruk var til sammenlikning hhv. 900 og 540 kg/år. Vi har sjekket
arealfordelingen slik den framkommer i NEVINA (http://nevina.nve.no/). Hele 83 % av
nedbørfeltarealet til Farrisvann er skog, dyrket mark kun 2,3 %, og så mye som 9,6 % er innsjøareal.
Med den hydrologien Holtan m.fl. (1985) brukte og basert på beregningsmodellen til Rognerud m.fl.
(1979), ga det en middelkonsentrasjon i innløpet på 9,5 µg/L og en middelkonsentrasjon i innsjøen på 5,3
µg/L. Målte klorofyllkonsentrasjoner den gangen var under 2 µg/L og innsjøen ble karakterisert som
oligotrof (næringsfattig).
Med den årlige vannmengden vi i dag kan hente fra NVE Atlas, som er vesentlig lavere og som dermed gir
mindre grad av fortynning, vil den samme belastningen gi en middelkonsentrasjon i innløpet på 13,3 µg
P/L og en middelkonsentrasjon i innsjøen på 7,2 µg/L. Dette er det samme som kritisk grense i følge
Rognerud m.fl. (1979), men lavere enn G/M-grensa i vannforskriften.
Verdien på 7,2 µg/L er noe lavere enn de tot P-verdiene som er målt de siste årene (siste 6 år er det i
gjennomsnitt målt 8,0 µg/L tot-P, vedlegg A). Forskjellen mellom beregnet og målt verdi kan skyldes
økningen i TOC og at dette har gitt en større tilførsel av organisk bundet P til innsjøen enn det som ligger
til grunn for Holtans P-regnskap. En slik økning vil neppe forårsake økning i algemengde fordi organisk
bundet fosfor i liten grad er tilgjengelig for algevekst. De svært lave klorofyllverdiene som ble målt i 2015
(om lag 2 µg/L) bekrefter at det fortsatt er lite tilgjengelig fosfor i innsjøen.
26
NIVA 7051-2016
Vi har også gått gjennom de to forurensningsregnskapene Ask Rådgiving AS har laget for Farrisvannet.
Summen av bidragene fra nedbørfeltet oppstrøms Vestfold (Simonsen 2011) og fra den delen som ligger i
Vestfold (Smith 2012) viser om lag samme totalbelastning som Holtan m.fl. kom fram til, se tabell 3.3.
Tabell 3.3. Tilførsler av fosfor (kg/år) til Farrisvann fra naturlige kilder (skog, impediment og
innsjøoverflater), kloakk og jordbruk.
Holtan m.fl. 1985 Simonsen 2011 Smith 2012
Farris TOT Oppstr.Vestfold Vestfold Farris TOT
Skog 1750
Imped 86
Innsjø 1217
Sum 3053 2325 985 3310
Kloakk 897 405 39 444
Jordbruk 542 490 122 612
TOT 4492 3220 1146 4366
Arbeidene fra 1985 og 2011/2012 viser at tilførslene fra kloakk er betydelig lavere nå enn tidligere (som
støttes av lavere målte verdier av tarmbakterier i tilløpsbekkene, se vedlegg A), og dermed at lett
tilgjengelig P for algene er redusert. Men forskjeller i disse regnskapene kan også skyldes ulike
beregningsmåter, noe vi ikke har undersøkt nærmere. Tallene kan tyde på at det ikke er vesentlige
endringer i de totale P-tilførslene. Beregningen av P i de naturlige tilførslene avhenger av om
arealavrenningskoeffisientene gjenspeiler den antatt økte P-tilførselen med naturlig organisk stoff. Som
anført over, kan lavere beregnet tot-P konsentrasjon i innsjøen enn de målte tyde på at det ikke er tilfellet.
Ved å legge kun de naturlige fosfortilførslene til grunn slik de framkommer i de to regnskapene, viser en
beregning basert på modellen til Rognerud m.fl. (1979) at midlere fosforkonsentrasjon i Farrisvannet ville
være 4,9-5,3 µg/L. Dette er vesentlig høyere enn referansetilstanden på 3 µg/L som er gitt i
vannforskriften for den vanntypen som er angitt i Vann-Nett. Tar en også i betraktning den antatt økte P-
tilførselen med naturlig organisk stoff, er det grunn til å tro at referanseverdien er høyere enn 3 µg/L for
Farrisvannet. Vi tror uoverensstemmelsen skyldes at Farrisvannet ikke lenger er en klar innsjø, jfr.
trendene i TOC og fargetall seinere i rapporten (kapittel 6). En humøs innsjø, slik den er definert i
vannforskriften, har en TOC-konsentrasjon på 5-15 mg/L. Da er referansekonsentrasjonen for fosfor på
6 µg/L og en God/Moderat-grense på 16 µg/L. TOC-konsentrasjonen i Farrisvannet ligger imidlertid nær
5 mg/L, så vi anbefaler ikke å bruke denne G/M-grensen. Humøse innsjøer er som regel grunne, og det er
ikke etablert referanseverdier for dype humøse innsjøer som er direkte egnet for Farrisvannet. Det kan
derfor være lurt å forholde seg til en kritisk grense (G/M-grense) for P-konsentrasjon på 9 µg/L. Dette er
nær de konsentrasjoner som måles i Farrisvannet, og vi anbefaler at dagens P-konsentrasjoner ikke tillates
å øke. En økning kan medføre økt algevekst i enkelte år. Måling av fosfor, klorofyllkonsentrasjon og
algesammensetning bør være del av framtidige overvåkingsundersøkelser.
Vi har også simulert effekten på P-konsentrasjonen i Farrisvann av å halvere eller doble tilførslene fra
landbruk og befolkning i nedbørfeltet. For de to regnskapene viser effekten av å halvere tilførslene en
reduksjon i innsjøen på hhv. 1,1 og 0,8 µg P/L og av å doble en økning på hhv. 2,4 og 1,7 µg P/L for
regnskapene til Holtan m.fl. (1985) og Ask Rådgiving (2011+2012). Sammenholdt med tallene over og de
lave klorofyll-verdiene i 2015 (som det er redegjort for under), mener vi at det vil være unødvendig med
ytterligere tiltak for å redusere fosforkonsentrasjonen fra dagens nivå.
27
NIVA 7051-2016
3.4 Trusselbildet i delfelt
Vi har valgt å dele vassdraget inn i hensiktsmessige delområder for se nærmere på trusselbildet. På dette
grunnlaget har vi så gjort videre beregninger og modellering for å skaffe informasjon om hvordan
avrenningen fra disse delområdene kan påvirke Farrisvannet som drikkevannskilde.
Prinsippene for inndelingen er for det første at den er nedbørfeltbasert. Det vil si at all nedbør og all
avrenning fra forurensningskilder i prinsippet drenerer mot det nederste punktet i den geografiske enheten
(nedbørfeltet). Nedbørfeltinndelingen i NVEs vassdragsregister REGINE ble brukt til denne inndelingen.
Vi har først delt opp i seks hovedfelt, som presenteres her med kart og omtale. Disse er igjen delt inn i
bekkefelt for å identifisere forurensningskilder som bør gis spesiell oppmerksomhet. Kartene for disse
bekkefeltene er vist i vedlegg B. Det er naturlig å starte øverst i vassdraget med nedbørfeltinndelingen, og
vi har deretter tatt østre og vestre side og med Oklungenvassdraget som eget felt, se kart 3.4-3.9 og Tabell
3.4.
Tabell 3.4. Farrisvannets nedbørfelt, slik det er delt inn i hovedfelt, se også kart 3.4-3.9.
[navn skjult] Areal,
km2
1 Skrim-‐Vanebu 139
2 Vanebu-‐Farris 160
3 Farris
nord 36
4 Farris
øst 47
5 Farris
vest 50
6 Oklungen 59
SUM 491
Felt 1; Siljanelva oppstrøms Vanebuvatn
I forhold til vannkvaliteten i Farrisvannet, betrakter vi hele nedbørfeltet oppstrøms Vanebuvatn (ID hos
NVE: 430) som upåvirket av lokale forurensningskilder, se Figur 3.4. Nedbørfeltarealet er 139 km2, dvs.
28 % av hele nedbørfeltet.
28
NIVA 7051-2016
Figur 3.4. Nedbørfeltet fra Skrimfjella og ned til utløpet av Danebuvatn. Kartkilde: NVE Atlas.
Felt 2; Siljanelva nedstrøms Vanebuvatn
Vassdraget videre nedover og ned til innløp Farrisvann er vist i Figur 3.5. Denne delen av vassdraget har
et areal på 161 km2 (en tredel av totalarealet). Sandåa-feltet (30,7 km2) og et par mindre felt øverst (3,5
km2) betraktes som upåvirket. I de fire øvrige feltene, som alle inkluderer Siljanelva, er det bebyggelse,
29
NIVA 7051-2016
landbruk og mindre bedrifter. Tettsteder er Opdalen og Siljan tettsted, mens det er mer spredt bebyggelse
videre nedover til Farrisvann.
Figur 3.5. Nedbørfeltet fra Danebuvatn og ned til nordre del av Farrisvann. Kartkilde: NVE Atlas.
Det er to kommunale renseanlegg i Siljan kommune: Siljan avløpsrenseanlegg (2000 pe) er et
biologisk/kjemisk renseanlegg med utslipp til Siljanelva rett nedstrøms Siljan. Renseanlegget er rapportert
å fungerer bra og tilfredsstiller rensekravene. Utslipp av Tot-P var 27-58 kg/år i årene 2009-2012
(Tiltaksanalysen, 2013). Vest for Gorningen er det dessuten et kommunalt renseanlegg (Gonsholt
renseanlegg for 130 pe), som også er et biologisk/kjemisk renseanlegg med utslipp av renset kloakk til
Gorningen. Selv om dette er moderne renseanlegg, er tilbakeholdelsen av patogene mikroorganismer
sannsynligvis ikke høyere enn 50-99 %, som vist for lignende renseanlegg (Myrmel et al., 2015). I kapittel 8
har vi gjennomført analyser av konsekvensen av utslipp av kloakk fra smittede individer. For utslipp fra
renseanleggene i Siljan kommune må vi ta hensyn til at vannet går via to ganske store innsjøer (Gorningen
og Lakssjø) på sin vei til Farrisvannet. Det vil bidra til en betydelig naturlig rensing av vannet.
I Siljan kommune er ca. 1094 personer tilknyttet små spredte avløpsanlegg, der ca. halvparten vurderes å
ha ikke-tilfredsstillende rensing (Tiltaksanalysen, 2013). Hvorvidt utslipp fra slike anlegg vil påvirke den
hygieniske vannkvaliteten i Farrisvannet avhenger av lokalisering av utslippet, der utslipp til Siljanelva rett
oppstrøms innløpet til Farrisvannet (uten oppstrøms innsjø) vil ha størst betydning. Vi har ikke samlet
detaljert informasjon om hvor de spredte avløpsutslippene er lokalisert i Siljan kommune, og om
30
NIVA 7051-2016
tilstanden på de spesifikke anleggene, men har gjennomført analyser av konsekvensen av utslipp fra små
anlegg med 0-99% rensing/tilbakeholdelse. Disse presenteres i kapittel 8.
I henhold til Tiltaksanalysen (2013) er det 34 gårdsbruk i Siljan kommune (totalt ca 660 storfe, 1400 griser,
400 sau/geiter og 23 hester). Disse vil også bidra med sporadisk forekomst av tarmbakterier i Siljanelva.
Det samme vil hunder, katter, fugler og ville dyr.
Resultater fra Farrisovervåkningen viser at det i månedene april-oktober er påvist fra <10 til 160 E. coli per
100 ml i Siljanelva rett oppstrøms Farrisvann siste 6 år, med et snitt på 25 E. coli per 100 ml. Detaljerte
resultater fra overvåkningen, relatert til nedbør døgnet og uken før prøvene ble tatt, er vist i vedlegg C.
Selv om bakteriekonsentrasjonene i Siljanelva er relativt lave, er Siljanelva likevel klart største bidragsyter
til E. coli til Farrisvannet. Dette er vist i tabell 7.3 og nærmere diskutert i kapittel 7. En gjennomsnitts-
konsentrasjon på 25 E. coli per 100 ml og en gjennomsnittlig vannføring på 6.7 m3/s gir en tilførsel på
1,4x1011 E. coli per døgn. En person produserer ca 1x1010 E. coli per døgn, så dette tilsvarer
døgnproduksjonen fra ca. 14 personer. Bidragene kan imidlertid være fra dyr og fugler, så vel som
mennesker, se vedlegg E.
Felt 3. Farrisvann nord
Feltet består av to bekkefelt, ett i vest og ett i øst. I tillegg kommer flere mindre sidefelt til Farrisvann,
totalt 35,8 km2. Delelinjen går fra Siljanelvas utløp i nord og videre sørover langs kommunegrensen midt i
Farrisvann. Det er noe spredt bosetting i dette området, og noen av småbekkene kan føre forurensning
direkte til Farrisvann.
I forbindelse med Farrisovervåkningen er det tatt vannprøver fra Kvislabekken (se kart i vedlegg B) i
månedene april-oktober i 2010 og 2015. Denne prøvetakningen fanger opp noe av avrenningen fra spredt
bebyggelse og landbruk i området, men det er også noe spredt bebyggelse i dette feltet som drenerer til
andre småbekker som renner ut i Farrisvannet.
Detaljerte resultater fra overvåkningen av Kvislabekken er vist i vedlegg C. Generelt viser prøvetakingen
at bekken er lite forurenset og ligger i tilstandsklasse god-svært god både med hensyn på E. coli, total
nitrogen og total fosfor. Mengden E. coli varierer fra <10 til 160 E. coli per 100 ml, med halvparten ≤12 E.
coli/100 ml og alle unntatt en ≤50 E. coli/100 ml.
Kveldebekken (kart i vedlegg B) inngår ikke i Farrisovervåkningen. Det er også noe spredt bebyggelse og
landbruksarealer i dette området.
En flere km lang strekning av fylkesvei 213 Farrisveien, som saltes vinterstid, passerer svært nær
Farrisvannet. Veisalting er allerede omtalt og kan lokalt påvirke innsjøer, men neppe skape problemer i
Farrisvann. Det skyldes antatt stor vanngjennomstrømming og utskifting av påvirket vann.
31
NIVA 7051-2016
Figur 3.6. Farrisvann nord består av to bekkefelt, Kvislabekken i nordvest og Kveldebekken i nordøst,
samt mindre sidefelt til Farrisvann. Kartkilde: NVE Atlas.
Felt 4. Farrisvann øst
Feltet består av flere bekkefelt (19,8 km2) og noen mindre sidefelt til Farrisvann, totalt 46,9 km2. Her er
det flere mindre bekker som potensielt kan føre forurensning direkte til Farrisvann. Det tas prøver fra 6 av
dem i Farrisovervåkningen, hvert år for Delesandbekken, Onobekken, Fossanebekken, Dammenbekken
og Gopledalsbekken og hvert 5. år (sist i 2015) for Lysebubekken. Kart over delfeltene til hver av bekkene
og detaljerte resultater fra prøvetaking i bekkene, er vist i vedlegg B og C. Tidvis er det påvist i
størrelsesorden 103 E. coli/100 ml i disse bekkene. I kapittel 7 har vi estimert og modellert i hvilken grad
tilførsler av E. coli fra de ulike bekkene vil kunne påvirke vanninntakene til Larvik vannverk, Seierstad
Vannverk (Vestfold Vann IKS) og Porsgrunn vannverk.
Totalt i Larvik kommune er det 302 boliger i nedbørfeltet til Farrisvannet som har private avløpsløsninger,
der anslagsvis ca. 1/3 av disse er lokalisert på østsiden. Der situasjonen ikke var tilfredsstillende, har
kommunen gitt pålegg om installering av tett tank for avløp fra wc eller andre godkjente avløpsløsninger.
For gråvann er det ulike løsninger, og de som har søkt om utslipp i senere år har fått pålegg om godkjent
løsning også for gråvann. Kommunen har i 2016 også innført tvungen tømming av restutslipp fra
minirenseanlegg, med tømming en gang hvert år.
32
NIVA 7051-2016
Figur 3.7. Farrisvann øst. Kartkilde: NVE Atlas.
205 boliger i Larvik i det sør-østlige område innenfor Farrisvannet nedbørfelt er tilknyttet kommunalt
avløpsnett. Det er litt fellessystemer, men mest separate spillvannledninger i området. På samme måte som
alle andre avløpsledninger, er det en mulighet for lekkasje fra disse avløpsledningene. Larvik kommune
opplyser at de har hatt problemer med lekkasjer på en av pumpeledningene. Dette ble ikke oppdaget før
vannet kom opp av bakken og meldt inn av innbyggere. Denne pumpeledningen ble skiftet ut i 2014. Det
har ikke vært lekkasje på de andre pumpeledningene. For vanlige selvfallsledninger er det mulighet for
lekkasje via utettheter på selve røret. Ledningsanlegget er relativt nytt, og Larvik kommune opplyser at det
33
NIVA 7051-2016
ikke er noen stor fare for brudd, men tiltetting kan forekomme. Slikt vil normalt bli oppdaget og feilrettet i
løpet av maks 24 timer.
Det er tre pumpestasjoner i nedbørfeltet (Anvik på østsiden av vannet, Hvelven ved fotballbane/E18 og
Torstvedt). Alle disse har buffertank for å fange opp avløpsvann dersom det blir strømbrudd eller havari
av pumpestasjon. (Anvik 4 m3, Hvelven 26 m3, Torstvedt 14 m3). Avløpsvann kan suges opp og kjøres ut
av nedslagsfeltet med bil. Evt. avløpsutslipp fra Hvelven og Torstvedt pumpestasjon har en betydelig
transportvei før det når Farris. Bekkedragene dette kan gå i har lite/ingen vannføring i tørrværsperioder.
Hull i pumpeledningen fra disse to stasjonene kan sannsynligvis foregå en stund uten at det oppdages – i
alle fall dersom det ikke kommer opp til terrengoverflaten. Larvik kommune antar at dette må være det
mest sårbare ved disse anleggene.
Lengst sør ligger en drøyt 3 km lang strekning av E18 inne i nedbørfeltet. Her er det også en større
småbåthavn. Det er flere populære badeplasser i søndre del av Farrisvannet (se:
http://bokeskogen.no/skogen/kart/) og på gode badedager kan det være flere hundre badende.
Siden det er et betydelig forurensningspotensial fra kilder sør-øst i Farrisvannet har vi tatt med et
tilførselspunkt kalt «20-øvrige deler av utløpsområdet SØ/10_LocalSE» i modellering av spredning i
Farrisvannet etter ulike utslippsscenarier. Dette er nærmere diskutert i kapittel 8.
Det er noen gårdsbruk med dyr i delfeltet, men ifølge Tiltaksanalysen (2013) ikke mer enn ca 200 storfe,
gris, sau, geit og hest totalt i Larviks del av nedslagsfeltet. Larvik kommune opplyser at husdyrholdet den
siste tiden generelt er blitt vesentlig redusert, og at driften på den dyrka jorda for det meste er gras. Åpen
åker er redusert til et minimum. Ved Damgården AS er det restriksjoner på omfang av dyrehold, dvs.
opptil 20 hester, 10 høns, 10 kaniner, 3-4 geiter, 2 hunder og 2 katter. Damgården har et minirenseanlegg
dimensjonert for 25 pe med etterpolering. Det er dessuten utført landskapsendringer i form av oppfylling
for å bremse avrenningen til Farris via Dammenbekken.
Felt 5. Farrisvann vest
Dette feltet omfatter alle felt vest for innsjøen og opp til Oklungenvassdraget, totalt 50,2 km2. I øvre del
av feltet er det flere mindre bekker som kan føre avrenning fra forurensningskilder direkte til innsjøen.
Her er det noe spredt bebyggelse med separate avløpsløsninger, totalt i størrelsesorden 200 husstander i
hele feltet og lite/noe gårdsdrift. Også her har Larvik kommune hatt befaring til aktuelle boliger for å
sjekke avløpsløsninger. Det er ikke gjennomført systematisk tilsyn for boligeiendommer siden aksjonen
tidlig på 2000-tallet. Unntaket er 9 eiendommer i forbindelse ny grunnvannsbrønn (2015) ved Elvestua.
Det er totalt 196 hytter i Larvik kommune i nedbørfeltet til Farrisvann. I 2007 ble det utført systematisk
tilsyn på avløpsanlegg for ca. 40 hytter i området Pollen. Det ble gitt pålegg om utbedring av
avløpsanlegget for en ganske stor andel av dem. Området Bjørkeli (på østsiden av Farrisvann) har også
vært gjennomgått. Det stilles nå krav om renseløsninger på utslipp av avløpsvann fra hytter.
34
NIVA 7051-2016
Figur 3.8. Farrisvann vest. Kartkilde: NVE Atlas.
I nedre del av feltet i Vassvik/Anvik er 21 husstander tilknyttet kommunalt avløpsnett. I fremtiden kan
det bli aktuelt å tilknytte flere boliger (9 boliger som ligger nær nok til det eksisterende kommunale
ledningsnett slik at det er aktuelt, dvs. 250-1000 m unna). I tillegg kan det bli aktuelt å knytte til en
virksomhet med sanitæravløp fra noen få ansatte. Det kan også være aktuelt med tilknytning av sigevann
fra gammel barkfylling i området, som tidligere utredet av Norconsult og Aquateam.
Spillvannsledningen fra Anvik - Farriseidet ligger i selve Farrisvannet (langs bunnen og belastet med
betonglodd). I kapittel 8 har vi simulert/vurdert hvor sårbare vanninntakene i Farrisvann er for et mulig
brudd på denne avløpsledningen. Larvik kommune har lagt stor vekt på at dette ikke skal skje. Følgende
tiltak er gjort for å sikre mot forurensning av avløpsvann til Farris: Ledningen er en type PE 100-ledning.
35
NIVA 7051-2016
Det er anlagt buffervolum (4 m3) ved pumpestasjonen (som bør holde i ca. 10 timer ved normale
kloakkmengder fra 21 husstander). Ved havari/strømstans er det mulig å kjøre avløpsvann med septikbil).
Endekummen er utformet på en spesiell måte for raskt å kunne oppdage lekkasje på ledningen. Nivåføler
logger vannivå i endekum. Alarm sendes dersom nivå synker under et bestemt nivå.
Helt i sør, ved Sky, kommer en 2,4 km lang strekning av E18 inn, og her ligger også torvprodusenten
Norsk Miljøindustri. Bedriften har krav i utslippstillatelsen om at påvirket overvann ikke skal slippes til
Farrisvannet.
I forbindelse med Farrisovervåkningen tas det prøver hvert 5 år (seinest i 2015) av følgende bekker:
Vassvikbekken, Kjosebekken, Kleppanebekken, Elvestadbekken og Eikenesbekken. Kart over delfeltene
til hver av bekkene og detaljerte resultater fra prøvetaking i bekkene er vist i vedlegg B og C. Det er ikke
målt over 1000 E. coli/100 ml i disse bekkene, men ofte > 100 E. coli/100 ml. I kapittel 7 har vi estimert
og modellert i hvilken grad tilførsler av E. coli fra de ulike bekkene vil kunne påvirke vanninntakene til
vannverkene. Konsentrasjonen av fosfor i Vassvikbekken er svært høy på grunn av avrenning fra
barkfyllinga, men som vi allerede har anført er vannmengden liten og tilførselen derfor ikke en trussel i
forhold til Farrisvann som drikkevannskilde.
Felt 6. Oklungenvassdraget
Oklungselva renner inn i Farrisvann fra nordvest, og nedbørfeltet er 58,7 km2 (figur 3.9). Det er noe
bebyggelse og landbruksaktivitet i Oklungen-området i nedre del, men nedbørfeltet oppstrøms Oklungen
kan betraktes som upåvirket (i forhold til påvirkning av Farrisvannet).
Oklungen renseanlegg er et kommunalt biologisk-kjemisk anlegg, type Biovac SBR 0115, som ble satt i
drift i 2007. Det er dimensjonert for 130 pe. I dag er ca 70 pe. (26 husstander) tilknyttet, og det er planlagt
at også boligene på nordsiden av Oklungvannet (ca 15 nye husstander) skal tilknyttes. Utslippet fra
renseanlegget går dykket til Oklungvannet gjennom et lite etterpoleringsfilter (sand, stein). Man kan regne
med noe selvrensing med utdøing og sedimentasjon av E. coli og patogener i Oklungsvannet og nedstrøms
i Ragnhildrødvann (ca 0.2 km2) før det renner ut i Farrisvannet.
I dag er det 83 boliger i området som har private avløpsløsninger. Porsgrunn kommune har god oversikt
over hva slags avløpsløsninger det er på de ulike adressene, se oversikt i Tabell 3.5.
Tabell 3.5. Avløpsløsninger i Porsgrunn kommunes del av Oklungenfeltet.
Type avløpsanlegg Antall husstander
Tett tank 6
Tett tank, slamavskiller eller annet for gråvann 18
Tett tank, urenset gråvann 6
Minirenseanlegg, biologisk og kjemisk/biologisk 9
Slamavskiller med sandfilter eller infiltrasjon 8
Kun slamavskiller 21
Ukjent 12
Urenset 3
36
NIVA 7051-2016
Figur 3.9. Oklungenvassdragets nedbørfelt. Kartkilde: NVE Atlas.
I forbindelse med Farrisovervåkningen tas det vannprøver nederst i Oklungselva (se kart over prøvepunkt
i figur 2.2) i april-oktober hvert 5. år (seinest i 2015). Prøvetakningen viser god vannkvalitet både med
hensyn på fosfor, nitrogen og E. coli. Detaljerte resultater fra overvåkningen, relatert til nedbør døgnet og
uken før prøvene ble tatt, er vist i vedlegg C. Målte E. coli konsentrasjoner i Oklungselva varierer fra <1-
90 per 100 ml. Høyeste verdi ble målt etter mye nedbør.
Selv om bakteriekonsentrasjonene i Oklungselva er relativt lave, kan tilførslene av tarmbakterier via
Oklungselva likevel føre til sporadisk påvisning av E. coli ved inntaket til Porsgrunn vannverk ved
Bakkepollen (se kapittel 7). Som vist i tabell E.3 i vedlegg E vil den gjennomsnittlige vannføringen på 1.0
m3/s og en bakteriekonsentrasjon på 16 E. coli per 100 ml gi en tilførsel på 1,4x1010 E. coli per døgn. Det
37
NIVA 7051-2016
tilsvarer døgnproduksjonen fra en person, og vil ikke gi målbare E. coli (<1 per100 ml) ved vanninntaket
til Porsgrunn. Dobbel så høy vannføring (etter mye nedbør) og 90 E. coli per 100 ml vil gi i størrelsesorden
1 E. coli per 100 ml ved vanninntaket i sirkulasjonsperioden. Sannsynligvis er det minst like mye dyr som
mennesker som bidrar til E. coli i elva. Det er noe sau og griser i nærheten av Ragnhildrødvann, men dette
drives på hobbybasis og antallet er sannsynligvis lavt.
Det er også et gårdsbruk som driver med kjøttproduksjon på Hustuft innerst i Farrisvegen, med anslagsvis
8-10 kyr. Avrenningen herfra går til bekk som ikke går til Oklungselva, men via Hustufttjenna og videre ut
i Farrisvannet ved Stranda.
Mjøvann, som er drikkevannskilde for Porsgrunn, ligger i felt 6 (Oklungenvassdraget), og det lages en
egen rapport med forurensningsanalyse av denne drikkevannskilden.
3.5 Oppsummering
En gjennomgang av påvirkninger, forurensingsregnskap og situasjonen for de seks delfeltene viser at
forurensningssituasjonen i Farrisvannet er forholdsvis god. Tilførselen av lett tilgjengelig fosfor fra kloakk
er redusert siden 1985, og det er forholdsvis god margin til de grenseverdier for fosfor som antas å være
aktuelle for Farrisvannet i dag. Vi anbefaler likevel at det ikke legges til rette for aktiviteter som kan skape
ytterligere fosfortilførsler. En antatt økt tilførsel av organisk bundet fosfor pga økt humusinnhold i vannet
representerer ikke et problem i og med at dette fosforet er lite tilgjengelig for algevekst. Dette er i tråd
med vannforskriftens klassifiseringsmetodikk, jfr. også kapittel 4.
Selv om befolkningstettheten er lav i forhold til totalarealet og landbruksaktiviteten begrenset, kan
uheldige omstendigheter føre til at det tilføres tarmbakterier og patogener til drikkevannsinntakene. For
patogener med lang overlevelse i vann er risikoen størst, og dette behandles nærmere i kapittel 5 og 8.
Delnedbørfeltene er i liten grad preget av industri og annen aktivitet som potensielt kan påvirke
Farrisvannet med miljøgifter. Avrenning fra vei utgjør normalt heller ingen risiko, men utforkjøringer og
uhell kan være en trussel, jfr. kapittel 8.
4. Økologisk tilstand
En del av forurensningsanalysen har vært å gjennomføre utvidet prøvetaking og analyse av
planteplankton, vannplanter, samt begroingsalger i bekker, for å vurdere Farrisvannets økologiske tilstand.
Resultater fra sommeren 2015 er vist i kapittel 4.1-4.3, mens kapittel 4.4 oppsummerer nye og historiske
data for å vurdere innsjøens økologiske tilstand.
En sammenstilling av historiske data fra Farrisovervåkningen er dessuten vist i Vedlegg A. Resultater
herfra er tatt med i vår oppsummering.
4.1 Planteplankton i Farris
Observasjonene fra 2015 for algemengde fra de to stasjonene Farris 3 og Farris 4 gitt som klorofyll a, er
vist i figur 4.1, mens totalt algevolum og algesamfunnets sammensetning er vist i figur 4.2. Kart som viser
lokalisering av prøvestasjonene Farris 3 og Farris 4 er vist i figur 2.2.
38
NIVA 7051-2016
Figur 4.1 Algemengde gitt som klorofyll a konsentrasjonen i blandprøver fra 0-10 m dyp ved
hovedstasjonen, Farris 4, og ved Farris 3 lenger nord i innsjøen i 2015.
I henhold til målsetning for store dype innsjøer gitt i Veileder 02:2013 skal midlere konsentrasjon av
klorofyll a over sommerhalvåret være under 2 µg l-1 for at innsjøen skal klassifiseres som svært god. Begge
stasjoner kom innunder dette i 2015, se stiplete linjer i figuren. Selv de høyeste verdier lå under
klassegrensen for god/moderat tilstandsklasse på 4 µg l-1. Den praktiske erfaringen vi har med eutrofiering
av store norske innsjøer, tilsier at man ikke bør slippe Farris opp i de nivåer som aksepteres etter
vanndirektivet, særlig på bakgrunn av at Farris er drikkevannskilde. Tilførselen av biotilgjengelig fosfor bør
derfor ikke økes, se også under forurensningsregnskapet i kapittel 3.3 og kapittelet om beskyttelsesregime.
Totalt volum og artssammensetning viste verdier som er typiske for næringsfattige innsjøer i god
økologisk balanse. Grønnalger, gullalger, fureflagellater og svelgflagellater utgjorde de viktigeste gruppene i
tillegg til mindre andeler kiselalger og pedinellider. Cyanobakterier (blågrønnalger) utgjorde en svært liten
andel og besto stort sett av arter som er vanlig å observere i oligotrofe innsjøer. Grønnalgene besto av
blant annet slektene Chlamydomonas, Monoraphidium og Oocystis. Gullalgene ble utgjort av blant annet
slektene Dinobryon og Mallomonas samt en stor andel ubestemte arter. De viktigeste kiselalgene var slektene
Aulacoseira og Cyclotella. Pedinellidene besto av slekten Pseudopedinella, svelgflagellatene best stort sett av
slekten Cryptomonas og fureflagellatene besto hovedsakelig av slekten Gymnodinium. Når det gjaldt
cyanobakterier var den viktigeste arten Merismopedia tenuissima, kun få celler av Dolichospermum (Anabaena)
ble observert, sannsynligvis Dolichospermum lemmermannii.
Det er imidlertid bare foretatt to observasjoner av planteplankton ved årets undersøkelse, fra to stasjoner
på samme dato. I følge klassifiseringsveilederen (Veileder 02:2013) bør det tas flere prøver fra minst en av
stasjonene, som Farris 4. Historiske data fra måling av algemengden i Farris viser at den er på det høyeste i
august og september slik at prøver for planteplankton i de månedene bør prioriteres.
39
NIVA 7051-2016
Figur 4.2 Totalt volum sammensetning av de viktigste algegrupper i blandprøver 0-10 m fra to stasjoner i
Farrisvannet, tatt 28.07.2015.
4.2 Vannplanter i Farris
Selv om Farrisvannet lenge har vært overvåket med hensyn på vannkvalitet (se for eksempel Berge, 2011)
er vannvegetasjonen så vidt vi kan se bare undersøkt én gang tidligere, i 1983 (Holtan m. fl. 1984). Dette
temaet ble derfor inkludert i foreliggende oppdrag.
Farrisvannet ble besøkt én gang i løpet av vegetasjonsperioden og registreringene av vannvegetasjonen ble
foretatt i henhold til standard metodikk ved hjelp av båt, vannkikkert og kasterive. (jfr. NS EN 15460,
Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2:2013). Vannvegetasjonen i Farrisvannet ble undersøkt ved hjelp av
metodikk for store sjøer, dvs. med i alt 15 lokaliteter. Forholdene på undersøkelsestidspunktet i 2015 var
litt spesielle da innsjøen i forbindelse med veiarbeid og arbeid på demning, var tappet ned ca 1 – 1,5 m.
Det var ikke mulig å undersøke sør-enden av Kilen, sørøst i Farrisvannet, da denne var avskjermet med
lenser og gardiner i forbindelse med anleggsarbeid. Farrisvannet er karakterisert som kalkfattig og klar,
dvs. vanntype 101 (L-N2b), i Vann-Nett. Farrisvannet er regulert med en reguleringshøyde på 3 m.
Kvantifisering av artene i vannvegetasjonen er gjort etter en semi-kvantitativ skala, hvor 1=sjelden,
2=spredt, 3=vanlig, 4=lokalt dominerende og 5=dominerende. I tillegg ble de viktigste helofyttene
notert. Alle dybdeangivelser er gitt i forhold til vannstand ved registreringstidspunktet. Navnsettingen for
karplantene følger Lid og Lid (2005), mens kransalgene er navngitt etter Langangen (2007). Vurdering av
økologisk tilstand for vannvegetasjonen inkl. kransalgene er basert på trofiindeks (TIc) for vannplanter,
jfr. Klassifiseringsveilederen (Veileder 2:2013).
Vurdering av økologisk tilstand for vannvegetasjonen er basert på trofiindeksen (TIc) for vannplanter.
Trofiindeksen, TIc, er basert på forholdet mellom antall arter som er sensitive overfor eutrofiering og
arter som er tolerante. Sensitive arter er arter som får redusert forekomst og dekning og etter hvert blir
helt borte ved eutrofiering. Tolerante arter er ofte sjeldne eller med lav dekning i upåvirkede innsjøer.
Trofiindeksen angis med én verdi for hver innsjø. Verdien kan variere mellom +100, dersom alle de
40
NIVA 7051-2016
tilstedeværende artene er sensitive, og -100, dersom alle er tolerante. Dersom fremmede arter, for
eksempel vasspest (Elodea canadensis), danner massebestander, bør ikke tilstanden vurderes som god.
Tabell 4.1 Vannvegetasjon i Farrisvannet i 1983 og i 2015. Mengdeangivelse: 1=sjelden, 2=spredt,
3=vanlige, 4=lokalt dominerende, 5=dominerer lokaliteten. x= forekom i Farris 1983)
Farris 1983 Farris 2015
Datoer 6.-8.09. 3.-4.08.
ISOETIDER
Elatine hydropiper Korsevjeblom - 1
Eleocharis acicularis Nålesivaks x 3
Isoetes echinospora Mjukt brasmegras x 2
Isoetes lacustris Stivt brasmegras x 4-5
Limosella aquatica Evjebrodd x -
Littorella uniflora Tjønngras x 3
Lobelia dortmanna Botnegras x 3
Lythrum portula Vasskryp x 2
Ranunculus reptans Evjesoleie x 2
Subularia aquatica Sylblad x 2
ELODEIDER
Callitriche hammulata Klovasshår x 1
Callitriche palustris Småvasshår x 1
Juncus bulbosus Krypsiv x 2
Myriophyllum alterniflorum Tusenblad x 2
NYMPHAEIDER
Nuphar lutea Gul nøkkerose x 3
Nymphaea alba coll. Hvit nøkkerose x 2
Persicharia amphibia Vass-slirekne x 2
Potamogeton natans Vanlig tjønnaks x 3
Sparganium angustifolium Flotgras x 2
Sparganium emersum Stautpiggknopp - 2
CHARACEER
Nitella opaca Mattglattkrans x 1
totalt antall 19 20
Registrerte vannplanter i 2015, samt registreringene i Farrisvannet i 1983 er vist i tabell 4.1. Det ble ikke
registrert rødlistede eller svartelistede arter i innsjøen i noen av årene. Basert på disse resultatene var det
god økologisk status med hensyn på eutrofiering både i 1983 og i 2015 (Tabell 4.2).
Det er små endringer i artssammensetningen i Farrisvannet fra 1983 til 2015. I 1983 ble det gjort en
registrering av evjebrodd (Limosella aquatica), mens det i 2015 ble registrert korsevjeblom (Elatine hydropiper)
i innsjøen, begge er sensitive arter. I 2015 ble det i tillegg til flotgras (Sparganium angustifolium) også
registrert stautpiggknopp (Sparganium emersum) flere steder i innsjøen. Stautpiggknopp regnes som en
tolerant art og bidrar til at den økologiske tilstanden virker å ha blitt noe dårligere. Hvorvidt dette er reelt
eller ikke kan ikke fastslås med sikkerhet, stautpiggknopp kan være oversett i 1983 eller det er en reell
nykommer i floraen i Farrisvannet.
Tabell 4.2. EQR- og nEQR-verdier beregna for innsjøene. Økologisk tilstand er angitt med farge; svært
god (blå), god (grønn), moderat (gul) dårlig (oransje) og svært dårlig (rød).
Innsjø Farris
År 1983 2015
Ant. sensitive 15 15
Ant. tolerante 1 2
41
NIVA 7051-2016
Tot. Antall arter 19 20
TIc 73,7 65,0
EQR 0,97 0,92
nEQR 0,79 0,70
4.3 Begroingsalger i bekker
Begroingsalger er en gruppe bentiske primærprodusenter, det vil si fastsittende organismer som driver
fotosyntese, som er svært sensitive for eutrofiering og forsuring. At de ikke kan forflytte seg for å
unnslippe forurensinger gjør dem godt egnet i overvåkingsprosjekter og i forbindelse med
tilstandsklassifisering i henhold til vannforskriften (Direktoratsgruppa, 2013).
Bakterier og sopp er svært sensitive overfor lett nedbrytbart organisk materiale. At de er stasjonære og
reagerer raskt på miljøendringer gjør at denne heterotrofe begroingen er godt egnet for å dokumentere
organisk belastning (Direktoratsgruppa, 2013).
Det er gjort undersøkelser av begroingsalger i seks av innløpsbekkene til Farrisvann den 14. september
2015: Siljanelva, Delesandbekken, Onobekken, Fossenebekken, Dammenbekken og Gopledalsbekken.
Prøvetakingen er utført ved at det på hver stasjon er undersøkt en strekning på ca. 10 meter ved bruk av
vannkikkert. På denne strekningen er det samlet inn prøver av alle makroskopisk synlige alger, inkludert
heterotrof begroing (sopp og bakterier, f.eks. «lammehaler»), og dekningen av disse er estimert som
prosent dekning (<1-100 %). Videre er mikroskopiske alger samlet inn ved å børste et område på 8 x 8
cm på overflaten av hver av 10 steiner (à 10-20 cm i diameter) i en beholder med 1 L vann. Det
avbørstede materialet er så blandet godt i vannet og en delprøve på 20 mL er konservert med
formaldehyd. Forekomsten angis som hyppig, vanlig eller sjelden (Direktoratsgruppa 2013; NS-EN ISO
15708:2009).
Basert på funnene over beregnes ulike indekser (PIT, AIP og HBI), jamfør overvåkingsveilederen
(Direktoratsgruppa 2010) og klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa 2013), og den økologiske
tilstanden finnes for hver lokalitet. Indeksene angir tilstanden med hensyn til hhv. eutrofiering, forsuring
og organisk belastning. Beregnet PIT-, AIP- og HBI-indeksverdier kan sammenliknes med nasjonale
referanseverdier, og forholdet mellom beregnet indeksverdi og referanseverdi kalles EQR (Ecological
Quality Ratio). EQR kan videre regnes om til normaliserte EQR-verdier (nEQR) for sammenlikning med
andre måleparametre og indekser. Det kvalitetselementet som viser dårligst økologisk tilstand blir
gjeldende for den samlede økologiske tilstanden.
På grunn av flere flommer og mye vann måtte prøvetaking av begroingselementer gjøres på et senere
tidspunkt enn først planlagt. Prøvetakingen foregikk fortsatt innenfor tidsperioden spesifisert i
overvåkingsveilederen (Direktoratsgruppa 2010), men de store vannmengdene i dagene og ukene i
forveien hadde trolig skylt med seg mye av det som må ha vært av begroingselementer i de undersøkte
bekkene. I Siljanelva var det for eksempel fortsatt mye vann, og det var tydelige spor etter store steiner
som nylig var blitt forflyttet. Her ble det observert små mengder av grønnalgen Klebsormidium flaccidum,
ellers ble det stort sett observert mikroskopiske fragmenter av ulike grønnalger og cyanobakterier. I
Delesandbekken ble det ikke observert noen begroingselementer i felt, men det ble observert små
mengder av bakterien Sphaerotilus natans («lammehaler») under mikroskop, et tegn på noe organisk
belastning. Onobekken var veldig blakket på prøvetakingstidspunktet, så her var det ikke mulig å se noe
med vannkikkert. Mikroskopisk ble det også her observert S. natans, samt noe grønn- og rødalger. Også
Fossenebekken var litt blakket, og med relativt mye vann. Det ble ikke observert noen begroingselementer
i felt og i mikroskop ble det kun observert små mengder encellede grønnalger samt bruddstykker av
rødalger. Dammenbekken hadde en del fall og kulper og litt brunt vann, så her var det vanskelig å se
begroingselementer i felt. Det ble observert noe vannmose og små mengder rødalger, men resten var kun
mikroskopiske observasjoner, blant annet av S. natans. Gopledalsbekken hadde noe leirpåvirket vann, og
det var relativt mørkt blant trær og skrenter, men det ble observert noe cyanobakterier (Phormidium
42
NIVA 7051-2016
tinctorium) og rødalger (Audouinella pygmaea) i felt. Også her ble det observert S. natans i mikroskop.
Fullstendig artslite finnes i Vedlegg C.
Eutrofieringsindeksen PIT
Det var kun i Siljanelva, Onobekken og Gopledalsbekken det ble observert nok indikatorarter for sikker
beregning av eutrofieringsindeksen (Tabell 4.3). I Siljanelva var det svært god tilstand, med typisk
næringsfattige taksa som cyanobakterien Stigonema sp. og grønnalgene Bulbochaete sp. og Klebsormidium
flaccidum. I Onobekken var det moderat tilstand, med den typisk næringsrike grønnalgen Microspora
abbreviata samt bakterien Sphaerotilus natans. Gopledalsbekken endte opp i dårlig tilstand, særlig på grunn av
observasjoner av rødalgen Audouinella pygmaea og cyanobakterien Phormidium tinctorium.
Tabell 4.3. Tilstandsklassifisering basert på eutrofieringsindeksen PIT, inkludert antall indikatortaksa. Manglende
indeksverdier skyldes ingen eller for få indikatorarter for sikker klassifisering.
PIT
Stasjon Antall indikatortaksa PIT EQR nEQR Tilstandsklasse
Siljanelva 7 5,63 1,03 0,95 Svært god
Delesandbekken 1 22,28 - - -
Onobekken 2 29,96 0,57 0,41 Moderat
Fossenebekken 1 5,14 - - -
Dammenbekken 1 22,28 - - -
Gopledalsbekken 3 37,29 0,44 0,32 Dårlig
Forsuringsindeksen AIP
Det var kun i Siljanelva det ble observert nok indikatorarter til sikker beregning av forsuringsindeksen, og
her var det svært god tilstand med tanke på forsuring (Tabell 4.4). I Onobekken ble det kun observert én
indikatorart, mens det i de resterende bekkene ikke ble observert noen indikatorarter.
Tabell 4.4. Tilstandsklassifisering basert på forsuringsindeksen AIP, inkludert antall indikatortaksa. Manglende
indeksverdier skyldes ingen eller for få indikatorarter for sikker klassifisering.
AIP
Stasjon Antall indikatortaksa AIP EQR nEQR Tilstandsklasse
Siljanelva 3 6,9 1,00 0,90 Svært god
Delesandbekken 0 - - - -
Onobekken 1 6,5 - - -
Fossenebekken 0 - - - -
Dammenbekken 0 - - - -
Gopledalsbekken 0 - - - -
Heterotrof begroingsindeks (HBI)
Det ble observert mikroskopiske mengder av bakterien Sphaerotilus natans i Delesandbekken, Onobekken,
Dammenbekken og Gopledalsbekken. Disse lokalitetene havner således i tilstandsklassen «God» basert på
HBI. Det ble ikke observert noe heterotrof begroing på de resterende lokalitetene, noe som setter disse i
tilstandsklassen «Svært god» basert på HBI. Ingen av disse resultatene viser lavere tilstandsklasse enn PIT,
og vi kan dermed utelukke HBI ved den samlede tilstandsvurderingen.
Samlet vurdering begroingselementer
På grunn av få indikatorarter var det kun tre av de seks undersøkte bekkene som kunne
tilstandsklassifiseres basert på begroingsalger og heterotrof begroing. Slår vi sammen resultatene for PIT
(eutrofiering), AIP (forsuring) og HBI (organisk belastning) ser vi at det er eutrofieringsindeksen som er
bestemmende for samlet tilstandsklasse for alle tre bekker, og det var kun Siljanelva som nådde målet om
god eller svært god økologisk tilstand (Tabell 4.5). Onobekken havnet i moderat tilstand mens
Gopledalsbekken viste dårlig økologisk tilstand. I Delesandbekken og Dammenbekken ble det observert
Sphaerotilus natans, noe som er et tegn på organisk belastning.
43
NIVA 7051-2016
Tabell 4.3. Samlet økologisk tilstand for kvalitetselementene begroingsalger (PIT og AIP) og heterotrof begroing
(HBI) i henhold til «verste-styrer»-prinsippet, inkludert totalt antall taksa samt Ca- og TOC-gruppe i henhold til
vannforskriften (Direktoratsgruppa, 2013). Manglende tilstandsklassifisering skyldes for få indikatorarter for sikker
klassifisering.
Antall
Ca- TOC- taksa PIT HBI AIP Samlet
Stasjon klasse klasse totalt tilstandsklasse tilstandsklasse tilstandsklasse tilstandsklasse
Siljanelva 2 >2 12 Svært god Svært god Svært god Svært god
Delesandbekken 2 >2 6 - - - -
Onobekken 2 >2 3 Moderat God - Moderat
Fossenebekken 2 >2 4 - - - -
Dammenbekken 2 >2 5 - - - -
Gopledalsbekken 2 >2 5 Dårlig God - Dårlig
Ettersom det nylig hadde vært opptil flere store flommer i området er det sannsynlig at en del av
begroingselementene var blitt skylt bort før prøvetaking. I Delesandbekken og Dammenbekken var det
ikke nok indikatorarter til sikker beregning av PIT, men det lille som ble funnet av begroingsalger, samt
funnet av Sphaerotilus natans på disse lokalitetene, tyder på at det er viktig å gjøre nye undersøkelser i disse
bekkene så snart som mulig for å fastslå i hvilken grad tilløpsbekkene til Farris faktisk påvirkes av eutrofi
og organisk belastning.
4.4 Oppsummering økologisk tilstand
Forurensningssituasjonen, slik den ble beskrevet i Kapittel 3, gjenspeiles i den gode økologiske tilstanden
for innsjøen. Det er målt lave klorofyllkonsentrasjoner i foreliggende undersøkelse. Denne situasjonen er
derfor den samme som ble registrert i 1985, og er også bekreftet av de historiske målingene som er vist i
Vedlegg A. Målinger med klorofyllsonde i 2014 viste at klorofyllkonsentrasjonene lå omkring 3 µg/L i
perioden mai-september det året (Roseth m.fl. 2014). I slutten av juli 2014 var vanntemperaturen helt
oppe i 24 °C i overflaten, men dette hadde heller ingen spesiell effekt på klorofyllkonsentrasjonen.
En indikasjon på et algesamfunn som er tilpasset en noe høyere P-konsentrasjon er registrert, men
datagrunnlaget er for lite til at vi vil legge vekt på dette. Vi anbefaler imidlertid å følge situasjonen i årene
framover med tilstrekkelig regelmessige målinger av fosfor, klorofyll og algesammensetning.
Det har forekommet oppblomstring av cyanobakterier i Farris tidligere (Skulberg, 1991), men analyser av
blandprøver har vist at dette er lokale opphopinger. Farristilsynet registrerte i 1997 cyanobakterier i
Farrisvann og også lukten av geosmin. Våre undersøkelser viser ingen tegn til cyanobakterier utover det
som er normalt i næringsfattig vann. Vi vil også understreke at geosmin kan dannes av jordbakterier og gi
den typiske jordlukten ved regn eller etter pløying. Lukten kan derfor også registreres av andre årsaker enn
cyanobakterier i vannet. Det har ikke vært rapportert om oppblomstringer de senere årene.
Begroingsundersøkelsene i sidebekker fikk ikke den utsagnskraften vi skulle ønske pga høy vannføring,
men resultatene viser at enkelte bekker trolig har moderat eller dårlig tilstand. Det harmonerer godt med
inntrykket av historiske data for P-konsentrasjon. Vi vil anbefale at en ser nærmere på tilførselssituasjonen
i disse bekkene.
44
NIVA 7051-2016
5. Hygienisk tilstand
5.1 Fekale indikatorbakterier i råvann og overflatevann
Farrisvannet tilføres en del fekal forurensning (E. coli) via tilløpsbekkene og elvene. Under
Farrisovervåkningen er det målt fra under 10 til 103 E. coli/100 ml i tilførselsbekkene (Vedlegg A og C).
Likevel, fordi vannvolumet og fortynningen i Farrisvannet er såpass stor, så påvises det som oftest ikke E.
coli (dvs mer enn 1 per 100 ml) i råvannet tatt på 23 m dyp (Bakkepollen/Porsgrunn) og ca. 40 m dyp
(Gopledal/Larvik og Seierstad/Vestfold). Det viser data fra råvannet på vannbehandlingsanleggene og fra
innsjøen under Farrisovervåkningen, og bekreftes av vår modellering av spredning av E. coli i vannkilden
(kapittel 7).
Av de fekale indikatorbakteriene E. coli, koliforme bakterier, Intestinale enterokokker og Clostridium
perfringens, er det kun E. coli som regnes som en «sann» fekal indikatorbakterie. Den vokser som oftest ikke
i miljøet (et unntak er i gråvann), og stammer derfor så å si alltid fra tarmen. Den skilles normalt ut i store
mengder i avføringen til mennesker og varmblodige dyr og overlever i vannmiljøet såpass lenge at den er
en god indikator på mulig forekomst av patogener med kort/moderat overlevelse (f. eks bakteriene
Campylobacter og Salmonella og noen virus).
En ulempe med E. coli som fekal indikator, er at den overlever kortere enn parasittene Cryptosporidium og
Giardia og enkelte virus. Koliforme bakterier ble tidligere brukt som fekal indikatorbakterie, men den er
vist å kunne formere seg i vannmiljøet. Det er f. eks observert oppblomstring av koliforme bakterier på
sensommeren i flere drikkevannskilder på Østlandet (Bjerke mfl. 2006). Intestinale enterokokker og
Clostridium perfringens skilles normalt ut i betydelig lavere konsentrasjoner enn E. coli i avføringen fra
mennesker, så konsentrasjonen i kloakk er gjerne minst 10 eller 100 ganger lavere. I store vannvolum vil
derfor fersk kloakkforurensning raskere fortynnes til under deteksjonsgrensen dersom man benytter disse
indikatorbakteriene. Likevel, siden Intestinale enterokokker og Clostridium perfringens skilles ut i varierende
mengder i avføring fra dyr og mennesker og kan overleve lenge (og muligens vokse) i miljøet, kan de
vaskes ut i drikkevannskilder i store mengder under og etter nedbør. De vil også normalt overleve lenger
enn E. coli i selve vannkilden, spesielt Clostridium perfringens som danner sporer som kan overleve i årevis,
og regnes derfor gjerne som indikator for «gammel» fekal forurensning.
I de senere årene har WHO konkludert med at forekomst av Clostridium perfringens ikke samsvarer godt
med forekomst av mulige sykdomsfremkallende mikroorganismer, og derfor ikke er en god fekal
indikatorbakterie. Drikkevannsforskriften krever at dersom det påvises Clostridium perfringens i rentvannet,
så må vannverkseier undersøke om f.eks parasitten Cryptosporidium er tilstede.
Det er påvist svært lite E. coli i råvannet til Seierstad vannbehandlingsanlegg (Vestfold Vann IKS) de siste
6 år. Kun 4 av 279 prøver (1,4%) var positive for E. coli og maks 2 E. coli/100 ml ble påvist (tabell 5.1).
Det ble påvist Intestinale enterokokker og Clostridium perfringens i litt flere av prøvene, dog ikke i mer enn i
3,2% av prøvene. Ved Seierstad vannbehandlingsanlegg er det også tatt 5 råvannsprøver i perioden 2013-
2015 som er analysert for parasittene Giardia og Cryptosporidium. I disse stikkprøvene ble det ikke påvist
parasitter i 10 L prøver.
45
NIVA 7051-2016
Tabell 5.1: Forekomst av fekale indikatorbakterier i råvannet til Seierstad vannbehandlingsanlegg.
Oppsummering av ukentlige prøver fra årene 2010-2015.
E. coli Intestinale Clostridium perfringens
Enterokokker
Antall prøver 279 285 285
Antall prøver med >0# 4 9 9
% positive prøver 1.4% 3,2% 3,2%
Gjennomsnitt (antall 0,018 0,056 0,070
bakterier/100 ml)
Maks (antall 2 6 (en prøve, resten≤2) 10 (en prøve, resten≤2)
bakterier/100 ml)
# Det ble kun påvist E. coli i 4 prøver tatt på høsten (oktober, november, desember).
Også Intestinale enterokokker ble kun påvist i prøver tatt på sensommer-høst-vinter, med hovedvekt av positive
prøver (6 av 9) knyttet til høstsirkulasjon i november-januar.
Clostridium prefringens ble påvist i 9 prøver spredt over ulike sesonger.
Det er også påvist lite fekale indikatorbakterier i råvannet til Gopledal vannbehandlingsanlegg (Larvik). Av
53 månedlige råvannsprøver som ble analysert i perioden januar 2011-oktober 2015 ble det påvist E. coli i
kun 4 prøver (7.5%). Tre av de positive prøvene inneholdt 1 E. coli/100 ml (prøver fra februar 2012, april
2013 og juli 2015), mens det ble påvist 6 E. coli/100 ml i prøven tatt 25.11.2014, et døgn etter at det ble
registrert 66 mm nedbør (24.11.2015) i Larvik. I denne prøven ble det også påvist 3 Intestinale
enterokokker/100 ml. Totalt ble det påvist Intestinale enterokokker i 4 av 52 prøver (7.7%) tatt i perioden
januar 2011-oktober 2015.
Fra råvannet til Porsgrunn vannbehandlingsanlegg (Bakkepollen) er det bare analyseresultater fra
månedene april-oktober, og dessverre derfor ikke data for å fange opp eventuell redusert hygienisk
vannkvalitet under høst- og vårsirkulasjonen. Av 28 prøver tatt i april-oktober i årene 2012-2015 ble det
påvist E. coli i 6 prøver (21%, maks 2 per 100 ml), Clostridium perfringens i 5 prøver (19%, max 2 per 100 ml)
og Intestinale enterokokker i ingen av prøvene (0%).
I forbindelse med Farrisovervåkningen er det også tatt prøver (vertikalserie) fra et område noe lenger unna
utløpet av Oklungselva for å vurdere vannkvaliteten ved mulig nytt inntak til Porsgrunn ved Bakkepollen.
Her er det også kun data fra månedene april-oktober, men det er tatt prøver fra ulike dyp (1, 10, 20, 30,
40, 50 og 60 m), totalt 29 prøver fra hvert dyp i årene 2011-2015. I flertallet av prøvene ble det ikke påvist
indikatorbakterier. Det ble oftere påvist E. coli og Intestinale enterokokker i prøvene tatt på 1 m og 10 m
dyp enn fra de dypere lagene, mens Clostridium perfringens ble påvist omtrent like ofte på alle dypene (figur
5.1). Av de positive prøvene var det stort sett kun 1-3 indikatorbakterier/100 ml, men det var også noen
«slengere» med opptil 200 av en av indikatorbakteriene per 100 ml i prøve tatt på et av dypene, men dette
kan også skyldes analyse-feil. I prøveserien tatt etter en uke med mye nedbør den 21.10.2014 ble det påvist
en eller flere fekale indikatorbakterier på alle dyp (E. coli: snitt 4, maks 14 per 100 ml; Clostridium perfringens:
snitt 1 og maks 2 per 100 ml og Intestinale enterokokker; snitt 10, maks 37 per 100 ml).
46
NIVA 7051-2016
40
35
30
%
positive
prøver
25
20 E.
coli
15 Int.
Ent
10 Cl.
perf
5
0
1
m 10
m 20
m 30m 40m 50m 60
m
Dyp
for
prøveuttak
ved
Bakkepollen
Figur 5.1. Andel (%) av prøvene, tatt på ulike dyp ved mulig nytt vanninntak ved Bakkepollen, hvor det
ble påvist fekale indikatorbakterier (E. coli, Intestinale enterokokker og Clostridium perfringens). Det ble tatt
totalt 29 prøver ved hvert dyp i månedene april-oktober 2011-2015.
Blandeprøvene tatt i Farrisovervåkningen på 0-10 m dyp ved stasjon Farris 4 (nær inntaket til
Seierstad/Vestfold Vann IKS) og stasjon Farris 3 (lenger nord) indikerer også generelt noe mer fekal
forurensning nord i innsjøen, pga. påvirkning fra Siljanelva og Oklungselva, enn ved inntaket til Vestfold
Vann IKS (tabell 5.2). De årlige september-prøvene som er tatt under Farrisovervåkningen fra ulike dyp
ved stasjon 4 bekrefter dessuten analysene fra råvannet på Seierstad, nemlig at det ikke/sjelden påvises E.
coli i dypvannet under sommerstagnasjonen, men at det noe oftere påvises Clostridium perfringens.
Tabell 5.2. E. coli i blandeprøver fra 0-10m dyp tatt ved stasjon Farris 4 og stasjon Farris 3 i månedene
april-oktober i årene 2010-2015
E. coli, stasjon Farris 3 (nord) E. coli, stasjon Farris 4 (nær
inntaket til Vestfold Vann IKS)
Antall prøver 41 41
Antall prøver med >0 20 9
% positive prøver 49% 22%
Gjennomsnitt (antall 3 1
bakterier/100 ml)
Maks (antall bakterier/100 ml) 27 14
5.2 Oppsummering hygienisk tilstand
Analyse av fekale indikatorbakterier i råvannet til de tre vannbehandlingsanleggene viser lav, men
sporadisk forekomst av både E. coli, Intestinale enterokokker og Clostridium perfringens. Det indikerer at det
også er en fare for at råvannet kan inneholde patogene mikroorganismer, og dette krever aktive barrierer
for ulike smittestoffer på vannbehandlingsanleggene. Det ser ut til å være noe høyere forekomst av fekale
indikatorbakterier og derfor muligens større sannsynlighet for forekomst av patogener i råvannet tatt ut
ved Bakkepollen (Porsgrunn) og Gopledal (Larvik) enn ved Seierstad (Vestfold Vann IKS). Porsgrunn og
Gopledal (Larvik) vannbehandlingsanlegg har begge installert koagulering-filtrering, UV-bestråling og
klorering, som ved god drift representerer minst 2 barrierer for de fleste patogene mikroorganismer.
Påvisning av Clostridium perfringens i råvannet til Seierstad (Vestfold Vann IKS) indikerer at patogener med
god overlevelse i vannkilden (som parasittene Giardia og Cryptosporidium) potensielt kan transporteres også
til dette råvannsinntaket. I tråd med God Desinfeksjonspraksis (Ødegaard mfl. 2009) indikerer dette at det
bør være flere hygieniske barrierer for disse parasittene på vannbehandlingsanlegget på Seierstad enn
dagens ene (koagulering-filtrering) siden klor ikke er aktiv mot disse parasittene. Dette diskuteres nærmere
47
NIVA 7051-2016
i kapittel 8 der vi også har gjennomført en forenklet kvantitativ mikrobiell risikovurdering, som inkluderer
modellering av spredning av patogener i Farrisvannet. Det er allerede planlagt at UV-desinfeksjon skal
inkluderes på Seierstad vannbehandlingsanlegg.
6. Økt fargetall og TOC – trender, årsaker og
prognoser
6.1 Bakgrunn
Siden omkring 1980 har det vært en økning i konsentrasjonen av løst organisk stoff (målt som TOC; total
organisk karbon) og fargetall i innsjøer i Sør-Norge. Denne økningen har man også hatt i Farrisvann.
Samme tendens er funnet over store deler av Nord-Europa, og er trolig knyttet til reduksjonen i sur
nedbør (De Wit et al., 2007; Monteith et al., 2007; Evans et al., 2012; Valinia et al., 2015).
Løst organisk stoff er en viktig bestanddel i et fungerende vannøkosystem og en aktiv del av den globale
karbonsyklusen ved at det omdannes til CO2 ved nedbryting av det organiske materialet (Cole et al., 2007;
Battin et al., 2009; Tranvik et al., 2009).
Økningen i TOC/farge er imidlertid også en utfordring for lokale vannverk, spesielt i Norge fordi en stor
andel av norsk drikkevann er overflatevann. Organisk stoff gir vannet farge, smak og lukt, og det
organiske stoffet er grobunn for mikroorganismer. Dersom klor benyttes for desinfeksjon, kan økt
mengde organisk stoff medføre et større klorforbruk og forhøyet risiko for dannelse av helseskadelige
biprodukter. Løst organisk stoff kan også binde og potensielt transportere metaller og organiske
miljøgifter ut i drikkevannsnettet.
Av grunner nevnt over er det krav i drikkevannsforskriften om at drikkevannet ikke skal inneholde for
mye TOC/farge. Det er satt grenseverdier som vannverkene må overholde for det vannet som sendes ut
på nettet (TOC: 5 mg/l og farge: 20 mg Pt/l). Selv om økningen i TOC/farge kan være en endring tilbake
mot naturtilstanden etter at forsuringen har avtatt sterkt i samme tidsperiode, kan økningen medføre at
vannbehandlingen må oppgraderes. En del av oppdraget var derfor å undersøke trender i TOC/farge i
Farrisvann, årsaker til endringene og hvis mulig peke på sannsynlig utvikling de neste tiår.
6.2 Trender
Vi har undersøkt den lange dataserien for TOC fra råvannet ved Seierstad vannverk. Denne dataserien
viser de store endringene en har hatt siden tidlig på 1980-tallet og fram til i dag (Figur 6.1) og er også egnet
for å identifisere mulige lokale årsaker til variasjonen.
48
NIVA 7051-2016
Figur 6.1. Utviklingen i fargetall og TOC-konsentrasjon i råvannet til Seierstad vannverk (årsmiddel). Se
tekst for avgrensning av dataperiode. Legg merke til at y-aksen starter på hhv. 10 mg Pt/L og 2 mg
TOC/L.
TOC-data fram til 1982 var tilsynelatende beheftet med stor usikkerhet, og metoden for å bestemme
vannfarge ble endret i 1985. Vi har derfor kun brukt data fra og med hhv. 1982 og 1985. Den forholdsvis
monotone økningen i TOC er avbrutt av en topp i år 2001. Det skyldes trolig en svær regnfull november
måned året før (i 2000) med over 500 mm nedbør, nesten halvparten av normalnedbøren for et helt år i
dette området.
Det er en formidabel økning i TOC fra noe under 3 mg/L på begynnelsen av 80-tallet til over 6 mg/L i
2014, og også en økning i fargetall. Det er derfor en reell økning i konsentrasjonen av løst karbon, som
delvis gjenspeiles i fargetallet. Mens økningen i TOC har vært nær 50% også etter 2001, er imidlertid ikke
fargetallet høyere i 2014 enn i 2001 da fargen på råvannet var sterkt påvirket av storflommen i november
2000. Figur 6.1 viser årsmidler for farge som delvis «maskerer» brå endringer i råvannets farge. Under
høstsirkulasjonen i november-desember under flommen i 2000 så økte fargen på råvannet fra ca. 26 mg
Pt/l i november 2000 til ca. 39 mg Pt/l i desember 2000. Fargen sank deretter noe de neste årene, for så å
øke igjen siden 2005. Årsaken til forskjellen i kurvene for TOC og farge kan være endringer i kvaliteten på
det organiske materialet. Det er vist i svenske innsjøer at lavmolekylært organisk stoff, som også gir mest
bidrag til fargetall, brytes raskere ned mikrobielt enn høymolekylært organisk stoff. (Louge et al 2015).
Høyere pH pga mindre forsuring og høyere temperatur pga klimaendringer kan gi endringer i dette bildet
over tid. Teoretisk oppholdstid for Farrisvannet er 2.2 år, og råvannet som tas ut på ca 40 meters dyp vil
dermed bli utsatt for slike mikrobielle prosesser i innsjøen.
Vi sammenliknet tidsserien fra råvannet på Seierstad vannverk (tatt ut på ca. 40 m dyp) med data fra
stasjonen Farris 4 (blandeprøve fra 0-10 m), og fant svært god overensstemmelse mellom disse to
datasettene (Figur 6.2). Det er verdt å merke seg at økningen i fargetall, som indikert over, ser ut til å ha
stagnert de siste årene.
49
NIVA 7051-2016
Figur 6.2. Sammenlikning av målt farge mellom råvannet ved Seierstad vannverk og vannprøver fra
målestasjonen Farris 4. Begge datasett viser middelverdier for den isfrie perioden.
6.3 Sesongvariasjon i TOC og fargetall
For nærmere analyse splittet vi året i fire sesonger for å se om det var de samme tendensene til økning i
alle. Det var det (Figur 6.3), og i tillegg var det forholdsvis godt samsvar mellom økningen i TOC og farge.
Men enkelte nyanser ble identifisert.
Økningen ser ut til å ha skutt fart omkring 1990. TOC-konsentrasjonen hadde en tendens til å øke lite i de
første årene for så å øke raskere de siste årene. Denne tendensen var mindre uttalt for fargetallet. Toppen i
begge parametere i 2001, spesielt tydelig for fargetallet, skyldes den ekstreme nedbøren høsten 2000, som
tilførte Farrisvann betydelige mengder naturlig organisk materiale. Med en oppholdstid på 2,2 år, vil det ta
5-6 år før en slik dramatisk endring er utvisket, slik også dataene for Farrisvann viser.
Det er verdt å merke seg at økningen i TOC og farge i den varme sesongen (juli-september) var lavere enn
i de andre, men likevel betydelig, til tross for at man i denne perioden forventer nedbryting av løst
organisk stoff i innsjøer pga UV-innstrålingen (fotooksidasjon). Vannfornyelsen har trolig medført at
denne effekten relativt sett gjør seg mindre gjeldende.
50
NIVA 7051-2016
Figur 6.3. Sesongvariasjon i TOC og farge i råvann fra Seierstad vannverk. Sesongene ble satt opp slik: 1
er januar-mars, 2 er april-juni, 3 er juli-september og 4 er oktober-desember. Legg merke til ulike skalaer.
6.4 Trendanalyse for TOC og farge
For å undersøke trendene nærmere i hele den perioden det var gode data fra Seierstad vannverk, brukte vi
Mann-Kendalls ikke-parametriske trendanalyse (Theils slope; Hirsch and Slack 1984). Her brukte vi både
den samme sesonginndelingen som over og hele dataserien (årsbasis). Et signifikansnivå på 95% (p<0,05)
ble ansett som akseptabelt.
Den signifikante økningen i TOC ga en årlig økning i TOC-konsentrasjon på 0,07 mg/L per år (Tabell
6.1). Det kan se ut som sesong 3 og 4 bidrar mest til denne økningen, særlig sommersesongen. Det kan
være at denne sesongen er den som er mest preget av tilførsler fra nedbørfeltet og dermed har det
tydeligste bidraget til trenden. For den signifikante endringen i fargetall ble den årlige økningen 0,64 mg
Pt/L (Tabell 6.1). Her var det de to midterste sesongene som bidro mest, og som for TOC - spesielt
sommeren. For stasjonen Farris 4 var «årsvariasjonen» for farge større enn for råvannet på Seierstad, men
fra Farris 4 er det bare data fra den isfrie sesongen, og sesong 3 (juli-september) hadde samme trend.
Dataserien startet også seinere, noe som favoriserer graden av økning for måleperioden. Det er derfor
ingen signifikant forskjell mellom disse to stasjonene.
51
NIVA 7051-2016
Tabell 6.1. Mann-Kendall trend analyse for TOC og farge basert på data fra råvannet ved Seierstad
vannverk. TOC-analysen er for perioden 1982-2014, mens fargetall er fra perioden 1985-2014. Sesongene
er som i Figur .
Stasjon Parameter Sesong Sign. p<0.05 Økning,
mgTOC/L/år
Sierstad raw water TOC (mg/l) Alle Ja 0,07
1 Ja 0,06
2 Ja 0,03
3 Ja 0,09
4 Ja 0,07
mgPt/L/år
Sierstad raw water Farge (mgPt/L) Alle Ja 0,64
1 Ja 0,60
2 Ja 0,67
3 Ja 0,75
4 Ja 0,57
Farris 4 Farge (mgPt/L) Mai-Oktober Ja 0,80
2 Ja 0,86
3 Ja 0,75
6.5 Drivere for TOC og fargeutvikling i Farrisvann
Den regionale økningen i TOC, også i andre deler av verden, er blitt viet stor oppmerksomhet blant
forskere og forvaltningen. Økningen har sammenfalt i tid med reduksjonen i sur nedbør og et mildere
klima, og i tillegg har man sett en tydelig klaring av vannet i perioder med stor avsetning og avrenning av
sjøsalter (Na+ og Cl-) i områder nærmere kysten. Økningen i TOC er i disse arbeidene blitt knyttet til
nettopp reduksjonen i sulfat (SO42-) og til marint klorid (Cl-) (Evans et al., 2006; Monteith et al., 2007;
Hruška et al., 2009) og også til faktorer som temperatur, nedbør og avrenning (Larsen et al., 2011;
(Weyhenmeyer and Karlsson, 2009; Hongve et al., 2004). Andre mulige faktorer kan være økt nedfall av
nitrogen (Evans et al., 2008), endring i arealbruk (Yallop and Clutterbuck, 2009) og økningen i CO2 -
utslipp (Freeman et al., 2004). Men flere av disse er jo også knyttet til hverandre og kan ha samme
underliggende årsak.
Ulike mekanismer, som drar i samme eller motsatt retning, virker også samtidig. Ett eksempel er
kombinasjonen av varmere/mer ekstremt vær og mer sjøsaltdeposisjon, som alle kan knyttes til
klimaendringen. Det første kan gi en generelt større transport av organisk stoff i vassdragene pga
temperaturøkning og utvasking, mens den siste isolert sett gir en klaring av vannet pga en salteffekt. Dette
kompliserer bildet.
Endringer i deposisjon av S og N og redusert forsuring er den viktigste regionale forklaringen på økt
TOC-konsentrasjon og fargetall i Farrisvann. Reduksjonen i deposisjon har vært svært markant fra
omkring 1990, og vann og vassdrag har startet gjenhentingen. Det innebærer blant annet økt pH og
reduksjon i aluminiumskonsentrasjon, men da også økt TOC og farge (De Wit et al., 2007; Monteith et al.,
2007; Evans et al., 2012; Valinia et al., 2015).
Det som knytter endring i TOC/farge til endring i forsuring er at sulfat/syre kan redusere mobiliteten til
organisk stoff i jorda. To årsaker har vært framhevet: ved å endre surheten i jorda og/eller endre
ionestyrken i jordvannet (Monteith m. fl. 2007). Sentralt her er at ladningen til de organiske stoffene
reduseres slik at deres mobilitet også reduseres. Med lavere pH (høyere konsentrasjon av H+-ioner) vil
protoneringen av de negativt ladde organiske stoffene øke, og dermed endre molekylstrukturen og
52
NIVA 7051-2016
redusere ladningen. Når det motsatte skjer vil organiske stoffere bli mer mobile igjen og lettere
transporteres til jordvann og avrenningsvann (Evans et al., 2012; Tipping and Hurley, 1988).
Også for råvannet i Seierstad vannverk kan disse sammenhengene vises klart. Med redusert sulfat- og
nitratkonsentrasjon øker både fargetall og TOC-konsentrasjon (Figur 6.4). Mens sammenhengen med
fargetall er lineær og med r2 på 0,73 og 0,80 for hhv. sulfat og nitrat, er det en eksponensiell reduksjon for
TOC (r2 hhv. 0,68 og 0,6). Årsaken til reduksjonen i sulfat og nitrat er den samme (selv om kildene kan
være forskjellige), men konsentrasjonen av sulfat er langt høyere enn nitrat. En skal derfor være varsom
med å tolke sammenhengen med nitrat for sterkt. Reduksjon i utslipp fra forskjellige kilder forklarer trolig
også at utflating for forholdet til sulfat kan forekomme samtidig som forholdet til nitrat er lineært. Med
data fra ytterligere noen år, når nitratkonsentrasjonene eventuelt er enda mindre påvirket av atmosfærisk
deposisjon, vil trolig også forholdet til nitrat flate ut.
Figur 6.4. Forholdet mellom fargetall (A og C) og TOC-konsentrasjon (B og D) og konsentrasjonen av
hhv. nitrat og sulfat i råvannet ved Seierstad vannverk. Endringen i nitrat og sulfat forklarer minst 60 % av
variasjonen i fargetall og TOC (r2 > 0,6).
53
NIVA 7051-2016
6.6 Endringer i nedbør og temperatur
Vi hentet klimadata fra eklima.no for stasjonene Larvik (nedbør) og Færder (temperatur; månedsverdier)
for årene 1979-2014. Trendanalyser ble gjennomført som over for hele år og for sesonger. Det var ingen
signifikante trender (p<0,05) i nedbør, og vi har derfor ikke grunnlag for å si at nedbør forklarer økningen
i fargetall og TOC-konsentrasjon i den undersøkte perioden. Det forekommer imidlertid episoder med
ekstrem nedbør, slik som i 2000, eller perioder med unormalt høye eller lave temperaturer. Slike hendelser
kan forårsake spesielle situasjoner i vassdrag og innsjøer, f.eks. stor transport av organisk stoff. (Fig. 6.3).
Med tilstrekkelig lang oppholdstid vil slike hendelser kunne prege vannkvaliteten i en innsjø lenge. Mer
intensive nedbørepisoder kan dermed ha betydelige effekter og gi større variasjon i fargetall og TOC-
konsentrasjon i framtida. Periodiske økninger kan kreve større kapasitet for å redusere fargetallet på
vannverkene.
Heller ikke for temperatur var det signifikante trender på årsbasis, men det var en signifikant økning
tilsvarende 0,04 ºC/år i sesong 3 (juli-september). For denne sesongen var det også en lineær sammenheng
mellom temperatur og både fargetall og TOC (Figur 6.5), med r2=0,20 for fargetall og r2=0,15 for TOC.
Sammenhengene er ikke så sterke som vist for sulfat og nitrat, men temperatur vil likevel ha et signifikant
bidrag til variasjonen i sommerperioden i Farrisvann.
Figur 6.5. Forholdet mellom temperatur og farge (A) og temperatur og TOC (B) i sesong 3 (juli-september) for råvann ved
Seierstad vannverk.
Temperatureffekten på variasjonen i fargetall og TOC er uklar basert på diverse vitenskapelige
undersøkelser. Noen finner en effekt, mens andre ikke gjør det (Freeman et al., 2001; Worrall and Burt,
2007). Når det finnes en effekt, kan den slå begge veier, dvs. økning i fargetall og TOC-konsentrasjon
(Weyhenmeyer, 2008) eller reduksjon (Clark m.fl. 2010).
Økt temperatur gir kortere vintre og mindre snøakkumulering i lavereliggende områder. Temperatur
regulerer også teledannelse i jorda, sesongvariasjonen i nedbør, tørke og avrenningsforhold (Lepistö et al.,
2013). Temperaturøkning sommerstid, som vi har vist her, er i tråd med klimaframskrivinger for denne
landsdelen (Hanssen-Bauer, 2009), gir økt jordvarme, kan gi mer tørke og dermed øke mineraliseringen av
organisk stoff. Med redusert forsuring vil de løste organiske stoffene lettere transporteres til
overflatevannet, slik at vi her kan snakke om faktorer som trekker i samme retning.
54
NIVA 7051-2016
6.7 Konklusjoner fra vurdering av overvåkningsdata fra Farrisvannet
Økningen i fargetall og TOC-konsentrasjon er et regionalt fenomen, som er godt dokumentert i Nord-
Europa og i nordøstre deler av USA. Vi har vist at de samme trendene i høyeste grad gjør seg gjeldende
også i Farrisvann. Endringen kan knyttes til reduksjonen i sur nedbør og dermed til reduksjonen i
konsentrasjonene av sulfat og nitrat i innsjøen. Om sommeren er det også funnet en økning i
lufttemperaturen som samvirker til økningen i fargetall og TOC.
I årene framover forventes kun mindre reduksjoner i sulfat, mens situasjonen for nitrat er mer usikker.
Effekten av disse endringene på surheten og ionestyrken i jordvannet vil trolig være minimale, men
forsuring vil fortsatt være en driver for utviklingen i TOC og fargetall.
Ytterligere temperaturøkning og eventuelt økt nedbør som del av klimaendringene kan spille en
forholdsvis større rolle i framtida. Effektene av dette er uklare, også fordi de hittil kan ha vært maskert av
den klare reduksjonen i sur nedbør og den påvirkningen dette har hatt. Endringer i arealbruk kan også ha
betydning.
En fortsatt, men trolig mindre, økning i disse parameterne må forventes. Økningen i TOC har vært på i
gjennomsnitt 0,07 mg TOC/L/år siden 1980-tallet og økningen i farge på i gjennomsnitt 0,64 mg Pt/L/år
(Tabell 6.1). Disse tallene inkluderer den første delen av perioden, der økningen var lite markert. Vi vil
antyde at innenfor de neste 10 årene kan man få en lignende, men sannsynligvis ikke høyere, økning.
Videre overvåking med tilstrekkelig hyppighet er derfor viktig for å fastslå størrelsen på trenden og på
variasjonen. Vannverkene må være forberedt på å håndtere både en generell økning i fargetall/TOC og en
antatt større variasjon, både innenfor enkelt-år og fra år til år.
6.8 Anbefalinger om videre studier
Tilgjengelige overvåkningsdata for Farrisvannet har gitt oss en god mulighet til å vurdere endringer i TOC
og farge siden tidlig på 1980-tallet. Disse dataene har vist at det er en god korrelasjon mellom endringer i
atmosfærisk sur nedbør og TOC/farge. Den årlige og månedlige overvåkingen gir derimot ikke eksplisitt
informasjon om kildene til farge og TOC, men for Farrisvann er det temmelig sikkert det alloktone
materialet (tilført fra nedbørfeltet) som dominerer. Informasjon om sammensetningen av organisk
materiale i vannet kan være nyttig for å avgjøre hvilke renseteknikker som vil være mest optimale i
fremtiden. For eksempel har nanofiltrering vist seg å fjerne en stor del av tilført organisk materiale i
drikkevann ved renseanlegg i Sverige (Lavonen 2015).
Tidligere målinger av farge i Farrisvann tyder på at det har vært høyere konsentrasjoner før
forsuringsperioden (Berge, 2011). En ny metode for å rekonstruere TOC-konsentrasjoner i vann fra
perioden før forsuring og fram til målingene startet har blitt utviklet de siste årene. Metoden er basert på
bruk av innsjøsedimenter (intakte sedimentkjerner) som historiske arkiver og bruk av «visible near infrared
spectroscopy (VNIRS)” (Meyer-Jacob et al., 2015; Valinia et al., 2015). Den gir muligheter til å skille på
effekter av arealbruk, klimaforhold, atmosfærisk deposisjon og naturlige TOC-sykluser. Det kan være en
god ide å forsøke å bruke denne metoden i Farrisvannet for først å rekonstruere den historiske utviklingen
i TOC-konsentrasjon og deretter forsøke å beregne en framtidig utvikling basert på scenarier for de
aktuelle driverne. Dette vil da også bli gjennomført i oppfølgingen av dette prosjektet.
55
NIVA 7051-2016
7. Modellering av forurensningsspredning i
Farrisvannet
7.1 Modell og grunnlagsdata
For å beregne spredning av forurensning i Farrisvannet har vi benyttet den 3-dimensjonale modellen
GEMSS. Modellen beregner strøm, temperatur, konsentrasjon av stoffer med ulike egenskaper, sediment-
transport, mm, Figur 7.1. Modellen beregner hva som skjer i innsjøen basert på data for klima, vannføring,
vanntemperatur og stoffkonsentrasjon i tilløp. Modellen er basert på at innsjøen deles inn i
beregningsceller, Figur 7.2. For hver celle blir resultatene beregnet skrittvis framover i tid med noen
minutters tidsoppløsning.
Modellen/modellpakken er utviklet av ERM's Surfacewater Modeling Group i Exton, Pennsylvania, USA.
Modellen og eksempler på bruk av modellen kan studeres nærmere på hjemmesiden gemss.com. Modellen
er blant de mest avanserte som finnes. Den er jevnlig brukt verden rundt.
Figur 7.1. GEMSS er en pakke med modeller. I sentrum står en hydrodynamisk modell. Det er flere
tilleggsmoduler, blant annet for bakterier.
56
NIVA 7051-2016
Figur 7.2. Dybdekart for Farrisvann med plassering av drikkevannsinntakene (venstre figur). Høyre figur
viser inndelingen i beregningsceller. I horisontalplanet var disse av variabel størrelse, vertikalt var hver
celle 2 meter tykk. De 19 tilførselspunktene er vist (punkt 1 er utløp).
Modellen ble brukt til å beregne strøm, temperatur og bakteriologiske forhold i innsjøen for 2014. Dette
var for å teste modellen mot observerte data og for bedre å forstå strøm- og spredningsforhold i innsjøen.
Det ble lest inn karakteristiske meteorologiske data for hver 6. time (lufttemperatur, duggpunkt
temperatur, vindstyrke, vindretning, skydekke og lufttrykk). Disse dataene ble hentet fra databasen til Det
norske meteorologisk institutt for Stasjon 27780 Larvik (lufttemperatur og duggpunkt temperatur) og
stasjon 34130 Jomfruland (vind og skydekning).
Døgnvannføring fra tilløpselver ble hentet fra databasen til Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE)
for Stasjon 15.41 Myklevatn i Siljanvassdraget. Pga. manglende data for 2014 ble midlere
døgnvannføringer i 1992-2002 benyttet. Vannføringene i hver av elvene/bekkene til Farris ble skalert ut
fra vannføringen ved Myklevatn ut fra areal og spesifikk nedbør ifølge NVE-Atlas/Regine, se tabell 7.1.
Ved å gjøre det på denne måten vil vannføringen i tilløpene i modellen variere med årstid basert på
døgnmiddelverdier fra 1992-2002, mens vannføringstoppene i 2014 (grunnet kraftig nedbør) ikke vil bli
fanget opp.
Vannverkenes vanninntak ble antatt å være konstant: Larvik vannverk 0,53 m3/s fra 42 meters dyp,
Vestfold Vann IKS 0,8 m3/s fra 40 meters dyp og Porsgrunn vannverk 0,23 m3/s fra 23 meters dyp. Den
daglige vannføringen ut av innsjøen ble beregnet som sum innløp minus sum vanninntak.
Temperaturen på vannet i tilløpselvene ble modellert ved å anta at denne temperaturen var i likevekt med
klimaet på et hvert tidspunkt.
Tabell 7.1 viser minimum, gjennomsnitt og maksimum E. coli konsentrasjon som er målt i tilløpsbekkene
under Farrisovervåkningen i årene 2010-2015. Variasjonen i den enkelte bekk er stor. Som input til
modellen brukte vi maksimumsverdiene fra disse årene som konstant konsentrasjon. Simulering med
maksimumsverdier gir «verste fall» - konsentrasjoner, basert på det som er målt. Vi kan ikke utelukke at
konsentrasjonene kan ha vært enda høyere, f.eks. ved de kraftige nedbørsepisodene i 2014.
57
NIVA 7051-2016
Tabell 7.1. Delfelter som ble benyttet som tilførselspunkter i simuleringene, gjennomsnittlig vannføring og
E. coli konsentrasjoner målt i bekkene/elvene under Farrisovervåkningen i perioden 2010-2015.
E.
coli
Minste Middel Maksimum Nedbørfelt Spes.
Avr. Vannføring
nr
Nedbørfelt /100
ml /100
ml /100
ml km2 l/s/km2 m3/s
2 Vassvikbekken <10 103 530 0.50 16.4 0.0082
3 Skautvedt 4.90 16.4 0.080
4 Tyskhus 1.10 16.4 0.018
5 Kjosebekken <10 33 160 1.90 16.4 0.031
6 Kleppanebekken <10 52 160 4.90 16.4 0.080
7 Strandområdene 0.50 16.4 0.008
8 Elvestadbekken 10 55 180 11.80 16.4 0.194
9 Eikenesbekken <10 124 560 2.10 16.4 0.034
10 Oklungselva <10 16 90 58.70 18.0 1.057
11 Siljanelva <10 25 160 299.00 22.3 6.668
12 Kvislabekken <10 30 160 5.80 18.7 0.108
13 Kvelde 7.80 22.2 0.173
14 Lysebubekken <10 326 2000 4.50 14.8 0.067
15 Delesandbekken <10 104 1500 2.04 14.8 0.030
16 Onobekken <10 50 260 3.01 14.8 0.045
17 Fossanebekken <10 93 610 8.10 14.8 0.120
18 Dammenbekken <10 138 1600 0.61 14.8 0.009
19 Gopledalsbekken <10 110 580 0.70 14.8 0.010
20 Lokal_SE 0.85 14.8 0.013
Det ble videre antatt at bakteriene døde med en temperaturavhengig halveringstid økende fra 1 døgn ved
20 °C til 5 døgn ved 4 °C. I bekker uten målinger ble 100 E. coli/100 ml benyttet.
7.2 Simulering av temperatur og spredning av E. coli
Modelleringen viser et karakteristisk strømningsmønster ved at vannet på overflaten får en retning noe til
høyre for vinden pga. jordrotasjonen. Langs land på venstre side av vindretningen strømmer vannet fra
land og blir erstattet av oppadgående strømmer (Figur 7.3). Langs land i motsatte deler av innsjøen
strømmer overflatevannet mot land og nedover. På større dyp blir det satt i gang kompensasjonsstrømmer
i motsatt retning av overflatestrømmene.
58
NIVA 7051-2016
Figur 7.3 Vind fra sør mot nord. Det er typisk med overflatestrømmer noe til høyre for vindretningen,
oppoverrettede strømmer langs land der overflatestrømmene er rettet fra land, og nedoverrettede
strømmer langs land på motsatt side.
De store tetthetsforskjellene om sommeren mellom varmt overflatelag og betydelig kaldere vann under
sprangsjiktet, motvirker vertikale bevegelser og innblandinger mellom disse vannlagene. Ved avkjøling
utover høsten blir overflatevannet avkjølt og synker. Dermed får vi en sirkulasjon som øker i dybde inntil
hele vannsøylen oppnår maksimal tetthet ved 4 oC, se Figur 7.4. Et svakere ”sprangsjikt” finner sted om
vinteren hvor kaldt vann danner et lettere overflatelag. Om våren øker lufttemperaturen, overflatevannet
blir varmere og tyngre med påfølgende sirkulasjon inntil hele profilet igjen oppnår 4 oC. Fortsatt
oppvarming reetablerer sprangsjiktet. Høst/vinter-sirkulasjonen, som opphører ved isleggingen, kan vare i
flere måneder, mens et par uker etter at isen har gått kan være typisk varighet for vårsirkulasjonen.
Store vertikale temperaturforskjeller betyr stabile forhold som beskytter vanninntakene mot
forurensninger på overflaten. Små vertikale forskjeller (Figur 7.4, sammenfallende kurver) betyr vertikalt
sirkulerende vannmasser som gjør vanninntakene mer utsatt for overflateforurensning. Både i 2013 og
2014 vedvarte høstsirkuleringen ifølge simuleringene utover i januar. I spesielt milde vintre uten islegging,
kan en slik sirkulasjon finne sted helt til oppvarmingen reetablerer sjiktningen.
Vanninntakene vil følgelig være mest utsatt i sirkulasjonsperiodene, for forurensninger tilført nær
overflaten. Kraftig vind med tilhørende nedoverrettede strømmer langs land vil forsterke denne effekten.
Midlere vannføring inn i Farris er ca. 10 m3/s. Vanninntakene utgjør til sammen 1,5 m3/s. Vanninntakene
vil følgelig i noen grad «suge» vann fra overflaten og medvirke til sirkulasjon.
Vanntemperaturen i vanninntaket til Larvik vannverk økte fra laveste verdi i mars på ca. 3oC til høyeste
verdi i november på ca. 5 oC. Dette var tilnærmet samme forløp som simulerte verdier, se 40 og 50 meters
59
NIVA 7051-2016
kurvene i figur 8.4. Modellen virker derfor pålitelig mht. å simulere temperatur. Dette betyr at de i denne
sammenheng viktige vertikale strømningsbevegelsene i sirkulasjonsperiodene blir simulert på en realistisk
måte.
Figur 7.4. Temperaturer i løpet av året 2014 i ulike dyp. Store vertikale temperaturforskjeller betyr stabile
forhold som beskytter vanninntakene mot forurensninger på overflaten. Små vertikale forskjeller
(sammenfallende kurver) betyr vertikalt sirkulerende vannmasser som gjør vanninntakene utsatt for
overflateforurensning.
Vanninntakene ble ifølge simuleringene lite påvirket av E. coli tilført via elver og bekker (figur 7.5-7.7 og
tabell 7.2). På grunn av tilførsler av E. coli (produktet av vannføring og konsentrasjon) fra Siljanelva og
Oklungselva, var vanninntaket til Porsgrunn vannverk mest utsatt, med maksimumsverdier opp til 5 E. coli
per 100 ml (Figur 7.7). Ved vanninntakene til Larvik vannverk og Seierstad vannverk (Vestfold) var de
simulerte maksimumsverdiene ca. 0,5 og 0,25 E. coli per 100 ml. Det indikerer at man vil finne E. coli i ca.
annenhver prøve tatt i sirkulasjonsperioden i Larvik og i hver fjerde prøve tatt i sirkulasjonsperioden ved
Seierstad vannverk (Vestfold).
Vannkvaliteten på ulike lokaliteter i Farrisvann ble mest påvirket av lokale kilder. Ingen av tilførselskildene
ga >1 E. coli/100 ml ved Larvik vannverk og Seierstad vannverk (Vestfold), men noen av de nærmeste
bekkene førte til 0,1-0,3 E. coli/100 ml. Dette var Onobekken, Fossanebekken, Delesandbekken og
Lysebubekken for Seierstad vannverk (Vestfold) og Gopledalsbekken og Dammensbekken for Larvik
vannverk (tabell 7.2).
I overflatevannet ved målestasjonene Farris 4, Farris 3 og Bakkepollen var de simulerte konsentrasjonene
også lave, i størrelsesorden 1-10 E. coli/100 ml om sommeren (Figur 7.5).
Simuleringene indikerer at vanninntakene på dypt vann er mest utsatt i perioder med vertikal sirkulasjon i
vannmassene. For modellåret 2014 var det fortsatt «høstsirkulasjon» i januar, vårsirkulasjon i mars og ny
høstsirkulasjon i november-desember.
Bakterier er ikke jevnt fordelt i vannmassene, og det vil kunne forekomme ansamlinger med bakterier. Det
kan føre til at det sporadisk vil kunne påvises høyere verdier enn det modellen viser. Normalt vil derimot
tilførslene være lavere enn de brukte maksimumsverdiene resulterer i, og man kan forvente lavere
konsentrasjoner enn de modellerte verdiene. Gitt disse begrensningene, så stemmer de simulerte verdiene
godt med de målte E. coli konsentrasjonene i vanninntakene og selve innsjøen (kapittel 5). Modellen
vurderes som godt egnet for å simulere spredning av E. coli og patogener etter ulike utslippsscenarier.
60
NIVA 7051-2016
Figur 7.5. Simulerte E. coli konsentrasjoner på overflaten og langs bunnen i juni som følge av kontinuerlige
tilførsler av maksimum observert konsentrasjon i elvene. Figurene viser at sprangsjiktet om sommeren
motvirker vertikal transport.
Figur 7.6. Simulerte E. coli konsentrasjoner på overflaten og langs bunnen i november som følge av
kontinuerlige tilførsler av maksimum observert konsentrasjon i elvene. Vertikalt sirkulerende vannmasser
førte til «stor» vertikal transport og representerer en nær verste fall situasjon. Vanninntakene ble imidlertid
i liten grad påvirket.
61
NIVA 7051-2016
Figur 7.7. Simulerte E. coli konsentrasjoner ved vanninntakene til de tre vannverkene gjennom modellåret
2014. Vanninntakene ble mest påvirket i sirkulasjonsperiodene.
Tabell 7.2. Simulert påvirkning av vanninntakene fra hver av de største tilførselskildene. Midlere
påvirkning representerer tilførsler beregnet fra midlere døgnvannføring og gjennomsnittskonsentrasjoner
målt i bekkene, mens maksimum påvirkning er beregnet fra midlere døgnvannføring og
maksimumkonsentrasjoner i bekkene.
Middel Maksimum
Larvik
Vestfold
Porsgrunn
Larvik
Vestfold
Porsgrunn
nr
Nedbørfelt E.coli/100
ml E.coli/100
ml E.coli/100
ml E.coli/100
ml E.coli/100
ml E.coli/100
ml
2 Vassvikbekken 1.4E-‐03 1.9E-‐04 6.6E-‐10 3.9E-‐02 6.5E-‐03 2.6E-‐08
3 Skautvedt 1.2E-‐03 1.1E-‐03 7.4E-‐09 5.2E-‐02 3.5E-‐02 2.1E-‐07
4 Tyskhus 7.6E-‐05 2.8E-‐04 7.0E-‐08 3.1E-‐03 1.1E-‐02 1.7E-‐06
5 Kjosebekken 4.2E-‐06 3.9E-‐05 5.7E-‐06 1.6E-‐04 3.2E-‐03 2.6E-‐04
6 Kleppanebekken 1.2E-‐05 1.1E-‐04 1.4E-‐05 5.3E-‐04 9.3E-‐03 6.1E-‐04
7 Strandområdene 9.6E-‐07 9.4E-‐06 1.0E-‐06 3.7E-‐05 7.7E-‐04 4.3E-‐05
8 Elvestadbekken 1.8E-‐05 1.1E-‐04 1.9E-‐03 5.0E-‐04 2.9E-‐03 6.2E-‐02
9 Eikenesbekken 5.4E-‐06 3.4E-‐05 2.9E-‐03 1.5E-‐04 1.0E-‐03 7.5E-‐02
10 Oklungselva 8.3E-‐07 6.3E-‐06 8.2E-‐02 4.5E-‐05 3.9E-‐04 2.7E+00
11 Siljanelva 1.0E-‐05 8.9E-‐05 7.1E-‐02 5.6E-‐04 6.9E-‐03 4.5E+00
12 Kvislabekken 1.4E-‐08 1.4E-‐07 9.7E-‐05 7.7E-‐07 1.3E-‐05 3.2E-‐03
13 Kvelde 1.6E-‐07 1.4E-‐06 7.9E-‐04 9.3E-‐06 9.9E-‐05 2.5E-‐02
14 Lysebubekken 5.2E-‐04 1.6E-‐03 1.6E-‐07 4.3E-‐02 1.1E-‐01 9.2E-‐06
15 Delesandbekken 1.5E-‐03 3.6E-‐03 1.3E-‐06 7.8E-‐02 1.0E-‐01 5.7E-‐05
16 Onobekken 6.3E-‐04 1.8E-‐03 2.5E-‐07 4.3E-‐02 1.9E-‐01 8.7E-‐06
17 Fossanebekken 1.0E-‐02 6.6E-‐03 5.3E-‐08 2.7E-‐01 1.8E-‐01 1.8E-‐06
18 Dammenbekken 2.1E-‐03 1.3E-‐03 1.0E-‐08 5.4E-‐02 3.6E-‐02 3.6E-‐07
19 Gopledalsbekken 1.1E-‐02 7.8E-‐04 3.2E-‐09 2.5E-‐01 1.4E-‐02 1.2E-‐07
20 Lokal_SE 4.5E-‐04 4.1E-‐05 1.1E-‐10 1.6E-‐02 9.2E-‐04 5.5E-‐09
Totalt 2.6E-‐02 1.6E-‐02 1.5E-‐01 4.7E-‐01 2.5E-‐01 4.7E+00
7.3 Oppsummering
Bruk av den numeriske strøm- og spredningsmodellen GEMSS for simulering av spredning av E. coli i
Farrisvannet, indikerte at alle råvannsinntakene vil være lite påvirket av E. coli. Dette stemmer bra med at
det kun sporadisk påvises E. coli i råvannet på vannverkene, og at det er noe høyere forekomst i råvannet
til Porsgrunn vannverk sammenlignet med de to andre vannverkene. Ved analyse av E. coli analyseres 100
ml vann. Modelleringen indikerer at analyse av 1 L vann ville gitt langt flere positive prøver med hensyn
på E. coli.
62
NIVA 7051-2016
8. Sårbarhetsanalyse
Vi har i denne sårbarhetsanalysen sett litt på kjemisk forurensning, men primært hatt fokus på
mikrobiologisk forurensning; om tilførsel av patogener fra kilder i nedbørfeltet kan transporteres helt fram
til drikkevannsinntakene og lede til sykdomsutbrudd. Til dette har vi blant annet brukt strøm- og
spredningsmodellen og modeller som angir hvor mange som blir syke av å få i seg patogener (dose-
respons modeller). I vedlegg E har vi tatt med bakgrunnsinformasjon og antagelser som er nødvendig for
å gjøre denne type modellering. Vedlegget inneholder blant annet informasjon om 1) Hvilke smittestoffer
som er mest relevante for Farrisvannet, 2) Kilder til E. coli og patogener i Farrisvannets nedbørfelt, 3)
Vurdering av hvor mye av den fekale forurensningsproduksjonen som kommer frem til Farrisvannet, 4)
Hva som påvirker spredning i selve drikkevannskilden og muligheten for at infektive patogener skal nå
frem til råvannsinntakene og 5) Hvilken risiko som er knyttet til ulike patogenkonsentrasjoner i råvannet,
sett i forhold til vannbehandlingen på vannbehandlingsanlegget.
Måling av forholdsvis lave nivåer av E. coli i tilløpsbekkene indikerer at det de fleste dager tilføres lite fekal
forurensning og patogener til Farrisvannet, sett i forhold til det store vannvolumet og fortynningen i
Farrisvannet. Som beskrevet i vedlegg E vil konsentrasjonene av patogener i tilløpsbekkene normalt være
langt lavere enn konsentrasjonene av E. coli, sannsynligvis som oftest < 1 patogen per 1000 E. coli, men
dette kommer an på smittesituasjonen hos de som har produsert E. coli-ene. Vi kjenner ikke til at det har
vært utbrudd av vannbåren smitte knyttet til drikkevannet som tas fra Farris. Dette bekrefter at under
«normalsituasjonen», med normale tilførsler av smittestoffer og normalt fungerende barrierer i kilde
(fortynning og utdøing) og vannbehandling, så er sannsynligheten for vannbåren smitte liten. De store
utbruddene av drikkevannsbåren smitte i Bergen og Østersund, var likevel påminnelser om at
vannbehandlingen må være tilpasset situasjoner med økte tilførsler av patogener, ikke
«normalsituasjonen». Økte tilførsler av patogener til Farrisvannet kan enten oppstå ved at det tilføres
betydelig mer fekal forurensning enn normalt og/eller at den fekale forurensningen som tilføres
inneholder betydelig mer patogener enn normalt (fra mange smittede individer eller fra en/få individer
med svært høy utskillelse). Økt reisevirksomhet og migrasjon vil kunne endre smittesituasjonen hos
mennesker og dyr i nedbørfeltet til Farrisvannet. Ved hjelp av numerisk strøm- og spredningsmodellering
vil vi i det følgende avsnittet demonstrere hvordan patogener med ulik overlevelse (halveringstid) kan
spres fra ulike utslippspunkter og i Farrisvannet, samt bruke dette til å se på hvor sårbare vannverkene
som tar vann fra Farrisvannet er for hendelser med økte utslipp av patogener til Farrisvannet.
8.1. Hendelse med økte tilførsler av patogener:
Vi antok at det ble tilført 1010 patogener per døgn hver dag i en uke fra 5 ulike tilførselskilder: via
Siljanelva i nord, Oklungselva i nordvest, Ono i øst, ved båthavnen i sørøst (kalt LokalSE) og ved Vassvik
i sørvest. Hver av de fem tilførselspunktene kan også representere andre nærliggende kilder.
Patogener har ulik overlevelsesevne i vann, inkludert at de også kan fjernes fra vannmassene ved
sedimentasjon. Fordi patogenenes ovelevelse i vann er en usikker parameter som varierer med en rekke
forhold (beskrevet i vedlegg E), laget vi scenarier der patogenene ble gitt en svinnrate tilsvarende en
halveringstid på ett døgn, en uke, en måned og konservativt (bestandig) materiale, for å illustrere hvordan
overlevelsesevnen påvirker simulerte konsentrasjoner ved vannverksinntakene. Patogene fulgte vannets
bevegelse, dvs. ingen sedimentasjon (sedimentasjon kan tenkes å være «inkludert» i svinnraten). Det
konservative materialet representerer en verste fall situasjon mht. bestandighet, og kan representere
tilførsler av bestandige vannløselige kjemiske stoffer. Et utslipp av 1010 per døgn i en uke av konservativt
materiale blir ekvivalent med et utslipp av 10 kg (= 1010 µg) kjemikalier hver dag i en uke (totalt 70 kg), der
resultatet av simuleringen da blir antall µg/L av dette vannløselige og bestandige kjemikaliet, i stedet for
antall patogener per L.
63
NIVA 7051-2016
Et utslipp på 1010 patogener per døgn hver dag i en uke kan være representativt for typisk høy utskillelse
av Cryptosporidium (eller Campylobacter) fra en smittet person, som skiller ut patogener med avføringen i 7
dager før han er frisk, og der all kloakken fra denne personen tilføres Farrisvannet denne uken. 1010 per
døgn er også en typisk gjennomsnittsverdi for hvor mye av indikatorbakterien E. coli som en person skiller
ut per døgn. Simulerte konsentrasjoner vist i figurene under kan brukes direkte dersom man ønsker å
estimere konsentrasjonen av disse patogenene ved vanninntakene etter utslipp av 1010 per døgn i en uke.
For Campylobacter og E. coli bør man bruke figurene med halveringstid 1 dag eller 1 uke. For Cryptosporidium
bør man bruke figurene med halveringstid 1 uke eller en måned (verste fall). For å vurdere konsekvensen
av andre utslipp (f. eks utslipp fra flere smittede personer eller av patogener som skilles ut i andre mengder
fra smittede individer) må man skalere de simulerte verdiene tilsvarende. Dette er nærmere beskrevet i
vedlegg F.
Det ble laget ett scenario med utslipp en uke under vårsirkulasjonen (15. – 22. mars 2014) og ett
scenarium med utslipp en uke om sommeren (første uken i august 2014). Hensikten var å illustrere
forskjell i spredningsmønster og sårbarheten til vanninntakene dersom utslippet skjedde en uke ved et
velutviklet sprangsjikt/vertikalt stabile forhold i august sammenlignet med under fullsirkulasjonen i mars.
Scenariet med utslipp en uke under vårsirkulasjonen i mars:
Som vist i figur 8.2 ble vanninntaket til Larvik vannverk, logisk nok, mest påvirket av de nærmeste
tilførselskildene: tilførselspunktet vi kalte LokalSE i sørøst og Vassvik i sørvest, med maksimal påvirkning
ca. 0.1-0.5 patogener/L, avhengig av halveringstid. For patogener med kort overlevelse (halveringstid 1
døgn) ble Larviks vanninntak minimalt påvirket av de 3 tilførselspunktene som lå mye lenger unna. Ved
økende halveringstid gjorde også tilførsler fra Ono på østsiden seg mer gjeldende med maksimumsverdier
over 0.1/L ved vanninntaket et par uker etter utslippet. For konservative stoffer indikerte modellen at
inntaket også ble påvirket av tilførslene via Oklungselva og Siljanelva i nord med konsentrasjoner av
størrelsesorden 0.1/L, med størst påvirkning først under høstsirkulasjonen ca. et halvt år etter utslippet.
Figur 8.2 Konsentrasjoner av patogener per liter ved vanninntaket til Larvik vannverk etter tilførsel av
1010 patogener per døgn i løpet av en uke under vårsirkulasjonen i mars (fra 5 ulike tilførselspunkter), av
patogener med ulik overlevelse. Konservativt kan også representere utslipp av 10 kg per døgn i en uke
(totalt 70 kg) av et vannløselig bestandig kjemikalium, der konsentrasjonen da kan leses som µg/L.
64
NIVA 7051-2016
Tilsvarende ble vanninntaket til Vestfold Vann IKS mest påvirket av den nærmeste kilden i øst, Ono, med
maksimumsverdier ca 0.05-0.3/L avhengig av overlevelsesevne (Figur 8.3). Utslipp via kildene i sør
(Vassvik og LokalSE) påvirket Vestfolds vanninntak ubetydelig med hensyn på patogener med
halveringstid 1 døgn, men betydelig mer med hensyn på patogener med lengre halveringstid, med økende
grad av påvirkning et par uker etter utslippet. For konservative stoffer ble inntaket også påvirket av
utslippene fra Oklungselva og Siljanelva i nord med konsentrasjoner i størrelsesorden 0.1/L under
høstsirkulasjonen ca. et halvt år etter utslippet.
Figur 8.3. Konsentrasjoner av patogener per liter i vanninntaket til Vestfold Vann IKS etter tilførsler av
1010 patogener per døgn i løpet av en uke under vårsirkulasjonen i mars (fra 5 ulike tilførselspunkter), av
patogener med ulik overlevelse. Konservativt kan også representere utslipp av 10 kg per døgn i en uke
(totalt 70 kg) av et vannløselig bestandig kjemikalium, der konsentrasjonen da kan leses som µg/L.
Vanninntaket til Porsgrunn vannverk ble mest påvirket av den nærmeste kilden Oklungen, Figur 8.4.
Maksimum simulert konsentrasjon var 0.2/L for patogener med halveringstid 1 døgn og 1 patogen/L ved
halveringstid 1 måned/bestandig. Utslipp via Siljanelva i nord påvirket vanninntaket med maksimum 0.05-
0.4/L avhengig av bestandighet. Utslipp fra de sørlige utslippspunktene påvirket vanninntaket minimalt
med hensyn på patogener med halveringstid ≤1 uke. For patogener med halveringstid 1 måned var
påvirkningen fra de sørlige kildene i størrelsesorden 10-3/L og for konservativt stoff ca 0.07/L (Vedlegg
F).
65
NIVA 7051-2016
Figur 8.4 Konsentrasjoner av patogener per liter ved vanninntaket til Porsgrunn vannverk etter tilførsler
av 1010 patogener per døgn i løpet av en uke under vårsirkulasjonen i mars, av patogener med ulik
overlevelse. Konservativt kan også representere utslipp av 10 kg per døgn i en uke (totalt 70 kg) av et
vannløselig kjemikalium, der konsentrasjonen da kan leses som µg/L.
Scenariet med utslipp en uke ved vertikalt stabile forhold i august:
Generelt ble drikkevannsinntakene mindre påvirket dersom utslippet skjedde en uke i august
sammenlignet med under fullsirkulasjonen i mars. Dette skyldes at patogenene til å begynne med
hovedsakelig ble spredt i overflatelaget, og deretter ført nedover til større dyp under høstsirkulasjonen i
oktober-november (Figur 8.5-8.7). Innen den tid var patogenene med halveringstid 1 dag redusert til
ubetydelige konsentrasjoner. For patogener med halveringstid på en måned /konservativ var forskjellene
mindre med hensyn til maksimal påvirkning av vanninntakene etter utslipp i august sammenlignet med i
mars.
66
NIVA 7051-2016
Figur 8.5. Konsentrasjoner av patogener per liter ved vanninntaket til Larvik vannverk etter tilførsler av
1010 patogener per døgn i løpet av første uken i august (fra 5 ulike tilførselspunkter), av patogener med
ulik overlevelse.
Figur 8.6. Konsentrasjoner av patogener per liter i vanninntaket til Vestfold Vann IKS etter tilførsler av
1010 patogener per døgn i løpet av første uken i august (fra 5 ulike tilførselspunkter), av patogener med
ulik overlevelse.
67
NIVA 7051-2016
Figur 8.7. Konsentrasjoner av patogener per liter i vanninntaket til Porsgrunn vannverk etter tilførsler av
1010 patogener patogener per døgn i løpet av første uken i august (fra 5 ulike tilførselspunkter), av
patogener med ulik overlevelse.
Utslipp av en ukes varighet ble valgt i scenariene fordi det kan være representativt for tiden en person er
syk og skiller ut store mengder patogener med avføringen. Scenariet kan derfor være nyttig for å se på
konsekvens av at det innimellom er syke personer i nedbørfeltet som samtidig har private avløpsanlegg
med dårlig rensegrad. Det kan også representere utslipp fra kommunale avløpsanlegg, f.eks dersom det tar
en uke før lekkasjer fra avløpsnettet oppdages eller det er en uke med driftsproblemer på
avløpsrenseanleggene. For utslipp et stykke unna vanninntakene vil vi også kunne bruke resultatene fra
modellsimuleringene i figur 8.2-8.7 til å få et inntrykk av konsekvens av utslipp med kortere/lenger
varighet og av større/mindre størrelse ved å skalere i henhold til utslippets totalstørrelse (som nærmere
beskrevet i vedlegg F). Et unntak er kanskje utslipp rett over vanninntakene, som potensielt kan
forekomme dersom fritidsbåter tømmer «dobøtta» rett over vanninntaket. Vi brukte derfor
spredningsmodellen for også å forsøke å illustrere hvordan patogener fra et nær momentant utslipp rett
over vanninntaket ble spedt i drikkevannskilden. Antagelser og resultater fra dette scenariet er beskrevet i
vedlegg G.
8.2. Vurdering av risiko (sannsynlighet og konsekvens) for ulike
utslippshendelser knyttet til aktiviteter i nedbørfeltet
Som illustrert i figurene 8.2-8.7: Etter utslipp av patogener til Farrisvannet er patogenenes
overlevelsesevne (halveringstid) kombinert med hvor utslippet er lokalisert i forhold til vanninntaket, og
når på året utslippet finner sted, av stor betydning for simulerte konsentrasjoner av patogener ved
råvanninntakene.
Hvorvidt ulike konsentrasjoner av patogener i råvannet videre vil forårsake smitte via ferdigbehandlet
drikkevann, er avhengig blant annet av patogen-reduksjonen på vannbehandlingsanlegget, patogenenes
infektivitet (evne til å forårsake infeksjon og sykdom) og hvor mye ukokt vann som drikkes. All denne
informasjonen er nødvendig input i såkalt kvantitativ mikrobiell risikovurdering, for eksempel for å
estimere hvor mange sånn omtrentlig som kan bli syke av drikkevannet etter ulike hendelser. Det som kan
forårsake størst sykdomsutbrudd er gjerne en kombinasjon av hendelser, knyttet til både «hendelse med
68
NIVA 7051-2016
økte utslipp av patogener til Farrisvannet» og «svikt i vannbehandlingen». Sannsynligheten for at disse
hendelsene skal skje, både alene og samtidig, må også vurderes for å få et totalt bilde av risikoen (risiko =
sannsynlighet ⋅ konsekvens).
For å beregne konsekvens (antall som kan bli syke av drikkevannet) etter ulike «utslippshendelser knyttet
til aktiviteter i nedbørfeltet» har vi valgt en tilnærming der vi ser på Cryptosporidium som en
referanse/verste-fall patogen og der vi kombinerer informasjon om:
1) Mengden patogener som skilles ut med avføringen til smittede individer (f.eks 1010 Cryptosporidium per
døgn i en uke, som omtrentlig tilsvarer det en Cryptosporidium-syk person skiller ut).
- Hvert år vil det være mennesker i nedbørfeltet til Farrisvannet som skiller ut patogener (av en eller annen slag) med
avføringen. Ofte vil nok utskillelsen av infektive patogener være lavere enn 1010per døgn per person.
Sannsynligheten for at det også er en person med kraftig utskillelse øker jo flere som bor og oppholder seg i
nedbørfeltet.
2) Antatt andel av denne patogenholdige avføringen/kloakken som blir tilført Farrisvannet (0-100%).
- Det er mindre sannsynlig at 100% av den smittefarlige avføringen tilføres Farrisvannet. Som regel vil det være noe
tilbakeholdelse, f. eks 90-99% tilbakeholdelse i avløpsanlegg i spredt bebyggelse. For avføring lagt i terrenget vil
bare en liten andel transporteres til Farrisvannet.
3) Simulerte patogen-konsentrasjoner ved råvannsinntakene ved bruk av numerisk strøm- og
spredningsmodellering etter utslipp via ulike tilførselspunkter ved ulike årstider
(sirkulasjonsperiode/sprangsjikt), som vist i figur 8.2-8.7.
- Utslipp fra avløpsanleggene kan potensielt skje hele året. Utslipp i forbindelse med rekreasjon, samt beitedyr, er
nok mest i sommersesongen/høsten.
4) Disse simulerte konsentrasjonene ved råvannsinntakene brukes som input til modell som estimerer
antall som kan bli syke etter å ha drukket 1 L ukokt vann på en dag med ulike patogen-reduksjoner (log-
reduksjon) i vannbehandlingen (forklart og beskrevet i figur E.1 i vedlegg E. Se også forklaring på
begrepet log-reduksjon i vedlegg H).
- Ved Seierstad vannbehandlingsanlegg er det kun koagulering/filtrering som er effektiv barriere for parasitter. Det
er derfor mest sannsynlig normalt ikke mer enn 2 log-reduksjon av parasitter her, men som oftest 5 log-reduksjon
av de fleste patogene bakterier og virus (klor også effektiv mot disse). Det er nok svært sjelden det ikke er noe
patogen-reduksjon. Ved Larvik- og Porsgrunn vannbehandlingsanlegg vil det nok normalt være 5 log-reduksjon for
de fleste patogener, men innimellom noe lavere.
Slike beregninger er basert på mange antagelser og stor usikkerhet. Fremgangsmåten kan likevel være
nyttig for å illustrere vannverkenes sårbarhet for patogen-forurensning fra nedslagsfeltet, og samtidig brist
i de hygieniske barrierene i vannkilde og på vannbehandlingsanlegg. Vi har ikke mulighet til å beskrive alle
mulige utslippshendelser som kan tenkes å føre til økte utslipp av patogener (av alle slag) til Farrisvannet.
Vi har tatt med noen for å illustrere at hendelser som kun gir lave/ikke målbare E. coli-konsentrasjoner i
råvanninntakene likevel kan gi problematiske konsentrasjoner av patogener hvis fekalutslippet kom fra
smittede individer (med kraftig utskillelse av patogener) og det samtidig var svikt i de hygieniske barrierene
på vannverkene. Utslippshendelsene (med antagelser) er nærmere beskrevet i vedlegg F. Oppsummering
av estimert konsekvens, dvs. omtrentlig (størrelsesorden) antall syke blant 160 000 som drakk vann levert
av Vestfold Vann IKS en dag med økte tilførsler og redusert vannbehandling, er vist i tabell 8.5.
69
NIVA 7051-2016
Tabell 8.5. Maksimum estimerte konsentrasjoner av E. coli og Cryptosporidium i råvannet til Vestfold Vann
IKS etter ulike utslippshendelser, og estimert antall som kan bli syke av å drikke dette vannet en dag med
ulik grad av patogen-reduksjon (log-reduksjon) i vannbehandlingen på Seierstad. På grunn av stor
usikkerhet om hvor lenge parasittene beholder evnen til å forårsake infeksjoner etter utslipp til vann har vi
tatt med beregninger for to ulike svinnrater der halveringstid en uke er mer sannsynlig enn halveringstid
en måned. Normalt kan vi anta at det vil være en 2 log parasitt-reduksjon ved Seierstad
vannbehandlingsanlegg.
Hendelse E. coli Cryptosporidium – medium svinnrate* Cryptosporidium – lav svinnrate**
Antall Antall Antall syke Antall syke Antall/ Antall syke Antall syke
/L /L ved 0 log- ved 2 log- L ved 0 log- ved 2 log-
reduksjon på reduksjon på reduksjon- reduksjon-
Seierstad Seierstad Seierstad Seierstad
Kloakk fra et hus med 1 0.2 4000 av 40 av 0.3 7000 av 70 av
Cryptosporidium-smittet person går 160 000 160 000 160 000 160 000
urenset (100% tilført) ut i Farris
via Onobekken en uke i
sirkulasjonsperioden.
Kloakk fra et hus med 0.01 0.002 40 av 0.4 av 0.003 70 av 0.7 av
Cryptosporidium-smittet person går 160 000 160 000 160 000 160 000
renset (99% renseeffekt) ut i Farris
via Onobekken en uke i
sirkulasjonsperioden.
Kloakk fra et hus med 0.001 0.0003 7 av 0.7 av 0.02 400 av 4 av
Cryptosporidium-smittet person går 160 000 160 000 160 000 160 000
direkte (100% tilført) ut i Farris via
Onobekken en uke i august
Brudd på kloakkledningen i 0.4 0.02 400 av 4 av 0.06 1000 av 10 av
Farriseidet i 1 døgn 160 000 160 000 160 000 160 000
3 personer Crypto-smittet.
Total svikt ved Oklungen 0.01 0.0006 10 av 0.1 av 0.006 100 av 1 av
renseanlegg slik at all kloakk går 160 000 160 000 160 000 160 000
urenset ut i en uke i mars:
3 personer Crypto-smittet
70% selvrensing før Farris
*medium utdøingshastighet/forholdsvis rask tap av infektivitet= halveringstid en uke
**svært lav utdøingshastighet= halveringstid en måned
Som vist i tabell 8.5 kan en hendelse der flere uheldige forhold inntreffer samtidig føre til et vannbårent
utbrudd med flere tusen syke. Sannsynligheten for at alt dette inntrer samtidig er liten. Sannsynligheten for
enkelthendelsene er langt større. Som vist i tabellen ville et potensielt sykdomsutbrudd blitt langt mindre
dersom kloakken fra huset med en smittet person ble renset 99% før utslipp, eller hvis utslippet skjedde
lenge før sirkulasjonsperioden (spesielt for patogener med kortere overlevelse) eller hvis
vannbehandlingen på Seierstad hadde effektiv parasitt-fjerning (>2 log reduksjon).
Scenariene illustrerer også at etter større kloakklekkasjer i store innsjøer som Farrisvannet, er det ikke
tilstrekkelig å ta vannprøver ved råvannsinntakene for å dokumentere at «råvannsinntakene er upåvirket».
Fravær av indikatorbakterier i 100 ml vann trenger ikke bety at det er «trygt» å drikke vannet uten
vannbehandling. Konsentrasjonen av patogener i råvannet etter slike utslipp vil avhenge av
smittesituasjonen hos kloakkprodusentene. Hvis større kloakklekkasjer skulle oppstå i fremtiden, og hvis
mulig, kan det derfor være lurt å ta prøver av kloakken fra husstandene det var lekkasjer fra, som
analyseres for parasitter og aktuelle virus, for å få et bilde av smittesituasjonen og behovet for patogen-
reduksjon i vannbehandlingen (eventuelt kokevarsel hvis vannbehandlingen samtidig svikter).
Som beskrevet i vedlegg F er det også identifisert flere mulige utslippshendelser som vil kunne gi opp mot
1 patogen/L i vanninntakene til Porsgrunn og Larvik vannverk. Ved 1 patogen/L i råvannet og 5 log
reduksjon i vannbehandlingen blir konsentrasjonen i ferdigbehandlet drikkevann 0,00001 patogener/L,
som regnes som akseptabelt i henhold til WHO (2011). Ved så høye patogenkonsentrasjoner i råvannet, er
vannverkene derimot svært sårbare for svikt i de hygieniske barrierene på vannbehandlingsanlegget.
Konsekvensen av svikt i vannbehandlingen etter ulike utslippshendelser er beskrevet i Vedlegg F.
70
NIVA 7051-2016
I tabell 8.6 har vi oppsummert hvilke forurensningskilder/aktiviteter i Farrisvannets nedbørfelt som vi
mener utgjør en fare for å forårsake drikkevannsbårne utbrudd, og hvordan forurensningsfaren kan
reduseres. Avløpsanlegg i spredt bebyggelse står først, siden dette sannsynligvis, ved dagens forhold,
representerer høyest risiko.
71
NIVA 7051-2016
Tabell 8.6: Oppsummering av hvilke forurensningskilder/aktiviteter i Farrisvannets nedbørfelt som vi
mener utgjør størst risiko for å forårsake drikkevannsbårne utbrudd, og hvordan forurensningsfaren kan
reduseres. Hvorvidt forurensningskilder/aktiviteter i nedbørfeltet kan medføre vannbårne utbrudd
avhenger også av grad av patogen-reduksjon på de 3 vannbehandlingsanleggene.
Kilde til mikrobiell Kommentar Hvordan redusere
forurensning: forurensningsfare
1. Avløpsanlegg i spredt - de 3 vannverkene er mest Sørge for gode renseløsninger på
bebyggelse (spesielt de med utsatt for utslipp nær eget eksisterende avløpsanlegg og
dårlige renseløsninger) vanninntak / til redusere/unngå ny bebyggelse.
tilløpsbekker som renner
ut nær eget vanninntak
2. Kommunale avløpsanlegg
-utslipp fra kommunale Porsgrunn vannverk mest Sørge for god drift
avløpsrenseanlegg utsatt for utslipp fra
Oklungen renseanlegg og
renseanleggene i Siljan
-lekkasjer fra avløpsnettet, Larvik vannverk og Sørge for god drift og at potensielle
inkludert overløp ved Vestfold Vann IKS mest utslipp oppdages raskt og minimeres.
nedbør, brudd, kloakkstopp utsatt for utslipp fra Spesielt fokus på avløpsledningen fra
mm. avløpsnettet i Larvik Anvik-Farriseidet som ligger i
kommune Farrisvannet.
Redusere/unngå ny bebyggelse
3. Hytter med innlagt vann - spesielt hvis utslippet er Sørge for at hytter med innlagt vann
uten gode renseløsninger nær vanninntak/ til har gode renseløsninger
tilløpsbekker som renner
ut nær vanninntak
4. Fritidsbåter – inkludert Håndheve forbud mot husbåter på
camping/telting (spesielt Farrisvannet og forby all form for
hvis de ikke viser god adferd dumping av fekalt avfall fra båter.
med hensyn på å redusere Redusere omfanget av
omfanget av fekal friluftsliv/informasjon om hvordan
forurensning) redusere smittefare
5. Bading Redusere omfanget ved å ikke
tilrettelegge for bading/informasjon
6. Landbruksdyr Sannsynligvis en betydelig Sannsynligvis lav forekomst av
kilde til fekale humanpatogener hos de fleste
indikatorbakterier i dyrepopulasjonene, men dette bør
Siljanelva, i utsatte lokale muligens undersøkes nærmere for
tilløpsbekker og i utsatte gårdsbruk (inkl.
drikkevannsinntakene arter/genotyper).
Tiltak for å redusere avrenning fra
gårder med forurensningspotensial.
7. Hunder og katter mm. Bidrar nok også noe til Unngå/redusere ny bebyggelse (mer
fekale indikatorbakterier i bebyggelse fører også til mer
lokale tilløpsbekker fastboende hunder og katter).
Tilrettelegge for at hundeeiere plukker
opp hundeavføring
8. Ville dyr og fugler Sannsynligvis betydelig
kilde til fekale
indikatorbakterier
72
NIVA 7051-2016
8.3 Oppsummering mikrobiologisk forurensning
Det er flere potensielle kilder til patogener fra human avføring i nedbørfeltet: Avløp i spredt bebyggelse,
utslipp fra kommunale renseanlegg, mulig lekkasje fra kommunalt avløpsnett, utslipp i forbindelse med
båtbruk, bading og annen rekreasjon. Utslippene er normalt så små i forhold til fortynningen at det ikke
gir målbare konsentrasjoner av E. coli ved vannverksinntakene. Modellsimuleringene viser likevel at utslipp
av kloakk/avføring fra syke individer, som skiller ut store mengder patogener (f.eks parasittene Giardia og
Cryptosporidium) som overlever lenge i vann, vil kunne gi konsentrasjoner ved vanninntakene som krever
aktive barrierer i vannbehandlingen for å unngå vannbårne utbrudd. Vannbehandlingsprosesser kan svikte
innimellom, og modellsimuleringene illustrerer viktigheten av å ha fokus på god kontroll av prosessene og
flere aktive barrierer for smittestoffer i vannbehandlingen. Samtidig må man tilstrebe at drikkevannskilden
og tilførselsbekker tilføres minst mulig human avføring.
Generelt er fortynningen i Farrisvannet såpass stor, og husdyrholdet og sannsynligvis patogenutskillelsen
fra dyr i nedbørfeltet forholdsvis liten, slik at avføring fra dyr i nedbørfeltet neppe vil gi høye
konsentrasjoner av patogener ved vanninntakene. Tiltak for å hindre avrenning fra gårder reduserer
risikoen ytterligere. Husdyr (og ville dyr) bidrar sannsynligvis i betydelig grad til E. coli som måles i flere av
tilførselsbekkene og til sporadisk påvisning av fekale indikatorbakterier ved vanninntakene. Fugler som
slipper avføring rett over vanninntakene kan også gi sporadiske tilførsler av E. coli og potensielt patogener,
men alle 3 vannbehandlingsanleggene har barrierer som normalt bør takle dette.
8.4 Faren for kjemisk forurensning
Oppblomstring av cyanobakterier i innsjøer kan føre til at det produseres cyanotoksiner, som kan
forårsake indre skader og hudreaksjoner. Generell algeoppblomstring kan eventuelt resultere i smak og
lukt på drikkevann. Slike problemer kan oppstå i næringsrike vannforekomster, og som vurdert i kapittel 4,
vil dette ikke være et problem for Farrisvann som drikkevannskilde i dagens situasjon. Så lenge tilførselen
av næringsstoffer er akseptabel, se kapittel 3, vil det heller ikke være noe problem for vannforsyningen i
årene framover. Lokalt kan det imidlertid skje algeoppblomstringer pga lokale tilførsler, og det kan skje en
videre oppkonsentrering pga vind.
En rekke uønskede kjemiske forbindelser kan tilføres vannforekomster som følge av utslipp fra industri,
landbruk eller husholdning. Utslipp kan også forekomme ved uhell og ulykker langs vei og jernbane.
Enkelte slike stoffer kan være forholdsvis harmløse, men reagere med tilsatt klor i vannbehandlingen og
dermed danne lukt- og smaksstoffer, eventuelt klororganiske stoffer som en ikke ønsker å sende ut på
drikkevannsnettet pga deres helseeffekter. I nedbørfelt til drikkevannskilder er en derfor spesielt
oppmerksom på slike kilder, se gjennomgangen av dagens og mulige framtidige forurensningskilder i
kapittel 3.
I denne rapporten er det ikke hensiktsmessig å liste opp alle potensielt farlige kjemikalier. I arbeidet med
vannforskriften er det imidlertid identifisert en del tungmetaller og flere organiske mikroforurensninger
som er såkalt prioriterte stoffer i EU. Så vidt vi har oversikt over er det ikke kilder av betydning for disse
stoffene i Farrisvannets nedbørfelt. Tilnærmingen vi også har gjort er å undersøke hvor mye av et farlig
stoff som må slippes ut for å gi potensielt problematiske konsentrasjoner ved drikkevannsinntakene. Vi
har her brukt de simuleringene vi har gjennomført med GEMSS-modellen, dvs. tilsvarende sprednings- og
fortynningsberegninger som for den mikrobiologiske forurensningen. En tilførsel på 1010 patogener per
døgn tilsvarer en tilførsel på 10 kg (1010 µg) av et stoff per døgn.
Mens patogener har en begrenset levetid pga nedbryting eller inaktivering, vil imidlertid mange kjemiske
stoffer ikke ha det. Tungmetaller brytes jo ikke ned, men de kan adsorberes til organisk stoff eller andre
stoffer og på den måten miste deler av sin giftighet. På den måten kan de også sedimentere til bunnen og
dermed fjernes midlertidig eller permanent fra vannfasen. Organisk stoff som kommer inn i innsjøen, se
73
NIVA 7051-2016
kapittelet 6 om økningen i vannfarge og TOC, kan også ha tungmetaller og organiske mikroforurensninger
knyttet til seg. Med den lange oppholdstiden i vannet, kan noe av det tilførte organiske materialet brytes
ned i innsjøen, slik at adsorberte stoffer også frigjøres. Innsjøprosesser av den typen vi her beskriver vil
påvirke transportveien for metaller og andre stoffer og bidra til usikkerhet i beregningene.
En del tungmetaller og andre miljøgifter er forholdsvis sterkt partikkelbundet. Partikkelholdig
industriutslipp og bileksos kan være kilder for spredning av slike stoffer. Ett eksempel er polysykliske
aromatiske hydrokarboner (PAH). Flere av disse tjærestoffene er på EUs liste over prioriterte stoffer, men
den vannløste fraksjonen er liten. Faren ved utslipp og nedfall med nedbør er derfor begrenset.
Våre beregninger viser at vanninntakene til Larvik vannverk og Vestfold Vann IKS ligger såpass dypt og
langt fra land og aktuelle tilførselskilder at de er godt beskyttet mot kjemikalieutslipp. Analyse av råvann
og rentvann på Seierstad vannbehandlingsanlegg viser da heller ingen overskridelser av grenseverdiene for
kjemiske og fysiske parametere i drikkevannsforskriften. Det vil si at det normalt ikke er tilførsler av
betydning for disse stoffene fra nedbørfeltet.
Farrisvannet ligger utsatt til med vei og jernbane langs vannkilden, og kan derfor potensielt utsettes for
uhell med godstog som sporer av eller for tankbilvelt. Dersom det blir nytt mottak for spesialavfall i
Brevik, kan det bli økt transport av farlig avfall forbi Farrisvannet. Og dersom det tillates
industrivirksomhet ved Klova industripark, bør det foreligge en konsekvensvurdering av effekten på
Farrisvann som drikkevannskilde av potensielle kjemikalieutslipp. Uhellsutslipp på 10-100 tonn
vannløselig kjemikalium må til for å gi en konsentrasjon på 1 mg/l ved vanninntaket og være 10-100 kg
for å gi 1 µg/l.
Det finnes heldigvis få eksempler på kjemisk forurensning av drikkevann i Norge, men fra utlandet er det
flere eksempler. Dersom det er industribedrifter i et nedbørfelt, er det også alltid en mulighet for at noe
kan gå galt. I 1990 tømte en bedrift ved en feiltakelse et galvanisk bad (som inneholdt cyanid) ut i en
sideelv til Glomma og i Virginia, USA i 2014 ble det omfattende konsekvenser etter en tanklekkasje med
methylcyclohexanemethanol (MCHM) og glycoletere (Lund, 2015). Dette viser at virksomheter med et
potensiale for skadelige utslipp i nedbørfelt til drikkevannskilder bør unngås. Da vil man også unngå
usikkerhet og bekymring hos vannverkenes abonnenter.
Tungmetaller
Noen tungmetaller har grenseverdier på under 10 µg/l i drikkevannsforskriften, deriblant kvikksølv med
grenseverdi 0,5 µg/l, antimon og kadmium med 5 µg/l og bly og arsen med 10 µg/l. Utslipp på 0,1-1 kg
kan være nok til at det blir en konsentrasjon på 0,01 µg/l ved drikkevannsinntakene og 1-10 kg kan være
nok til at det blir 0,1 µg/l.
Fenol
Vi kjenner til at det har forekommet uhell ved at fenol fra tankbil er lekket til vassdrag. Fenoler i
drikkevann utgjør ikke et helseproblem, men ved klorering, se over, dannes klorfenoler som har en
ubehagelig lukt og smak i små konsentrasjoner. Noen klorfenoler er toksiske og kan virke
kreftfremkallende i høye konsentrasjoner. WHO har på bakgrunn av helsemessige vurderinger angitt
retningsgivende grenseverdier for 2,4,6-triklorfenol på 200 µg/l og for pentaklorfenol på 9 µg/l. Av smak-
/luktmessige årsaker anbefaler WHO at individuelle klorfenoler og fenoler ikke bør være tilstede i
drikkevann i mengder over 0,1 µg/l (FHI, 2004).
Ved et uhellsutslipp i sirkulasjonsperioden fra et eventuelt framtidig industriområde på Klova eller fra
tankbil sør i innsjøen, kunne fenolutslipp i størrelsesorden 1-10 kg fenol være nok til å overskride
konsentrasjonene for lukt/smak ved vanninntaket til Larvik, mens 100 ganger mer måtte til for å
overskride de helsemessige anbefalingene.
Plantevernmidler
74
NIVA 7051-2016
Grenseverdi for sum plantevernmidler er satt lik 0,5 µg/l i Drikkevannsforskriften. Det vil si at utslipp av
5-50 liter i sørlige deler av innsjøen kunne medføre overskridelse ved Larvik vannverk. Plantevernmidler
fraktes normalt i bærbare kanner på 5-20 l. Ved uhell vil formodentlig ikke væsken fra alle kannene renne
ut. Imidlertid kan det tenkes at store mengder væske som lagres kan tilføres innsjøen for eksempel ved
brann. Det antas at avrenning av plantevernmidler fra jordbruksarealer ikke representerer et problem ved
drikkevannsinntakene pga høy grad av fortynning.
Olje
Erfaringsmateriale fra oljeutslipp er fortrinnsvis knyttet til utslipp av råolje på åpent hav. Hvordan ulike
prosesser virker på forskjellige oljetyper i ulike miljøer er meget komplisert og mangelfullt utredet. Særlig
er det mangelfull kunnskap om påvirkning på ferskvann av raffinerte oljeprodukter. Olje som slippes ut i
vann forandrer sine kjemiske og fysiske egenskaper i løpet av noen timer og fordampningen er stor, typisk
30 % på et par døgn. Bensin fordamper enda raskere, nær fullstendig innen noen timer.
Drikkevannsforskriftens grenseverdi for hydrokarboner er 10 µg/l. Luktgrensen er ansett for å være 1
µg/l. Det ble simulert spredning av dieselolje tilført i drikkevannsmagasinene Gjersjøen og Birkelandsvatn
(Tjomsland, Tryland og Kolluru 2010). Oljeutslipp fikk ikke betydning for drikkevannskvaliteten. På
grunn av nedbryting og fortynning forventer vi ikke at drikkevannet blir påvirket av oljeutslipp. Vi vil her
også legge til at oppsamling av olje trolig vil bli gjort raskt ved uhellsutslipp, slik at spredning i liten grad
forekommer.
8.5. Oppsummering kjemisk forurensning:
Uhellsutslipp av kjemikalier fra industri eller ved tankbilvelt vil vanligvis oppdages raskt, slik at
forebyggende tiltak kan settes inn. Stor fortynning i drikkevannskilden vil også for de fleste tenkelige
scenarier føre til at det ikke blir konsentrasjoner ved vanninntakene som medfører helsefare ved å drikke
vannet. For kjemiske stoffer vil en eventuell toksisk virkning bli betraktelig redusert (gjerne eliminert) av å
fortynne tilstrekkelig. Det vil trolig også ta lang tid fra et uhell inntreffer til konsentrasjonen eventuelt blir
kritisk i vanninntaket. Forholdsregler kan dermed tas slik at skader unngås. Generelt bør det imidlertid
ikke være forurensningskilder i nedbørfeltet til store drikkevannskilder som kan medføre fare for skadelige
kjemikalietilførsler, verken under ordinære forhold eller ved uhell/ulykker.
9. Grunnlag for revisjon av dagens
beskyttelsesregime
9.1 Innledning
I følge Drikkevannsforskriften § 14 plikter vannverkseier å sette i verk nødvendige beskyttelsestiltak i
nedbørfeltet for å forhindre fare for forurensning av drikkevannet og for å bevare kilden for fremtidige
generasjoner. Med beskyttelsestiltak menes her tiltak som går utover de som forvaltningen allikevel har
plikt til å gjennomføre av hensyn til negativ miljø- og forurensningspåvirkning av vannforekomsten. Slike
klausuleringer betyr begrensninger på menneskelig aktivitet i nedbørfeltet. De vil tinglyses som en klausul/
heftelse på hver enkelt eiendom. Innføring av klausuleringer kan hjemles i Matloven
(Drikkevannsforskriften), Plan og bygningsloven, og Kommunehelseloven. Det er imidlertid også en
rekke andre tiltak som kan gjøres for å redusere forurensningsfaren. Vi kommer tilbake til dette under.
Innsjøer er overflatevann som lett påvirkes av tilførsler. Innsjøer kan dermed lett ødelegges som
drikkevannskilder ved å tillate fri utvikling av menneskelig aktivitet i nedbørfeltet. Tønsbergs gamle
hovedkilde (Akersvannet), Sandefjords gamle hovedkilde (Goksjø) og Hortens gamle hovedkilde (Borre-
75
NIVA 7051-2016
vann), er eksempler på innsjøer som har blitt ødelagt som drikkevannskilder som følge av nærmest fri
utvikling av menneskelig aktivitet i nedbørfeltet (Berge mfl., 2014). Disse er nå nedlagt som
drikkevannskilder, og byene fjernforsynes fra Farris og Eikeren gjennom Vestfold Vann IKS. For å unngå
denne type utvikling har flere innsjøer som i dag benyttes som drikkevannskilder klausuleringer i
nedbørfeltet. For Maridalsvannet (Oslo) og Rore (Grimstad og Arendal) ble det fra NIVAs side
konkludert med at det, hovedsakelig på grunn av faren for mikrobiell forurensning, trengs strenge
beskyttelsesregler i nedbørfeltet (Berge mfl., 2011 og Berge mfl., 2014).
Drikkevannsforskriften sier ikke noe konkret om hvor strenge beskyttelsestiltak/klausuleringer som må
innføres. Det er blant annet avhengig av innsjøen og nedbørfeltets størrelse, av vannbehandlingen og av
hvor mange folk som forsynes av kilden. Det er først når innsjøene kommer opp i 15-20 km2 og større at
størrelsen i seg selv vurderes som en sikkerhet, eller at man gir opp å klausulere fordi nedbørfeltet er for
stort, og det er for stor aktivitet i nedbørfeltet allerede (Berge, 2014). Arealet omkring innsjøen eller
nedbørfeltet kan også deles inn i beskyttelsessoner, der de strengeste reglene gjelder for områder nærmest
innsjøen/vanninntaket.
Mange personer forsynes med vann fra Farrisvannet, så i likhet med andre større vannforsyninger
aksepteres kun en meget lav risiko forbundet med drikkevannet. Konsekvensen kan bli stor dersom
drikkevannet fra et stort vannverk inneholder smittestoffer (potensielt mange kan bli syke), så derfor må
sannsynligheten for dette være liten. Dersom man ikke klausulerer eller ikke har mulighet til å beskytte
vannkilden tilstrekkelig, må dette kompenseres for med økt grad av sikkerhet i vannbehandlingen. Det er
et viktig prinsipp i norsk vannforsyning at hvis mulig er det bedre å unngå forurensning av
drikkevannskilden enn å måtte fjerne forurensning i vannbehandlingen. Dette skyldes ikke minst at
vannbehandlingsprosesser kan svikte og at enkelte vannbehandling-/desinfeksjonsmetoder ikke er aktive
mot alle smittestoffer. Ved å ha flere barrierer (multiple barrierer) er man mindre sårbar hvis en av
barrierene svikter.
9.2 Dagens beskyttelsesregime
Farrisvannets nedbørfelt er lokalisert i hele 3 fylker og i 5 kommuner. Det kan dermed være en ekstra
utfordring for vannverkseiere «å beskytte vannkilden for å forhindre fare for forurensning og å erverve rettigheter for å
opprettholde slik beskyttelse». Farrisvannets plassering, samt at det generelt måles god hygienisk
råvannskvalitet ved drikkevannsinntakene på grunn av god fortynning i den forholdsvis store innsjøen, er
nok grunnen til at det er få klausuleringsbestemmelser knyttet til Farrisvannet. Vannverkene har dessuten
hatt fokus på at vannbehandlingen skal være tilpasset råvannskvaliteten og forholdene i tilsigsområdet.
Dette har ført til at vannverkene i Porsgrunn og Larvik har installert flere hygieniske barrierer i
vannbehandlingen. Vestfold Vann IKS, som har et noe mer beskyttet råvannsinntak, inkludert
klausuleringsbestemmelser for nærområdet til vanninntaket, har inntil nylig vurdert at det er tilstrekkelig
med koagulering/filtrering og klorering som hygieniske barrierer i vannbehandlingen.
Klausuleringsbestemmelser for inntaket til Vestfold Vann IKS ved Ono: Vestfold Vann IKS har
inngått avtale med grunneier Fritzøe Skoger om klausuleringsbestemmelser i området rundt vanninntaket.
Det er opprettet en restriksjonssone som omfatter nedslagsfeltet til Onobekken, nedre Ono, Onoøya,
Donkiløya og områdene utenfor. Det er også begrensninger for sjøområdet mellom Onoøya og Donkiløya
i en avstand på 500 meter fra land. I restriksjonssonen er det for eksempel ikke tillatt å oppføre ny
bebyggelse. Dyrehold er ikke tillatt, med unntak av noen sauer på inngjerdet beite. Avløp fra eksisterende
bebyggelse må renses etter gjeldende regler og forskrifter. Hyttetoaletter skal være utført som biologisk
klosett eller tilsvarende. Det er også restriksjoner på bruk av plantevernmidler og lagring av olje og
kjemikalier. Leirslaging, camping og stevner er ikke tillatt i restriksjonssonen, men bading og fiske er tillatt.
Vestfold Vann IKS har også satt opp skilt med informasjon og oppfordring om å vise hensyn til
drikkevannsinteressene for de som ferdes i nærheten av vanninntaket.
76
NIVA 7051-2016
Restriksjoner for Damgården: Larvik kommune v/Kommunalteknikk og Vestfold Vann IKS inngikk
dessuten en avtale med iFokus AS, tidligere eier av Damgården, om restriksjoner for å forhindre/redusere
forurensning herfra. Avtalen er tinglyst som heftelse på Damgården og omhandler restriksjoner på omfang
av dyrehold, tiltak for å redusere avrenning fra beiter/ridebane og fra der ridestier krysser bekker. Avløp
fra eksisterende bebyggelse skal renses i henhold til gjeldende lover og forskrifter. Det er også
restriksjoner med hensyn på bruk og lagring av plantevernmidler. Lagring av drivstoff, olje, oljeprodukter
og kjemikalier i større omfang uten sikringstiltak er heller ikke tillatt. Ny eier er kjent med avtalen og
forholder seg til den.
Hensynssone: For å beskytte Farrisvannet som drikkevannskilde har Larvik kommune opprettet hele sin
del av nedbørfeltet som sikringssone med tilhørende retningslinjer og bestemmelser, jfr. Plan og
bygningslovens §11-8a. Dette innebærer at alle tiltak i nedbørfeltet skal konsekvensutredes. Tiltak som vil
forurense eller som kan representere en fare for forurensning av drikkevannskildene og deres nedbørfelt
tillates ikke.
Vestfold Vann IKS har de senere årene kommet med en rekke høringsuttalelser og innsigelser mot
planlagte aktiviteter i nedbørfeltet, spesielt tilrettelegging for et industriområde ved Klova. Etter
Mattilsynets innsigelse, gikk denne delen av kommuneplanens arealdel til mekling i Kommunal- og
moderniseringsdepartementet. Resultatet av meklingen ble stadfestet av kommunestyret i mars 2016.
Område N1-A Klova tas etter det inn i planen som en hensynssone – som båndlegges for regulering etter
plan- og bygningsloven. For bestemmelsene som det var innsigelse til, er følgende vedtatt og tatt inn:
«Dersom saksutredningene og videre prosess, som skal utarbeides i forbindelse med oppfølging av
Regional Plan for Bærekraftig Arealpolitikk (RPBA), viser at området ikke kan bygges ut til
næringsvirksomhet, tas hensynssonen ut av kommuneplanens arealdel, jf. vedtak fra KMD av 07.10.2014.
Dersom det tillates å starte opp en planprosess skal Farris og Hallevannet som drikkevann sikres ved at
det tas inn bestemmelser om vilkår for etablering. Vilkår for videre planlegging og etablering skal
framkomme av utredningene og av Fylkesmannens avgjørelse i saken».
Vi er ikke kjent med at de andre kommunene har opprettet sin del av nedbørfeltet til Farrisvannet som
hensynssone, med unntak av restriksjoner knyttet til Mjøvann som drikkevannskilde.
Vassdrags- og naturvern: Siljanvassdraget ble vernet mot kraftutbygging i 1973. Alle dagens reguleringer
oppstrøms Farrisvann ble startet tidlig på 1900-tallet, men tre mindre anlegg fikk konsesjon på 2000-tallet.
I tillegg er det sju mindre naturreservater og et landskapsvernområde som er vernet etter
naturmangfoldloven.
Fra lovdata.no: I henhold til forskrift om motorisert ferdsel i vassdrag, Larvik kommune, Vestfold
(FOR-1999-06-22-1642) er det satt begrensninger for tillatt hastighet for båter på Farrisvannet. Det er
også forbud mot å bruke vannscooter og snøscooter og å lande eller ta av med motordrevet fly eller
helikopter. Motorferdsel med husbåt er ikke tillatt. Siden husbåter ikke er tillatt, innebærer dette
sannsynligvis at det ikke er tillatt med så store båter at de har septiktank om bord. Denne forskriften sier
også at ervervsmessig eller annen organisert motorbåttransport av personer ikke er tillatt i Farrisvann uten
tillatelse fra kommunestyret.
Det er også en forskrift om regulering av ferdselen i Kilen friluftsområde, Larvik og Hedrum kommuner,
Vestfold (FOR-1981-09-15-4749). Den krever at enhver som ferdes i Kilen friluftsområde ved Farrisvann
plikter å følge atferdsreglene. Det er for eksempel forbudt å sette opp telt og campingvogner i området,
fortøyning av båter er bare tillatt i Farris båtforenings merkede båtfester og vinteropplag av båter er bare
tillatt på anviste plasser.
Farristilsynet: Tilsynsmannen og ansatte i Larvik kommune utfører tilsyn i og ved Farris 1-2 ganger per
uke i tidsrommet 1. mai – 1. november. Prioriterte oppgaver er informasjon til publikum, vannprøvetaking
(Farrisovervåkningen), generelt tilsyn, overvåkning av algetilstanden og forhold knyttet til motorferdsel og
bålbrenning.
77
NIVA 7051-2016
Tilsyn med avløpsanlegg rundt Farris: Som beskrevet tidligere, har Larvik kommune gjennomført ulike
tiltak for raskt å fange opp og eventuelt redusere omfang av kloakklekkasjer fra kommunale
avløpsledninger i nedbørfeltet. Det er spesielt fokus på avløpsledningen som ligger i selve Farrisvannet
(strekningen Anvik-Farriseidet). Kommunen har dessuten en ansatt som jobber med å følge opp avløp i
spredt bebyggelse. Larvik kommune opplyser at fordi vannkvaliteten i Farrisvannet er god, har det ikke
vært prioritert tilsyn på avløpsanlegg i nedbørfeltet til Farrisvannet de senere årene. Den kommende
kommunale utredningen KOU 2017: Vann og avløp 2018- 2021, kan eventuelt inkludere et oppdatert
tilsynsprogram.
9.3 Er det behov for nye beskyttelsesregler
Hovedoppgavene i det foreliggende arbeidet var å utarbeide en forurensningsanalyse for Farrisvann og,
basert på den, gi anbefalinger om endringer i beskyttelsesregimet for Farrisvannet og nedbørfeltet. Vi har
valgt å gi en punktvis opplisting av viktige elementer som bør vurderes og kommer også med konkrete
anbefalinger.
Hygienisk forurensning:
● Installering av UV-anlegg på Seierstad vannbehandlingsanlegg: Selv med uttak av drikkevann på forholdsvis dypt
vann og klausuleringer i nærområdet, representerer ikke Farrisvannet med nedbørfelt en god nok
hygienisk barriere for parasitter og andre patogener som overlever lenge i vann. Selv om private og
kommunale avløpsanlegg i nedbørfeltet driftes godt etter gjeldende lover og forskrifter vil det være noe
utslipp av patogener fra anleggene, og svikt som fører til større utslipp av avløpsvann vil kunne
forekomme. Vestfold Vann IKS bør derfor sette inn en ekstra barriere i vannbehandlingsanlegget på
Seierstad. Den allerede vedtatte oppgraderingen med UV-behandling representerer en slik barriere.
● Fortsatt restriksjoner i nærområdene ved vanninntaket på Ono: Som vist med spredningsmodellering (kapittel 8)
vil forurensning fra tilførselspunkter nær vanninntakene påvirke vanninntakene mere enn en tilsvarende
tilførsel fra punkter lenger unna. Dette gjelder spesielt for E. coli og patogener med kort overlevelse i vann.
For å unngå forurensning av drikkevannsinntakene vil man derfor ha størst utbytte av restriksjoner i
nærområdene. Dagens klausuleringsbestemmelser for inntaket til Vestfold Vann IKS ved Ono og
restriksjoner for Damgården bør derfor fortsatt håndheves selv om vannbehandlingsanlegget på Seierstad
(Vestfold Vann IKS) oppgraderes med UV-behandling. Ved å ha flere barrierer (multiple barrierer) er man
mindre sårbar hvis en av barrierene svikter!
● Økt bevissthet på faren for utslipp av patogener fra avløpsanlegg i nedbørfeltet og oppgradering der det er nødvendig:
Klimaendringer og økt reisevirksomhet og migrasjon kan føre til økt utbredelse av smittestoffer (inkludert
«nye» smittestoffer) i nedbørfeltet. Dette øker viktigheten av å ha fokus på å begrense forurensning fra
avløpssystemene i nedbørfeltet. Det gjelder både private avløpsanlegg i hus og hytter og kommunale
avløpsledninger og renseanlegg. Vi anbefaler å være restriktive og unngå nye boligfelt i innsjøens
nærområde. Med innsjøens nærområde mener vi områder som drenerer direkte til Farrisvannet eller til
elver/bekker som renner ut i Farrisvannet uten å gå via en oppstrøms innsjø. Det synes dessuten å være
behov for økt tilsyn med og oppgradering av enkelte avløpsanlegg fra hus og hytter i nedbørfeltet.
Kommunene bør kunne:
· Fremlegge årlige rapporter på at avløp i spredt bebyggelse fungerer som det skal/ i henhold til
tillatelser.
· Fremlegge årlige rapporter på at kommunale renseanlegg som benytter Siljan-Farrisvassdraget som
resipient fungerer som det skal og i henhold til utslippstillatelse (gjelder Siljan avløpsrenseanlegg som har
utslippstillatelse fra Fylkesmannen for 2200 pe, samt Oklungen renseanlegg (130 pe) og Gonsholt
renseanlegg (130 pe) som har utslippstillatelse fra kommunene). Utslippstillatelsen må være av så ny dato
at den er i tråd med gjeldende krav.
Kommunene må dessuten umiddelbart varsle vannverkene ved svikt og/eller overløp (av betydning) ved
kommunale renseanlegg, pumpestasjoner og avløpsledninger.
78
NIVA 7051-2016
● Minimere utslipp av patogener og søppel fra båtbruk, bading og annet friluftsliv: I 1997 ble det av Farristilsynet
registrert 680 fritidsbåter i Farrisvann. Dette representerer en betydelig aktivitet. For folkehelsen i området
vil nok helsegevinsten med friluftsliv veie tyngre enn faren for at denne type aktiviteter skal forurense
drikkevannet. Av drikkevannshensyn er det likevel viktig å redusere forurensningsfaren fra denne type
aktiviteter så godt det lar seg gjøre, f. eks:
· Redusere aktiviteten i Farrisvannet ved å legge til rette for at folk har båter, bader og utøver
friluftsliv på andre egnede lokaliteter i distriktet
· Håndheve forbud mot husbåter på Farrisvannet og forby all form for dumping av fekalt avfall fra
båter. Vurdere hvorvidt utplassering av toaletter vil redusere forurensningsfaren. En lokal forskrift for å
begrense noe av båttrafikken kan vurderes.
· Ikke legge til rette for ytterligere friluftsliv. Informasjonen om slike grep og generelt om hvordan
man kan redusere smittefaren forbundet med friluftsliv bør være god og lett tilgjengelig for publikum.
· Følge med på omfanget av friluftsliv i området (Farristilsynet). Dersom det er mye overnatting kan
forbud mot å sette opp telt vurderes.
· Bading bør kunne tillates, men tilrettelegging for bading bør ikke skje. Informasjon om fare for
smittespredning bør settes opp ved mye brukte badeplasser.
● Minimere utslipp fra dyrehold: Husdyrholdet i Farrisvannets nærområde er vesentlig redusert de senere
årene, men det er fortsatt noe dyrehold som vil kunne føre til forhøyede konsentrasjoner av E. coli i lokale
tilførselsbekker. Generelt er likevel fortynningen i Farrisvannet såpass stor at slike tilførsler som oftest
ikke gir målbare konsentrasjoner av E. coli ved vanninntakene. Det er en del husdyr i Siljan, men generelt
er det ganske lang transportvei (med mulighet for utdøing og sedimentasjon av patogener) fra gårdsbruk i
Siljan til drikkevannsinntakene til Larvik og Vestfold Vann IKS. Porsgrunn vannverk er noe mer utsatt for
forurensning fra Siljanelva. Generelt er det mindre smittefare forbundet med avføring fra dyr enn fra
mennesker. Det vurderes derfor som unødvendig å redusere antall dyr i nedbørfeltet, men samtidig bør
kommunene følge med på situasjonen slik at man ikke får en betydelig økning. Spesielt er dette viktig i
Farrisvannets nærområde. Eksisterende praksis for beite og områder med beitearealer bør gjennomgås
med hensyn på fare for avrenning til Farrisvann. Utegående dyr langs vassdrag og utette gjødsels-kummer
er spesielt uheldig. For større gårder med mulig avrenning av fekal forurensning til Farrisvannet, kan det
være aktuelt å undersøke om det er smitte i besetningen.
Noen dyreslag har større sannsynlighet for å skille ut patogener som kan smitte mennesker, for eksempel
kalver av storfe de første leveukene. Tiltak bør settes i verk for å begrense tilførsler av avføring fra slike
(inkludert informasjon til aktuelle bønder).
Algeoppblomstring/eutrofi:
● Tilførslene av fosfor bør ikke økes og eutrofi-situasjonen bør følges med regelmessige målinger av fosfor, klorofyll og
algesammensetning. Konsentrasjonen av total fosfor i Farrisvannet ligger nå på ca. 8,0 µg /l (gjennomsnitt
målt siste 6 år). Sannsynligvis har det de siste årene vært en nedgang i fosfor-tilførslene fra kloakk, mens
det har vært en økning i mengden organisk bundet fosfor fra naturlige kilder, som har sammenheng med
økningen i TOC. En slik økning vil neppe forårsake økning i algemengde fordi organisk bundet fosfor i
stor grad er utilgjengelig for algevekst. De svært lave klorofyllverdiene som måles i Farrisvannet (om lag 2-
3 µg/L) bekrefter at det fortsatt er lite tilgjengelig fosfor i innsjøen. For å ha god margin mot uønsket
algevekst bør likevel ikke gjennomsnittsverdien av totalfosfor i Farrisvannet overstige 9 µg /l og
situasjonen må følges i årene framover med tilstrekkelig regelmessige målinger av fosfor, klorofyll og
algesammensetning.
● Tiltak mot diffus avrenning: I vannregion Vest-Vikens tiltaksplan, som løper fra 2016, er det anbefalt i alt
26 tiltak mot diffus avrenning fra landbruk og 11 tiltak i spredt bebyggelse for Siljanvassdraget. Vi er ikke
kjent med hvilke tiltak dette er og hvor de ønskes satt inn, men vi antar dette er tiltak som først og fremst
er rettet mot å oppnå miljømålet om god økologisk tilstand i vassdraget. I tiltaksanalysen (2013) er det
oppsummert en del fosforreduserende tiltak innenfor landbrukssektoren med kostnad/nytte, samt tiltak
innenfor avløpssektoren, deriblant noen tiltak som allerede er gjennomført (f. eks oppstart av Gonsholt
79
NIVA 7051-2016
renseanlegg og Oklungen renseanlegg). Flere av disse tiltakene mot diffus avrenning vil ha positiv effekt
for Farrisvann som drikkevannskilde gjennom å redusere risikoen knyttet til patogener. Basert på
dokumentasjonen i foreliggende rapport, er det ikke spesifikke behov for tiltak kun av hensyn til
eutrofiering i Farrisvann. Likevel, man bør være påpasselig på at tilførslene ikke øker, og noe reduksjon i
tilførslene av fosfor fra landbruk og avløp kan være gunstig for å kompensere for økte naturlige tilførsler.
Kjemisk forurensning:
● Føre-var prinsippet bør veie tungt: Vi mener generelt at man bør være svært restriktive med hva som tillates
av industrivirksomhet i nedbørfeltet til drikkevannskilder. Selve vannkilden kan, gjennom fortynnings- og
nedbrytningseffekter, utgjøre en barriere for miljøgifter, men det trengs en barriere til. Denne kan man, i
henhold til veilederen til drikkevannsforskriften, oppnå gjennom forbud mot forurensende aktiviteter i
tilsigsområde/kilde. Det planlegges for tiden ingen ytterligere fjerning av kjemisk forurensning på
vannbehandlingsanleggene. For å sikre 2 barrierer bør man derfor unngå industrivirksomhet med
potensiale for uønsket forurensning. Det vises spesielt til omtalen av Klova industriområde over.
Fargetall og TOC:
● Økningen i fargetall og TOC må håndteres i vannbehandlingen: Endringer i fargetall og TOC skjer nærmest
utelukkende pga. naturlige prosesser og koplingen disse har til klimatiske forhold og til endringer i
langtransportert forurenset luft og nedbør (forsuring). Det er dermed vanskelig å påvirke endringer i
råvannets farge og TOC med tiltak i kilde og nedbørfelt. Vannverkene må være forberedt på å håndtere
både en generell økning i fargetall/TOC og en antatt større variasjon, både innenfor enkelt-år og fra år til
år, blant annet avhengig av nedbørsforhold og store flommer som den i år 2000. Fordi effekten med økt
farge og TOC som er knyttet til nedgang i sur nedbør sannsynligvis er i ferd med å flate ut, er det lite
sannsynlig at økningen de neste 10 årene i gjennomsnitt vil overstige 0,64 mg Pt/L/år for farge og 0,07
mg TOC/L/år for TOC.
Overvåking og andre undersøkelser:
Informasjon om vannkvaliteten i tilløpsbekker og selve innsjøen er sentralt for å fastsette nødvendige
beskyttelsestiltak i nedbørfelt og i vannbehandlingen. Det er derfor viktig med dokumentasjon av
endringer og eventuelt mer spesifikke undersøkelser. Dagens prøvetaking i forbindelse med
Farrisovervåkingen og prøvene som tas av råvannet på vannbehandlingsanleggene gir et godt bilde av
utviklingen i vannkvalitet i Farrisvannet. Det er viktig at denne overvåkingen forsetter. Også
observasjonene som gjøres av Farristilsynet er viktige for å kartlegge omfanget av forurensende aktiviteter
i nedbørfeltet. Som nevnt over bør kommunene også ha fokus på å ha god kontroll på utslipp fra
avløpsanlegg og landbruk. Økt tilsyn kan være en viktig del av dette arbeidet.
Referanseliste
Battin, T.J., Luyssaert, S., Kaplan, L.A., Aufdenkampe, A.K., Richter, A. and Tranvik, L.J., 2009. The
boundless carbon cycle. Nature Geoscience 2(9) 598-600.
Berge, D. 2011. Overvåking av Farrisvannet med tilløp fra 1958-2010. NIVA-rapport 6175/2011.
Berge, D., Tryland, I., Tjomsland, T., Hem, L., Røstum, J. 2011b. ROS Maridalsvannet – Oset. NIVA-
rapport: OR-6221. ISBN: 978-82-577-5956-8.
Berge, D., Tryland, I., Tjomsland, Eikebrokk, B., Røstum, J. 2014. Analyse av Rore og nedbørfelt 1.
Forurensningsanalyse av Rore med nedbørfelt 2. ROS-analyse for vannbehandlingsanleggene til Arendal
og Grimstad kommuner 3. Grunnlag for revisjon av dagens beskyttelsesregime i nedbørfeltet. NIVA-
rapport 6686-2014. 215 s.
80
NIVA 7051-2016
Bjerke, V., Solem, M., Karlsen, L.I. og Rukke, N.A. 2006. Oppblomstring av koliforme bakterier i
drikkevannskildene Tyrifjorden/Holsfjorden og Væleren sensommeren 2006. VA-bulletin 4-2006. s 13-15.
Buus Kjær, K. 2013. Miljø- og sundhedsskadelige stoffer i drænvand fra kunstgræsbaner. Vurdering af
eksisterende analyseresultater på danske kunstgræsbaner samt supplerende måleprogram på to udvalgte
baner. DHI 2013.
Chow, A.T., Tanji, K.K. and Gao, S., 2003. Production of dissolved organic carbon (DOC) and
trihalomethane (THM) precursor from peat soils. Water Research 37(18) 4475-4485.
Clark, J.M., Bottrell, S.H., Evans, C.D., Monteith, D.T., Bartlett, R., Rose, R., Newton, R.J. and Chapman,
P.J., 2010. The importance of the relationship between scale and process in understanding long-term
DOC dynamics. Science of the Total Environment 408(13) 2768-2775. Doi
10.1016/J.Scitotenv.2010.02.046
Cole, J.J., Prairie, Y.T., Caraco, N.F., McDowell, W.H., Tranvik, L.J., Striegl, R.G., Duarte, C.M.,
Kortelainen, P., Downing, J.A. and Middelburg, J.J., 2007. Plumbing the global carbon cycle: integrating
inland waters into the terrestrial carbon budget. Ecosystems 10(1) 172-185.
De Wit, H.A., Mulder, J., Hindar, A. and Hole, L., 2007. Long-term increase in dissolved organic carbon
in streamwaters in Norway is response to reduced acid deposition. Environmental Science & Technology
41(22) 7706-7713.
Direktoratsgruppa (2010) Veileder 02:2009 Overvåking av miljøtilstand i vann. Veileder for
vannovervåking iht. kravene i Vannforskriften. http://www.vannportalen.no.
Direktoratsgruppen (2013) Veileder 02:2013 Klassifisering av miljøtilstand i vann. Økologisk og kjemisk
klassifiseringssystem for kystvann, grunnvann, innsjøer og elver. http://www.vannportalen.no.
Eikebrokk, B., Gjerstad, K.O., Hindal, S., Johanson, G., Røstum, J. og Rytter, E. (2006). Giardia-
utbruddet i Bergen. Rapport fra det eksterne evalueringsutvalget.
http://www.sintef.no/upload/teknologi_og_samfunn/sikkerhet%20og%20p%C3%A5litelighet/rapporte
r/sluttrapporten%20giardia.pdf
Evans, C.D., Jones, T.G., Burden, A., Ostle, N., Zieliński, P., Cooper, M.D., Peacock, M., Clark, J.M.,
Oulehle, F. and Cooper, D., 2012. Acidity controls on dissolved organic carbon mobility in organic soils.
Global Change Biology 18(11) 3317-3331.
FHI (2004). Vannforsyningens ABC. Kapittel B. Vannkvalitet.
http://www.fhi.no/tema/drikkevann/vannforsyningens-abc
Freeman, C., Evans, C.D., Monteith, D.T., Reynolds, B. and Fenner, N., 2001. Export of organic carbon
from peat soils. Nature 412(6849) 785-785.
Hanssen-Bauer, I., Drange, H., Førland, E.J., Roald, L.A., Børsheim, K.Y., Hisdal, H., Lawrence, D.,
Nesje, A., Sandven, S., Sorteberg, A., Sundby, S., Vasskog, V. og Ådlandsvik, B. (2009), “Klima i Norge
2100. Bakgrunnsmateriale til NOU Klimatilpassing. Norsk klimasenter”, September 2009, Oslo.
http://www.nou-klimatilpassing.no/enkel.aspx?m=57528.
Hirsch, R.M. and Slack, J.R., 1984. A nonparametric trend test for seasonal data with serial dependence.
Water Resources Research 20(6) 727-732.
HOD (2001). Forskrift om vannforsyning og drikkevann (drikkevannsforskriften).
https://lovdata.no/dokument/SF/forskrift/2001-12-04-1372.
81
NIVA 7051-2016
HOD (2015). Forskrift om visse forurensende stoffer i næringsmidler.
https://lovdata.no/dokument/SF/forskrift/2015-07-03-870
HOD (2016). Utkast til forskrift om vannforsyning og drikkevann (drikkevannsforskriften)
https://www.regjeringen.no/contentassets/136b80ae83f84be6bef5240db3ac6ef1/horingsutkast-ny-
drikkevannsforskrift-l969906.pdf.
Holtan, G. et al. 1984. Rutineovervåking I Farris – Siljanvassdraget 1983 – Fagrapport om sedimenter,
høyere vegetasjon og begroing. NIVA-rapport 125/84
Holtan, G. 1985. Overvåking i Farris – Siljanvassdraget 1982-1984. Del B. Fysisk-kjemiske,
bakteriologiske og hydrologiske data. NIVA-rapport 1725. 74 s
Klaminder, J., Bindler, R., Laudon, H., Bishop, K., Emteryd, O. and Renberg, I., 2006. Flux rates of
atmospheric lead pollution within soils of a small catchment in northern Sweden and their implications for
future stream water quality. Environmental Science & Technology 40(15) 4639-4645.
Källqvist 2005. Miljørisikovurdering av kunstgressystemer. NIVA-rapport 5111-2005. 19 s.
Langangen, A. 2007. Kransalger og deres forekomst i Norge. Saeculum Forlag ANS.
Larsen, S., Andersen, T. and Hessen, D.O., 2011. Climate change predicted to cause severe increase of
organic carbon in lakes. Global Change Biology 17(2) 1186-1192.
Lavonen, E.E., Gonsior, M., Tranvik, L.J., Schmitt-Kopplin, P. and Kohler, S.J., 2013. Selective
chlorination of natural organic matter: Identification of previously unknown disinfection byproducts.
Environmental Science & Technology 47(5) 2264-2271.
Lavonen (2015) Tracking changes in dissolved natural organic matter composition. Doctoral thesis No.
2015:42. Swedish University of Agricultural Science, Uppsala.
Lepistö, A., Futter, M.N. and Kortelainen, P., 2013. Almost 50 years of monitoring shows that climate,
not forestry, controls long-‐‑term organic carbon fluxes in a large boreal watershed. Global Change Biology
Lid, J. og D.T. Lid. 2005. Norsk flora. 6. utg. ved R. Elven. Det norske samlaget.
Logue, J.B., Stedmon, C.A., Kellerman, A.M., Nielsen, N.J., Andersson, A.F., Laudon, H., Lindström,
E.S., Kritzberg, E.S., 2015. Experimental insights into the importance of aquatic bacterial community
composition to the degradation of dissolved organic matter. The ISME journal.
Lyche-Solheim, A., Schartau, A.K., Berg, M., Bongard, T., Edvardsen H., Jensen, T.C., Mjelde, M., Petrin,
Z., Saksgård, R., Sandlund, O.T., Skjelbred, B., 2013. Utprøving av system for basisovervåking i henhold
til vannforskriften. Resultater for utvalgte innsjøer 2014. Miljøovervåking i vann 201-4, 105 s.
Lund, V. (2015). Konsekvenser av svikt i vannforsyningen. Vann. 4. 363-365.
Mattilsynet (2011). Veiledning til drikkevannsforskriften.
http://www.mattilsynet.no/om_mattilsynet/gjeldende_regelverk/veiledere/veileder_til_drikkevannsforsk
riften.1334/binary/Veileder%20til%20drikkevannsforskriften.
Meyer-Jacob, C., Tolu, J., Bigler, C., Yang, H. and Bindler, R., 2015. Early land use and centennial scale
changes in lake-water organic carbon prior to contemporary monitoring. Proceedings of the National
Academy of Sciences. 10.1073/pnas.1501505112
82
NIVA 7051-2016
Monteith, D.T., Stoddard, J.L., Evans, C.D., de Wit, H.A., Forsius, M., Høgåsen, T., Wilander, A.,
Skjelkvåle, B.L., Jeffries, D.S. and Vuorenmaa, J., 2007. Dissolved organic carbon trends resulting from
changes in atmospheric deposition chemistry. Nature 450(7169) 537-540.
Mjelde, M., Hellsten, S., Ecke, F. 2013. Water level drawdown index for aquatic macrophytes in Nordic
lakes Hydrobiologia vol 704 (1): 141-151.
Multiconsult 2011. Pukksteinsressurser i Sandefjordregionen. Multiconsult og Feste Grenland AS. 49 s.
Myrmel M, Lange H, Rimstad E. A 1-Year Quantitative Survey of Noro-, Adeno-, Human Boca-, and
Hepatitis E Viruses in Raw and Secondarily Treated Sewage from Two Plants in Norway. Food and
Environmental Virology 2015; 7: 213-223.
NS-EN ISO 15708:2009. Vannundersøkelse - Veiledning i overvåking, innsamling og laboratorieanalyse
av bentiske alger i grunne. Standard Norge.
Rognerud, S., Berge, D. og Johannessen, M. 1979. Telemarksvassdraget. Hovedrapport fra undersøkelsene
i perioden 1975-1979. NIVA-rapport 1147. 82 s.
Roseth, R., Leikanger, E., Rise, Ø., Nytrø, T.E., Tveiti, G. og Johansen, Ø. 2014. E18 Bommestad-Sky.
Miljøoppfølging av vannkvalitet. Halvårsrapport per oktober 2014. Rapport Vol. 9, nr. 146.
Simonsen, L. 2011. Forurensningsregnskap for Siljan-Farrisvassdraget oppstrøms Farris i Vestfold. Ask
rådgivning. Rapport 11-311/1 m/vedlegg. 26 s.
Smith, J. 2012. Forurensningsregnskap for Vestfold. Ask rådgivning. Rapport 10-227/1 m/vedlegg. 105 s.
Schneider, S.C. (2011). Impact of calcium and TOC on biological acidification assessment in Norwegian
rivers. Science of the Total Environment, 409(6), 1164-1171.
Schneider SC & Lindstrøm EA (2009) Bioindication in Norwegian rivers using non-diatomaceous benthic
algae: The acidification index of periphyton (AIP). Ecological Indicators, 9, 1206-1211.
Schneider, S.C. og Lindstrøm, E.A. (2011) The periphyton index of trophic status PIT: a new
eutrophication metric based on non-diatomaceous benthic algae in Nordic rivers. Hydrobiologia, 665,
143-155.
Sjöstedt, C.S., Gustafsson, J.P. and Köhler, S.J., 2010. Chemical Equilibrium Modeling of Organic Acids,
pH, Aluminum, and Iron in Swedish Surface Waters. Environmental Science & Technology 44(22) 8587-
8593. 10.1021/es102415r.
Skulberg (1991). Farris. En hydrobiologisk undersøkelse i 1990. Niva-rapport.2621. 1991
Tiltaksanalysen (2013). Tiltaksanalyse vannområde Siljan – Farrisvassdraget. Versjon nr. 1/6.5.2013.
Tranvik, L.J., Downing, J.A., Cotner, J.B., Loiselle, S.A., Striegl, R.G., Ballatore, T.J., Dillon, P., Finlay, K.,
Fortino, K. and Knoll, L.B., 2009. Lakes and reservoirs as regulators of carbon cycling and climate.
Limnology and Oceanography 54(6part2) 2298-2314.
Tjomsland, T., Tryland, I. og Kolluru, V. (2010). Birkelandsvann som ny drikkevannskilde. Plassering av
vanninntak og vurdering av forurensningspåvirkninger ved bruk av matematisk strøm- og
spredningsmodell. NIVA-rapport: OR-6028, ISBN: 978-82-577-5763-2.
83
NIVA 7051-2016
Tryland, I., Robertson, L., Blankenberg, A.G.B., Lindholm, M., Rohrlack, T. and Liltved, H. (2011).
Impact of rainfall on microbial contamination of surface water. International Journal of Climate Change
Strategies and Management. Vol 3, No.4. 361-373.
Valinia, S., Futter, M.N., Cosby, B.J., Rosén, P. and Fölster, J., 2015. Simple Models to Estimate
Historical and Recent Changes of Total Organic Carbon Concentrations in Lakes. Environmental Science
& Technology 49(1) 386-394. 10.1021/es503170r
Vannregion Vest-Viken 2016. Regional plan for vannforvaltning i vannregion Vest-Viken 2016-2021.
WHO (2011). Guidelines for drinking water treatment. Fourth edition. Chapter 7: Microbial aspects.
World Health Organisation.. ISBN: 978 92 4 154815 1.
http://www.who.int/water_sanitation_health/publications/2011/dwq_guidelines/en/
Ødegaard, H., Østerhus, S. og Melin E. (2009). Veiledning til bestemmelse av god desinfeksjonspraksis.
Norsk vann rapport nr. 170,
84
NIVA 7051-2016
Vedlegg A: Tidsvariasjon i data fra
Farrisovervåkingen
[navn skjult] har tidligere foretatt en sammenstilling av vannkvalitetsdata fra Farrisovervåkningen fra 1958 til
2010 (Berge, 2011), som oppsummerer utviklingen i målt vannkvalitet over tid. I dette vedlegget er
figurene fra denne rapporten oppdatert med nye data til og med 2015, inkludert en kort beskrivelse av
resultatene.
A.1 pH
pH i Farrisvannet har i hele perioden vært over 6,3-6,4 (Figur A.1 og A.2). Verdiene var lavest i første del
av perioden, da forsuringen i mange områder var et stort problem, men verdiene i siste del av perioden er
også nær dette nivået. pH-nivået i Farrisvannet har vært stabil i hele perioden, og man kan ikke si at
innsjøen er særlig preget av forsuring da gjennomsnittsverdien ligger på vannforskriftens grense mellom
god og svært god (Veileder 02:2013).
Figur A.1. pH for blandprøver 0-10 m fra Farris 4 (søndre del av Farris). Middelverdi for pH i
sommerhalvåret for de år det finnes målinger for. pH verdi 6,6 (grønn linje) er vannforskriftens
grenseverdi mellom god og svært god tilstandsklasse.
Figur A.2. pH for blandprøver 0-10 m fra Farris 3 (nordre del av Farris). Middelverdi for pH i
sommerhalvåret for de år det finnes målinger for. pH verdi 6,6 (grønn linje) er vannforskriftens
grenseverdi mellom god og svært god tilstandsklasse.
85
NIVA 7051-2016
A.2 Turbiditet
Turbiditet er et mål på vannets innhold av partikler, hovedsakelig påvirket av planteplankton,
erosjonsmateriale og kolloidalt/partikulært humusmateriale. Måleenheten er nå FNU, noe som imidlertid
har samme tallverdi som den gamle FTU, slik at tallene fra tidligere er direkte sammenlignbare med
dagens målinger.
Turbiditeten lå i 1963 og i enkelte av de siste årene noe over tiltaksgrensen på 1 FNU med hensyn til
turbiditet i drikkevann (Figur A.3 og A.4), men i 2015 lå verdien godt under tiltaksgrensen. Råvannet til
Seierstad vannverk har noe lavere turbiditet enn overflatevannet (Figur A.5).
Figur A.3. Turbiditet for blandprøver 0-10 m fra Farris 4. Middelverdi for turbiditet (FNU) i
sommerhalvåret for de år det finnes målinger for. 1 FNU er drikkevannsforskriftens tiltaksgrense.
Figur A.4. Turbiditet for blandprøver 0-10 m på Farris 3. Middelverdi for turbiditet i sommerhalvåret for
de år det finnes målinger for. 1 FNU er drikkevannsforskriftens tiltaksgrense.
86
NIVA 7051-2016
Turbiditet
råvann
Seierstad
1,0
0,9
0,8
0,7
Turbiditet
(FTU)
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
01.01.93
01.01.97
01.01.01
01.01.70
01.01.71
01.01.72
01.01.73
01.01.74
01.01.75
01.01.76
01.01.77
01.01.78
01.01.79
01.01.80
01.01.81
01.01.82
01.01.83
01.01.84
01.01.85
01.01.86
01.01.87
01.01.88
01.01.89
01.01.90
01.01.91
01.01.92
01.01.94
01.01.95
01.01.96
01.01.98
01.01.99
01.01.00
01.01.02
01.01.03
01.01.04
01.01.05
01.01.06
01.01.07
01.01.08
01.01.09
01.01.10
01.01.11
01.01.12
01.01.13
01.01.14
01.01.15
01.01.16
Figur A.5. Turbiditet målt i råvannet til Seierstad vannbehandlingsanlegg (ukentlige prøver).
A.3 Planteplankton
Middelverdien for planteplankton, målt som klorofyll a i overflatelagene (0-10 m) over sommerhalvåret
(mai-oktober) fra den søndre og nordre delen av Farris er gitt i figur A.6 og A.7. I de fleste år har innsjøen
ligget i tilstandsklasse svært god i henhold til vannforskriften, mens i en del år har den ligget i
tilstandsklasse god (Veileder 02:2013). Forskjellen mellom de enkelte år er ikke større enn at de kan
forklares med naturlige variasjoner. Konsentrasjonen av klorofyll a ligger rundt verdien 2 µg l-1, som er
klassegrensen mellom svært god og god tilstandsklasse for stor dype innsjøer i Norge (L-N2b).
Figur A.6. Algemengde gitt som klorofyll a konsentrasjon. Middelverdi fra perioden mai-oktober for
blandprøver i 0-10 m fra Hovedstasjonen (Farris 4) i Farrisvannet. 2,0 µg l -1 (grønn linje) er
vannforskriftens grenseverdi mellom god og svært god tilstandsklasse for store, dype innsjøer (L-N2b).
87
NIVA 7051-2016
Figur A.7. Algemengde gitt som klorofyll a konsentrasjon. Middelverdier fra perioden mai-oktober for
blandprøver i 0-10 m fra Farris 3 i nordre del av Farrisvannet. 2,0 µg l -1 (grønn linje) er vannforskriftens
grenseverdi mellom god og svært god tilstandsklasse for store, dype innsjøer (L-N 2b).
Mengden planteplankton gjennom vekstsesongen, gruppert på måned, er svært stabilt fra år til år (figur
A.8). Verdiene øker fra mai og framover mot sommeren, og når de høyeste verdiene i august og
september. I oktober er vekstsesongen over og verdiene er igjen lavere.
Figur A.8. Algemengde gitt som klorofyll a konsentrasjon basert på de årene vi har data for Farris 4.
Midtlinjen i boksen er medianverdien, boksen viser verdiene mellom 25. og 75. persentilen, stiplete linjer
på hver side viser henholdsvis verdiene under 25. persentilen og over 75. persentilen; punktene viser data
som ligger utenfor. Utviklingen av klorofyll a gjennom vekstsesongen viser at mengden planteplankton
gjennom vekstsesongen er svært stabil fra år til år.
88
NIVA 7051-2016
I henhold til den norske klassifiseringsveilederen skal mengden klorofyll a holdes i god tilstand eller bedre.
Grenseverdien mellom god og moderat tilstand er 4 µg l-1 klorofyll a for store, dype innsjøer slik som
Farrisvannet (vanntype L-N2b). Med tanke på at man skal være sikker på å beholde god
drikkevannskvalitet i Farrisvannet, vil det være tilrådelig å holde innsjøens midlere algemengde nær
klassegrensen for svært god/god tilstandsklasse (2 µg l-1).
Figur A.9. Algevolum gitt som totalt volum. Middelverdi fra perioden mai-oktober for blandprøver fra 0-
10 m de årene det er planteplanktondata fra. 0,17 µg l -1 (grønn linje) er vannforskriftens grenseverdi
mellom god og svært god tilstandsklasse for store, dype innsjøer (L-N 2b).
Algemengden gitt som totalt volum gir samme inntrykk som klorofyll a, middelverdiene ligger nær
klassegrensen for svært god og god tilstandsklasse (figur A.9). PTI-verdien er en indeks for hele
planteplanktonsamfunnets endring i forhold til eutrofiering, og her ser vi en tendens til at det er en
endring mot et mer fosfortolerant planteplanktonsamfunn (figur A.10). Den samme tendensen ser vi også
på nEQR-verdien for planteplankton (figur A.11). nEQR beregnes fra indeksene for klorofyll a, totalt
volum, PTI og eventuelt Cyanomax (Veileder 02:2013). Dette indikerer at konsentrasjonen av fosfor i Farris
er noe økende, men PTI-verdiene er basert på kun to prøver per år, tatt på samme dag, for de siste
observasjonene. Som nevnt andre steder i denne rapporten har vi ikke funnet en signifikant økning i
konsentrasjonen av total fosfor og klorofyllnivået er uendret.
Det har forekommet oppblomstring av cyanobakterier i Farris tidligere (Skulberg, 1991), men analyser av
blandprøver har vist at dette er lokale opphopinger. Det har ikke vært rapportert om oppblomstringer de
senere årene.
89
NIVA 7051-2016
Figur A.10. PTI indeks for de årene det er planteplanktondata fra. PTI er en indeks basert på
planteplanktonsamfunnets respons på eutrofiering, jo høyere verdi jo mer fosfortolerant planteplankton.
2,09 (grønn linje) er vannforskriftens grenseverdi mellom god og svært god tilstandsklasse for store, dype
innsjøer (L-N 2b).
Figur A.11. Normalisert EQR (nEQR) basert på planteplanktonet i Farris de årene det er
planteplanktondata fra.
90
NIVA 7051-2016
A.4 Siktedyp
Siktedypet påvirkes av alger, vannets humusinnhold (målt som fargetall og TOC) og erosjonsmateriale.
Konsentrasjonen av løst organisk stoff (humusinnholdet) varierer fra innsjø til innsjø, og klassifisering
med hensyn til siktedyp tar derfor hensyn til dette (Veileder 02:2013). Siktedypsverdiene for Farrisvann
varierer fra moderat til svært god (figur A.12 og A.13), men det er bare i 2011 (begge stasjoner) og 2013
(kun Farris 3) at tilstanden var moderat.
Figur A.12. Middelverdi for siktedyp (m) fra Farris 4. Fargene på søylene indikerer tilstandsklassen. Gul er
moderat, grønn er god og blå er svært god. Beregning av tilstandsklassen tar hensyn til middelverdien for
farge (Veileder 02:2013) og grenseverdiene vil derfor variere med den årlige middelverdien for farge.
Figur A.13. Middelverdi for siktedyp (m) fra Farris 3. Fargene på søylene indikerer tilstandsklassen.
Beregning av tilstandsklassen tar hensyn til middelverdien for farge (Veileder 02:2013) og grenseverdiene
vil derfor variere med den årlige middelverdien for farge.
A.5 Total fosfor i overflatelagene
Middelverdien for total fosfor i overflatelagene (0-10 m) over sommerhalvåret (mai-oktober) fra den
søndre del (Farris 4) av Farrisvannet er gitt i figur A.14, mens figur A.15 viser fosforkonsentrasjonen i den
nordre delen (Farris 3) av innsjøen der man har en noe kortere dataserie.
De siste årene har fosforkonsentrasjonen i Farrisvannet ved flere anledninger ligget i tilstandsklasse
moderat, med fosforkonsentrasjon på mer enn 9 µg l-1, mens den tidligere år stort sett lå i tilstandsklasse
91
NIVA 7051-2016
god, med en fosforkonsentrasjon på mellom 4 og 9 µg l-1. Basert på data fra siste 20 år er det ingen
statistisk signifikant økning i konsentrasjonen av fosfor i Farrisvannet, men Figur A.14 viser at målte
nivåer for enkeltår de siste årene ligger noe høyere enn tidligere. Usikkerhet i prøvetaking og analyse kan
slå tilfeldig ut for middelverdien som beregnes for ulike enkeltår, i snitt er det målt 8,0 µg l-1 tot-P siste 6
år. Økt humusinnhold i Farris kan bidra til økt fosforinnhold fordi en viss andel av fosforet er organisk
bundet, mens rensetiltak kan redusere fosforkonsentrasjonen. Organisk bundet fosfor er ikke like
tilgjengelig for planteplankton (Jansson et al. 2000), så selv en eventuell økning behøver ikke endre
klorofyllverdiene. Imidlertid kan en økt planteplanktonproduksjon beites ned av dyreplankton, slik at en
økning ikke registreres.
Figur A.14. Middelverdien for total fosfor i overflatelagene (0-10 m) fra Farris 4 over sommerhalvåret
(mai-oktober) for de årene det finnes overvåkingsdata fra. Gul linje (9 µg l-1) indikerer grenseverdien
mellom god og moderat tilstandsklasse for total fosfor i store, dype innsjøer (L-N2b).
Figur A.15. Middelverdien for total fosfor i overflatelagene (0-10 m) fra Farris 3 over sommerhalvåret
(mai-oktober) for de årene det finnes overvåkingsdata fra. Gul linje (9 µg l-1) indikerer grenseverdien
mellom god og moderat tilstandsklasse for total fosfor i store, dype innsjøer (L-N2b).
92
NIVA 7051-2016
A.6 Total nitrogen i overflatelagene
I og med at fosfor er begrensende næringsstoff for planteplankton i innsjøer som Farrisvann, er det
egentlig ikke så viktig om konsentrasjonen av nitrogen er så pass høyt som ved Farris 4 (figur A.16) og
Farris 3 (figur 7.17). Tilstandsklassen veksler mellom moderat og dårlig, men nitrogenet stammer
sannsynligvis hovedsakelig fra sur nedbør, iallfall den løste delen (nitrat). En del vil også være organisk
bundet, og mer nå enn tidligere pga økningen i TOC. Nitrogen i disse konsentrasjonene har derfor ingen
negativ betydning for drikkevannskvaliteten og heller ikke for eutrofieringsutviklingen.
Figur A.16 Middelverdien for total nitrogen i overflatelagene (0-10 m) fra Farris 4 (søndre stasjon) over
sommerhalvåret (mai-oktober) for de årene det finnes overvåkingsdata fra. Grønn linje (200 µg l-1)
indikerer grenseverdien mellom svært god og god tilstandsklasse for total nitrogen, gul linje (400 µg l-1)
indikerer grenseverdien mellom god og moderat tilstandsklasse og oransje linje (650 µg l-1) indikerer
grenseverdien mellom moderat og dårlig tilstandsklasse for total nitrogen i store, dype innsjøer (L-N2b).
Figur A.17 Middelverdien for total nitrogen i overflatelagene (0-10 m) fra Farris 3 (nordre stasjon) over
sommerhalvåret (mai-oktober) for de årene det finnes overvåkingsdata fra. Grønn linje (200 µg l-1)
indikerer grenseverdien mellom svært god og god tilstandsklasse for total nitrogen, gul linje (400 µg l-1)
indikerer grenseverdien mellom god og moderat tilstandsklasse og oransje linje (650 µg l-1) indikerer
grenseverdien mellom moderat og dårlig tilstandsklasse for total nitrogen i store, dype innsjøer (L-N2b).
93
NIVA 7051-2016
A.7 Farge
Utvikling i farge og TOC er grundig behandlet i kapittel 6. Figur A.18 og A.19 er en direkte fortsettelse av
figurene i rapporten til Berge (2010).
Figur A.18. Farge for blandprøver 0-10 m fra Farris 4. Middelverdi for farge (mg Pt l-1) i sommerhalvåret
for de år det finnes målinger for.
Figur A.19. Farge for blandprøver 0-10 m fra Farris 3. Middelverdi for farge i sommerhalvåret for de år
det finnes målinger for.
A.8 Resultater fra dypvannet under sommerstagnasjonen
Farge i dypvannet:
I tillegg til prøver fra overflatelagene er det i Farrisovervåkningen tatt prøve fra dypvannet ved to
anledninger, nemlig fra vårsirkulasjonen og fra slutten av sommerstagnasjonen. I figur A.20 er resultatene
fra slutten av sommerstagnasjonen fremstilt for ulike år (august/september).
94
NIVA 7051-2016
Figur A.20 Farge i dypvannet ved Farris 4 ut for Vestfold Vanns inntak i september for de ulike år. 20 mg
Pt l-1 er tiltaksgrense hvor det kreves fjerning av farge ved vannbehandlingsanlegget.
Fargen i dypvannet er svært lik fargen i overflatelagene som er omtalt tidligere. Det er liten forskjell
mellom 50 og 115/120 m. Dette indikerer at det i Farris ikke er noe poeng i å legge inntaket dypere for å
oppnå lavere farge.
Fosfor i dypvannet:
Hvis en innsjø er påvirket av eutrofiering er det vanlig at det skjer en økning av fosforkonsentrasjonen
mot bunnen. Denne økningen kommer til å begynne med som følge av dekomponering av
sedimenterende materiale, og om innsjøen er betydelig eutrofiert skjer det også en frigivelse av fosfor fra
sedimentet (intern gjødsling). For at dette siste skal inntre, må det meste av oksygenet være brukt opp, noe
som ikke er tilfellet i Farris. Oksygeninnholdet i stagnasjonsperioden er på 80-90 % metning ved 115-120
m dyp.
Figur A.21 viser konsentrasjon av total fosfor i dypvannet ved slutten av sommerstagnasjonsperioden for
de ulike år. De fleste år ligger verdiene innen tilstandsklassene svært god og god. I enkelte av de siste årene
kan det imidlertid se ut som om det har vært høyere konsentrasjon av fosfor i dypvannet.
Figur A.21 Konsentrasjon av total fosfor i dypvannet ved Farris 4 ut for Vestfold Vanns inntak i
september (slutten av sommerstagnasjonen) for de ulike år. Grønn linje (4 µg l-1) indikerer grenseverdien
mellom svært god og god tilstandsklasse, gul linje (9 µg l-1) indikerer grenseverdien mellom god og
moderat tilstandsklasse og oransje linje (17 µg l-1) indikerer grenseverdien mellom moderat og dårlig
tilstand for total fosfor i store, dype innsjøer (L-N2b).
Nitrogen i dyplagene:
Figur A.22 viser konsentrasjon av total nitrogen i dypvannet ved slutten av sommerstagnasjonsperioden
for de ulike år. Det er videre ingen forskjell mellom 50 m dyp og 115 m dyp.
95
NIVA 7051-2016
Figur A.22. Konsentrasjon av total nitrogen i dypvannet i Farris 4 ut for Vestfold Vanns inntak i
september for de ulike år. Grønn linje (200 µg l-1) indikerer grenseverdien mellom svært god og god
tilstandsklasse for total nitrogen, gul linje (400 µg l-1) indikerer grenseverdien mellom god og moderat
tilstandsklasse og oransje linje (650 µg l-1) indikerer grenseverdien mellom moderat og dårlig tilstandsklasse
for total nitrogen i store, dype innsjøer (L-N2b).
A.9 Tilløpselver og bekker
Tilløpselver og bekker som overvåkes hvert år
I de senere årene har det vært en betydelig opprydding i avløpsforholdene i spredt bebyggelse, og
husdyrholdet er redusert i nedbørfeltene til de fleste tilløpsbekkene. Vi har derfor kun benyttet E. coli-
verdiene målt i tilløpsbekkene siste 6 år som et estimat på «dagens» tilførsler av fekal forurensning i
kapittel 7.
Det er likevel interessant å se på hvordan vannkvaliteten i bekkene har utviklet seg over tid, og figurene
fra Berge (2010) er oppdatert med data fra siste 5 år (Figur A.23-A.25). Det må bemerkes at variasjonene
fra år til år kan være tilfeldige. Middelverdiene fra hvert år er basert på 7 prøver som kan være «tilfeldig»
påvirket av nedbør før prøvetaking og lokale tilførsler.
For å beregne tilstanden er klassegrensene for humøse elver med lavt innhold av kalsium benyttet, R-N3.
96
NIVA 7051-2016
Total fosfor i tilløpsbekkene:
Middelverdien for konsentrasjon av total fosfor for de ulike
tilløpsbekkene i de ulike årene er vist i figur A.23. Siljanelva har
de laveste konsentrasjonene, stort sett rundt 10 µg l-1.
Konsentrasjonen har ligget på dette nivået i hele perioden.
Siljanelva ligger i tilstandsklasse svært god de fleste årene. De
andre bekkene har alle klart forhøyede konsentrasjoner og
vitner om forurensning. Fossanebekken, Onobekken og
Delesandbekken ligger hovedsakelig i tilstandsklasse god, men
har enkelte år så høye konsentrasjoner av total fosfor at de
klassifiseres til tilstandsklassene moderat eller dårlig.
Gopledalsbekken og Dammenbekken ligger hovedsakelig i
tilstandsklasse moderat, men har enkelte år så høye
konsentrasjoner av total fosfor at de klassifiseres til
tilstandsklassene dårlig. Disse bekkene har også høye
konsentrasjoner av ortofosfat som er direkte tilgjengelig for
opptak av bakterier og alger. Det har ikke vært noen påfallende
utvikling mot økte eller reduserte konsentrasjoner av total
fosfor i noen av disse elvene/bekkene.
Figur A.23 Konsentrasjon av total
fosfor i tilløpsbekker til Farris som
overvåkes hvert år. Middelverdier i
sommerhalvåret for de ulike overvåk-
ingsårene. Linjene viser
klassegrensene for humøse bekker
97 med lavt kalsiuminnhold (R-N3).
NIVA 7051-2016
Total nitrogen i tilløpsbekkene
Middelverdien for konsentrasjon av total nitrogen for
tilløpsbekkene som overvåkes hvert år er vist i figur A.24.
Konsentrasjonen av total nitrogen i Siljanelva ligger omtrent på
4-500 µg l-1. Dette plasserer den i tilstandsklasse svært god til
god. Det har ikke vært noen tendens til hverken økning eller
minking av nitrogenkonsentrasjonen i Siljanelva i løpet av de
siste 30 år.
Delesandbekken og Fossanebekken har noe høyere verdier av
total nitrogen med konsentrasjoner på 400 - 500 µg l-1. De ligger
stort sett i tilstandsklasse god. Onobekken og Dammenbekken
ligger i tilstandsklasse moderat med konsentrasjoner på mellom
500-1000 µg l-1. Konsentrasjonen av total nitrogen i Onobekken
har avtatt de senere årene med unntak av 2011 da den ble
klassifisert til dårlig med middelverdi for totalt nitrogen på 1158
µg l-1.
Gopledalsbekken er massivt forurenset av nitrogen og ligger i
tilstandsklasse dårlig til svært dårlig. Med hensyn til utvikling
viste Gopledalsbekken en økning i nitrogenkonsentrasjonen fra
1992 til 1997 (2900 µg l-1), for deretter å ha gått noe tilbake.
Tarmbakterier – E. coli:
Middelverdier for konsentrasjonen av termotolerante koliforme
bakterier (TKB) ≈ E. coli (som er målt de senere årene) for de
ulike tilløpsbekkene som overvåkes hvert år, er vist i figur A.25.
Generelt for alle bekkene/elvene er det målt lavere TKB/E. coli
konsentrasjoner siste 5-6 år enn det ble gjort for 10-20 år siden.
Det viser at tiltak innen avløp og landbruk har hatt en effekt.
Bekker som overvåkes hvert 5. år
Med unntak av Lysebubekken så ligger alle disse på vestsiden av
Farris vannet. Overvåkingen startet i 2010, slik at man ikke har
samme mulighet for å se på tidsutvikling som i de andre
bekkene som overvåkes hvert år.
Total fosfor:
Resultatene er vist i figur A.26. Vassvikbekken er desidert den
mest forurensede bekken med hensyn til fosfor. Med en
middelverdi for konsentrasjon av total fosfor på 241 µg l-1 i
2010 og 167 µg l-1 i 2015 plasserer den seg i tilstandsklasse svært
dårlig i (Veileder 02:2013). Konsentrasjonen av ortofosfat er
også høy her både i 2010 og 2015. Mesteparten av fosforet Figur 4.24 Konsentrasjon av total
kommer sannsynligvis fra barkfyllinga. nitrogen i tilløpsbekker til Farris som
Eikenesbekken er den som er nest mest forurenset med hensyn overvåkes hvert år. Middelverdier i
på fosfor og den plasseres i tilstandsklasse god. sommerhalvåret for de ulike
overvåkingsårene. Linjene viser
klassegrensene for humøse bekker
med lavt kalsiuminnhold (R-N3).
98
NIVA 7051-2016
Kvislabekken, Oklungselva, Elvestadbekken, Kleppanebekken,
Kjosebekken og Lysebubekken er lite forurenset med fosfor og
ligger i tilstandsklasse svært god.
Total nitrogen:
Resultatene er gitt i figur A.27. Vassvikbekken er betydelig
forurenset med nitrogen og ligger i tilstandsklasse svært dårlig i
2010 og dårlig i 2015. Dernest følger Kjosebekken som ligger i
tilstandsklasse dårlig i både 2010 og 2015. Eikenesbekken ligger
i tilstandsklasse dårlig i 2010, men har noe lavere
konsentrasjoner av total nitrogen og ligger i tilstandsklasse
moderat i 2015. Elvestadbekken og Kleppanebekken ligger alle i
tilstandsklasse klasse god. Kvislabekken. Oklungselva og
Lysebubekken er mindre forurenset med nitrogen og ligger i
tilstandsklasse svært god både i 2010 og 2015, unntatt
Kvislabekken som lå i tilstandsklasse god i 2015.
Tarmbakterier – E. coli:
Resultatene er gitt i figur A.28. Lysebubekken er kraftig
bakteriologiske forurenset og ligger i tilstandsklasse dårlig både i
2010 og 2015 (Veiledning 97:04). Eikenesbekken,
Elvestadbekken, Kleppanebekken og Vassvikbekken ligger i
tilstandsklasse mindre god begge år unntatt Elvestadbekken som
ligger i tilstandsklasse god i 2010. Kvislabekken, Oklungselva og
Kjosebekken ligger i tilstandsklasse god både i 2010 og 2015.
Figur A.25 Konsentrasjon av
tarmbakterier i tilløpsbekker til Farris
som overvåkes hvert år. Middel-
verdier i sommerhalvåret for de ulike
99 overvåkingsårene. Linjene viser
klassegrensene (Veileder 97:4).
NIVA 7051-2016
Figur A.26 Midlere konsentrasjon av total fosfor i sommerhalvåret 2010 og 2015 i bekker som overvåkes
hvert 5. år.
Figur A.27 Midlere konsentrasjon av total nitrogen i sommerhalvåret 2010 og 2015 i bekker som
overvåkes hvert 5. år
Figur A.28 Midlere konsentrasjon av E. coli i sommerhalvåret 2010 og 2015 i bekker som overvåkes hvert
5. år
100
NIVA 7051-2016
Vedlegg B: Kart over bekkefelt
Kartkilde alle kart: NVE Atlas.
Kvislabekken
101
NIVA 7051-2016
Kveldebekken
102
NIVA 7051-2016
Lysebubekken
103
NIVA 7051-2016
Delesandbekken
104
NIVA 7051-2016
Onobekken
105
NIVA 7051-2016
Fossanebekken
106
NIVA 7051-2016
Dammenbekken
Dammenbekkens nedbørfelt, avgrenset av REGINE-felt og inntegnet grenselinje. Det er usikkert om
vestre del av boligfeltet Hagalia er del av dette feltet.
107
NIVA 7051-2016
Gopledalsbekken
Gopledalsbekkens nedbørfelt, avgrenset av REGINE-felt og inntegnet grenselinje. Her er det usikkert
hvilket nedbørfelt vestre del av boligfeltet Hagalia og området ved idrettsbanene skal høre hjemme i. En
av de to idrettsbanene i feltet er kunstgressbane.
108
NIVA 7051-2016
Øvrige deler av utløpsområdet SØ.
Nedbørfeltet til resten av utløpsområdet i sørøst, avgrenset av REGINE-felt og inntegnet grenselinje. Den
øvre banen på Lovisenlund idrettsplass er kunstgressbane.
109
NIVA 7051-2016
Vassvikbekken
110
NIVA 7051-2016
Skautvedtbekken
Et mulig industriområde i Klova-området vil kunne ha avrenning nordover og ut i Farrisvann.
111
NIVA 7051-2016
Tyskhusbekken
112
NIVA 7051-2016
Kjosebekken
113
NIVA 7051-2016
Kleppanebekken
Strandområdet
114
NIVA 7051-2016
Elvestadbekken
Elvestadbekkens nedbørfelt, avgrenset av REGINE-felt og inntegnet grenselinje. Området i sør (ikke på
kartet) er ubebygd skogsområde.
115
NIVA 7051-2016
Eikenesbekken
116
NIVA 7051-2016
Vedlegg C: Målt vannkvalitet i tilløpsbekkene/elvene
Dager med ≥ 20 mm nedbør siste døgn er markert med gult (gjelder bekkene der det tas prøver hvert år).
Siljanelva Gopledalsbekken
E-‐coli Total Orto Total E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
Pt/l mg
C/l ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml ml døgn uke
28.04.10 0,002 0,000 0,32 0,60 42 5,6 0,012 0,010 1,50 5,80 21 5,5 0,0 0,0
26.05.10 0 0,006 0,000 0,26 0,62 38 7,3 50 0,012 0,005 1,50 2,60 22 5,5 0,0 17,6
16.06.10 110 0,002 0,000 0,21 0,79 27 5,0 80 0,014 0,004 1,70 1,90 20 5,9 0,0 25,1
28.07.10 10 0,008 0,002 0,37 0,89 28 6,1 120 0,019 0,007 2,00 2,00 20 5,7 0,0 0,0
01.09.10 0 0,017 0,002 0,37 0,87 42 7,6 430 0,021 0,010 1,70 3,20 36 8,0 0,0 23,2
29.09.10 0 0,007 0,002 0,36 0,90 53 7,3 50 0,023 0,005 1,40 2,60 44 7,2 0,0 13,0
28.10.10 0 0,008 0,003 0,43 1,30 62 9,3 0 0,056 0,045 1,60 39,50 91 11,2 7,5 9,5
28.04.11 0 0,008 0,000 0,46 0,79 56 7,0 0 0,010 0,012 2,10 3,20 32 5,3 0,0 0,0
31.05.11 0 0,008 0,002 0,39 1,70 42 5,8 0 0,082 0,064 2,30 55,90 92 14,7 24,0 46,0
21.06.11 0 0,000 0,000 0,41 0,71 40 6,7 350 0,009 0,009 1,90 3,10 70 9,4 0,0 36,9
26.07.11 150 0,007 0,005 0,43 1,80 62 9,5 120 0,017 0,023 1,60 4,00 68 9,8 3,0 58,7
23.08.11 30 0,017 0,000 0,39 1,50 65 10,0 30 0,018 0,007 1,80 3,10 37 7,0 0,0 7,6
20.09.11 60 0,007 0,000 0,35 1,00 75 10,3 170 0,011 0,008 1,20 6,30 86 11,5 2,5 76,5
18.10.11 20 0,008 0,000 0,42 0,94 74 9,8 170 0,047 0,029 1,80 8,90 39 7,2 8,5 8,5
02.05.12 0 0,004 0,000 0,49 0,81 50 6,9 110 0,007 0,005 1,50 3,10 28 5,1 0,0 33,1
22.05.12 40 0,003 0,000 0,36 0,92 38 5,7 100 0,009 0,007 1,40 5,00 29 5,6 0,0 18,8
19.06.12 40 0,008 0,000 0,37 0,72 40 6,4 30 0,033 0,010 2,30 22,00 24 5,3 0,2 14,2
24.07.12 30 0,006 0,000 0,41 0,88 49 6,4 500 0,018 0,006 1,50 3,20 29 7,0 1,1 9,6
21.08.12 3 0,012 0,010 0,50 0,90 45 7,8 30 0,017 0,003 1,20 2,60 28 6,1 0,0 16,0
19.09.12 30 0,007 0,000 0,44 0,62 47 6,9 200 0,025 0,000 1,50 7,20 48 7,5 4,0 36,5
23.10.12 0 0,005 0,004 0,42 1,30 59 8,5 30 0,016 0,012 1,40 8,90 49 8,1 0,0 48,0
29.05.13 70 0,006 0,000 0,45 1,80 57 9,6 30 0,018 0,009 2,40 7,00 44 7,6 17,5 50,0
18.06.13 0 0,007 0,000 0,41 1,10 61 8,0 0 0,008 0,007 2,30 3,90 46 8,7 0,0 38,2
24.07.13 0 0,007 0,000 0,34 1,10 63 7,0 0 0,028 0,013 2,60 4,70 29 6,2 0,0 0,0
20.08.13 10 0,004 0,000 0,39 1,00 54 7,1 100 0,018 0,009 2,30 4,50 41 6,6 0,0 42,0
17.09.13 30 0,007 0,003 0,40 1,10 51 8,7 290 0,051 0,031 2,80 24,90 74 12,4 26,5 85,1
22.10.13 0 0,008 0,000 0,42 0,93 67 8,5 80 0,052 0,034 1,80 27,20 38 7,7 10,0 16,9
29.04.14 0 0,007 0,000 0,36 1,40 42 7,8 0 0,019 0,004 0,99 3,20 19 6,3 0,0 0,0
27.05.14 20 0,004 0,004 0,40 1,70 36 6,3 39 0,011 0,008 1,50 2,20 23 5,7 0,0 3,5
24.06.14 10 0,002 0,000 0,27 0,87 41 6,3 30 0,016 0,006 1,50 2,30 21 5,7 0,5 4,1
29.07.14 20 0,003 0,000 0,19 0,69 30 5,0 230 0,013 0,008 0,94 3,40 24 6,2 0,0 4,0
19.08.14 30 0,007 0,000 0,17 0,73 32 8,9 70 0,018 0,008 1,40 4,30 35 9,2 1,3 74,3
16.09.14 20 0,013 0,000 0,32 1,10 31 7,0 190 0,034 0,004 1,50 3,80 32 7,4 0,0 8,0
21.10.14 30 0,013 0,004 0,44 1,40 50 7,9 20 0,015 0,011 1,20 5,00 57 9,1 0,0 78,1
28.04.15 0 0,012 0,000 0,47 0,73 51 7,1 10 0,020 0,009 1,90 2,50 20 4,9 0,0 3,0
26.05.15 0 0,005 0,003 0,56 0,55 44 6,3 10 0,014 0,003 1,80 3,10 76 8,2 0,0 15,1
23.06.15 0 0,007 0,000 0,39 0,75 45 11,3 50 0,018 0,004 1,70 2,70 46 11,2 0,0 14,8
28.07.15 160 0,015 0,000 0,38 0,66 36 6,3 100 0,022 0,008 1,70 3,40 32 6,4 0,1 33,1
19.08.15 20 0,005 0,004 0,39 0,52 38 6,3 50 0,005 0,004 1,90 3,00 30 6,3 0,0 5,5
23.09.15 70 0,011 0,005 0,38 2,10 77 11,7 80 0,030 0,024 1,10 6,90 95 14,5 20,0 97,1
20.10.15 0 0,007 0,003 0,38 1,20 75 9,8 580 0,013 0,004 2,00 2,70 23 5,5 0,0 0,0
Sum
Snitt 25 0,007 0,001 0,38 1,02 49 7,6 110 0,023 0,012 1,70 7,61 42 7,6
Maks 160 0,017 0,010 0,56 2,10 77 11,7 580 0,082 0,064 2,80 55,90 95 14,7
Min 0 0,000 0,000 0,17 0,52 27 5,0 0 0,005 0,000 0,94 1,90 19 4,9
Antall 40 41 41 41 41 41 41 41 42 42 42 42 42 42
117
NIVA 7051-2016
Dammenbekken Onobekken
E-‐coli Total Orto Total Totale Koliform E-‐coli Total Orto Total
e
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC bakterier
bakterier
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC PH Nedbør
Larvik
t 22C 37C t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l ant/ml ant/100m ant/100m mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU Fargenhe mg
C/l ph siste
siste
uke
ml l l t døgn
28.04.10 0,047 0,054 0,53 8,30 75 10,1 260 0,007 0,004 0,34 1,70 18 3,7 0,0 0,0
10.05.10 870 4 2 1,10 17 7,0 0,0 2,0
26.05.10 27 0,019 0,007 0,41 2,60 95 12,9 25 0,010 0,004 0,32 1,20 24 5,4 0,0 17,6
16.06.10 40 0,031 0,015 0,29 2,10 107 13,0 11 0,020 0,005 0,16 1,10 25 5,1 0,0 25,1
28.07.10 90 0,079 0,083 0,54 3,80 107 13,9 0,0 0,0
01.09.10 320 0,022 0,010 0,63 2,30 155 19,6 30 0,015 0,007 0,27 1,80 25 5,3 0,0 23,2
22.09.10 1700 200 200 1,80 30 7,1 0,0 22,9
29.09.10 0 0,030 0,007 0,51 2,30 141 16,8 50 0,012 0,005 0,22 0,88 23 4,8 0,0 13,0
28.10.10 0 0,016 0,009 0,54 4,00 130 17,0 80 0,012 0,006 0,37 2,50 33 6,7 7,5 9,5
28.04.11 0 0,014 0,004 0,62 2,30 83 11,3 50 0,007 0,003 0,51 1,60 19 3,8 0,0 0,0
12.05.11 1500 36 17 1,20 25 6,8 0,0 0,0
31.05.11 0 0,160 0,140 0,78 61,40 140 21,2 0 0,092 0,007 0,83 62,50 60 13,1 24,0 46,0
21.06.11 0 0,021 0,016 0,51 2,10 132 17,5 100 0,013 0,008 0,30 1,10 25 4,7 0,0 36,9
26.07.11 40 0,022 0,012 0,62 2,80 183 23,4 140 0,007 0,011 0,34 1,40 39 6,7 3,0 58,7
23.08.11 30 0,026 0,007 0,48 2,70 168 19,6 0 0,012 0,000 0,32 1,40 27 5,5 0,0 7,6
20.09.11 200 0,018 0,004 0,48 4,40 161 21,1 190 0,025 0,003 0,21 2,40 39 6,8 2,5 76,5
18.10.11 800 0,024 0,012 0,62 5,40 131 16,2 3000 17 0 0,009 0,006 0,51 3,20 42 7,1 6,8 8,5 8,5
02.05.12 10 0,011 0,005 0,71 1,80 76 10,0 480 0 0 0,004 0,000 0,50 1,10 16 2,9 6,9 0,0 33,1
22.05.12 0 0,012 0,005 0,41 2,10 75 10,7 500 25 6 0,003 0,002 0,26 0,98 17 3,5 6,7 0,0 18,8
19.06.12 60 0,031 0,005 0,32 5,10 96 11,3 710 35 20 0,015 0,000 0,28 3,90 23 3,8 7,7 0,2 14,2
24.07.12 70 0,027 0,008 0,42 3,00 146 17,7 1200 200 50 0,016 0,004 0,23 0,98 29 5,0 7,2 1,1 9,6
21.08.12 25 0,024 0,011 0,49 2,80 141 18,5 900 100 10 0,016 0,007 0,32 1,10 31 5,2 6,9 0,0 16,0
19.09.12 300 0,021 0,009 0,51 6,40 158 16,4 3000 250 120 0,014 0,003 0,47 1,50 34 5,9 6,7 4,0 36,5
23.10.12 0 0,012 0,006 0,20 2,80 125 16,1 580 15 2 0,009 0,004 0,30 0,88 29 5,0 7,0 0,0 48,0
07.05.13 0 0,018 0,004 0,63 1,90 72 8,3 420 5 0 0,270 0,003 0,46 1,10 21 4,4 6,8 0,0 4,0
29.05.13 100 0,011 0,003 0,52 2,40 110 16,4 1100 14 14 0,004 0,004 0,40 1,70 31 6,7 6,6 17,5 50,0
18.06.13 0 0,017 0,006 0,46 2,10 142 19,5 1800 27 14 0,011 0,002 0,23 0,90 64 6,1 7,0 0,0 38,2
24.07.13 0 0,046 0,023 0,56 6,30 146 16,1 3000 0 0 0,015 0,007 0,29 0,83 20 4,1 6,7 0,0 0,0
20.08.13 270 0,026 0,007 0,41 4,00 177 16,9 60 40 180 0,016 0,006 0,48 1,10 27 4,6 6,9 0,0 42,0
17.09.13 420 0,047 0,026 0,73 10,80 160 20,3 750 330 160 0,010 0,005 0,60 1,70 34 7,1 6,7 26,5 85,1
22.10.13 500 0,081 0,060 0,63 25,30 103 15,5 3000 0 56 0,019 0,003 0,44 3,10 35 7,0 6,9 10,0 16,9
29.04.14 10 0,018 0,000 0,49 2,20 78 10,0 960 4 0 0,011 0,000 0,12 1,10 13 3,3 7,0 0,0 0,0
27.05.14 8 0,021 0,012 1,10 2,30 134 18,3 1400 43 52 0,009 0,007 0,22 0,87 24 4,2 7,5 0,0 3,5
24.06.14 210 0,037 0,021 1,10 3,20 151 15,3 0,5 4,1
25.06.14 2600 200 150 0,006 0,002 0,30 0,43 9 2,6 6,7 0,0 4,1
29.07.14 1600 0,100 0,058 0,67 4,10 131 19,3 1500 17 10 0,012 0,006 0,41 4,80 29 6,2 6,5 0,0 4,0
19.08.14 40 0,026 0,009 6,70 4,20 150 23,1 600 52 20 0,011 0,000 0,15 0,74 18 6,7 6,4 1,3 74,3
16.09.14 0 0,034 0,008 5,40 3,80 148 21,1 1600 27 0 0,019 0,000 0,16 1,00 21 5,7 6,7 0,0 8,0
21.10.14 90 0,013 0,011 1,90 7,90 149 17,6 520 28 18 0,015 0,000 0,22 1,00 27 6,4 6,6 0,0 78,1
28.04.15 0 0,016 0,006 1,50 2,60 53 8,0 230 1 1 0,016 0,000 0,28 0,56 10 3,4 7,0 0,0 3,0
26.05.15 10 0,018 0,007 0,63 5,60 79 12,0 650 1 0 0,007 0,000 0,35 0,62 13 3,6 6,9 0,0 15,1
23.06.15 30 0,021 0,012 0,54 3,60 109 22,3 900 17 0 0,017 0,000 0,18 0,91 27 8,8 7,1 0,0 14,8
28.07.15 190 0,048 0,020 0,65 3,10 137 22,3 2000 80 60 0,026 0,006 0,33 1,30 33 6,3 7,2 0,1 33,1
19.08.15 20 0,029 0,015 2,80 3,40 56 22,6 600 2 0 0,012 0,007 0,38 2,20 35 5,9 7,1 0,0 5,5
23.09.15 150 0,048 0,037 2,30 18,30 165 22,0 1000 200 86 0,022 0,010 0,28 4,60 64 12,6 6,3 20,0 97,1
20.10.15 10 0,017 0,009 1,80 3,60 132 17,2 3000 41 0 0,008 0,003 0,22 1,70 38 5,6 7,0 0,0 0,0
Snitt 138 0,032 0,019 1,05 6,19 122 16,6 1261 63 50 0,022 0,004 0,49 3,59 28 5,6 6,9
Maks 1600 0,160 0,140 6,70 61,40 183 23,4 3000 330 260 0,270 0,011 5,50 62,50 64 13,1 7,7
Min 0 0,011 0,000 0,20 1,80 33 8,0 60 0 0 0,003 0,000 0,12 0,43 9 2,6 6,3
Antall 41 42 42 43 43 43 42 34 34 46 42 41 43 48 48 41 36
118
NIVA 7051-2016
Fossanebekken Delesandbekken
E-‐coli Total Orto Total E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t t
ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l siste
siste
uke
ml ml døgn
28.04.10 0,010 0,005 0,36 3,20 36 5,7 0,011 0,004 0,42 0,98 56 7,5 0,0 0,0
10.05.10 0,0 2,0
26.05.10 36 0,015 0,005 0,33 2,40 46 7,0 8 0,013 0,006 0,29 1,10 56 8,9 0,0 17,6
16.06.10 150 0,017 0,005 0,21 1,60 52 7,6 70 0,030 0,009 0,24 1,20 65 9,0 0,0 25,1
28.07.10 50 0,025 0,009 0,63 1,10 38 5,9 240 0,027 0,012 0,65 2,10 41 6,5 0,0 0,0
01.09.10 100 0,015 0,007 0,41 2,60 53 7,3 40 0,018 0,011 0,46 1,30 69 9,6 0,0 23,2
22.09.10 0,0 22,9
29.09.10 100 0,019 0,004 0,36 4,30 56 7,6 0 0,049 0,016 0,53 1,10 123 15,3 0,0 13,0
28.10.10 80 0,013 0,008 0,49 2,80 53 8,9 50 0,024 0,013 0,59 2,20 99 13,9 7,5 9,5
28.04.11 0 0,009 0,000 0,47 1,80 39 6,0 0 0,014 0,007 0,62 1,10 58 8,2 0,0 0,0
12.05.11 0,0 0,0
31.05.11 0 0,180 0,013 0,99 59,60 50 10,9 0 0,190 0,016 0,78 141,00 89 6,3 24,0 46,0
21.06.11 90 0,013 0,009 0,11 4,20 47 6,9 0 0,020 0,008 0,47 1,50 76 10,2 0,0 36,9
26.07.11 110 0,011 0,012 0,44 2,60 65 9,6 350 0,016 0,016 0,54 2,10 79 11,3 3,0 58,7
23.08.11 50 0,024 0,006 0,32 4,30 69 10,4 50 0,027 0,019 0,41 1,60 92 11,2 0,0 7,6
20.09.11 160 0,029 0,004 0,37 2,80 78 10,8 110 0,029 0,005 0,37 2,60 66 9,9 2,5 76,5
18.10.11 0 0,030 0,017 0,61 11,30 56 8,8 300 0,023 0,010 0,53 3,30 88 11,6 8,5 8,5
02.05.12 0 0,008 0,003 0,54 4,50 33 5,1 0 0,009 0,004 0,58 1,00 28 4,5 0,0 33,1
22.05.12 60 0,008 0,006 0,30 3,50 35 5,4 40 0,008 0,006 0,30 1,30 37 5,8 0,0 18,8
19.06.12 90 0,018 0,000 0,31 2,40 45 5,6 140 0,023 0,003 0,46 1,60 63 7,7 0,2 14,2
24.07.12 50 0,021 0,007 0,41 2,10 51 7,1 160 0,018 0,006 0,42 1,30 65 8,9 1,1 9,6
21.08.12 20 0,020 0,007 0,47 2,10 58 8,4 41 0,025 0,010 0,53 1,30 85 10,3 0,0 16,0
19.09.12 150 0,021 0,008 0,64 3,80 58 8,2 100 0,020 0,008 0,44 1,40 119 11,8 4,0 36,5
23.10.12 20 0,011 0,006 0,14 4,20 49 7,7 30 0,020 0,006 0,55 1,78 51 7,6 0,0 48,0
07.05.13 0 0,130 0,004 0,55 1,70 43 5,4 0 0,280 0,006 0,60 1,70 46 6,3 0,0 4,0
29.05.13 0 0,011 0,008 0,38 7,00 57 9,6 40 0,010 0,006 0,37 2,00 65 10,1 17,5 50,0
18.06.13 40 0,013 0,005 0,33 1,50 53 7,7 0 0,020 0,005 0,31 1,10 33 8,0 0,0 38,2
24.07.13 0 0,020 0,011 0,53 2,00 63 7,4 1500 0,022 0,011 0,88 1,50 27 4,9 0,0 0,0
20.08.13 130 0,014 0,007 0,64 2,00 59 7,7 10 0,017 0,009 0,62 1,30 110 11,6 0,0 42,0
17.09.13 410 0,019 0,007 1,10 3,80 56 9,0 410 0,016 0,006 1,60 1,60 79 13,3 26,5 85,1
22.10.13 20 0,037 0,002 0,79 2,30 49 7,9 20 0,022 0,004 0,54 2,80 81 11,6 10,0 16,9
29.04.14 30 0,016 0,000 0,25 1,40 25 4,9 0 0,014 0,004 0,23 1,60 28 4,7 0,0 0,0
27.05.14 37 0,014 0,008 0,32 1,40 39 6,9 8 0,013 0,008 0,40 0,80 49 6,9 0,0 3,5
24.06.14 20 0,017 0,005 0,38 1,20 25 4,7 0,5 4,1
25.06.14 50 0,010 0,009 0,51 0,68 37 6,0 0,0 4,1
29.07.14 110 0,020 0,008 0,35 3,20 67 9,1 0,0 4,0
19.08.14 180 0,013 0,000 0,46 1,40 41 9,4 100 0,015 0,003 0,46 0,76 47 8,0 1,3 74,3
16.09.14 170 0,026 0,000 0,34 1,20 47 9,7 20 0,024 0,003 0,31 0,93 56 9,3 0,0 8,0
21.10.14 610 0,033 0,004 0,56 2,90 59 9,1 40 0,028 0,002 0,38 0,82 52 8,4 0,0 78,1
28.04.15 30 0,017 0,003 0,47 1,90 25 4,7 0 0,012 0,000 0,32 0,49 26 5,0 0,0 3,0
26.05.15 10 0,009 0,000 0,65 1,50 29 5,9 0 0,008 0,000 0,39 0,49 39 5,7 0,0 15,1
23.06.15 40 0,017 0,004 0,39 2,00 21 10,6 30 0,021 0,005 0,32 1,50 51 11,1 0,0 14,8
28.07.15 380 0,034 0,008 0,57 4,20 51 8,5 70 0,037 0,007 0,51 1,60 97 13,5 0,1 33,1
19.08.15 260 0,034 0,020 0,88 2,20 50 7,0 10 0,017 0,011 0,77 1,40 87 10,0 0,0 5,5
23.09.15 30 0,016 0,008 0,47 3,40 78 12,1 90 0,015 0,007 0,42 1,70 83 13,4 20,0 97,1
20.10.15 20 0,012 0,002 0,33 1,70 57 7,5 10 0,011 0,004 0,32 1,20 80 9,5 0,0 0,0
93 0,025 0,006 0,47 4,24 49 7,7 104 0,030 0,007 0,50 4,81 65 9,1
610 0,180 0,020 1,10 59,60 78 12,1 1500 0,280 0,019 1,60 141,00 123 15,3
0 0,008 0,000 0,11 1,10 21 4,7 0 0,008 0,000 0,23 0,49 26 4,5
40 41 41 41 41 41 41 41 42 42 42 42 42 42
119
NIVA 7051-2016
Kvislabekken
E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
Pt/l mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml døgn uke
28.04.10 0,004 0,000 0,36 0,51 37 5,8
26.05.10 12 0,005 0,002 0,26 0,41 40 7,0 0,0 17,6
16.06.10 50 0,005 0,000 0,27 0,55 30 5,3 0,0 25,1
28.07.10 160 0,011 0,002 0,36 0,51 17 3,7 0,0 0,0
01.09.10 20 0,016 0,003 0,30 0,76 43 8,7 0,0 23,2
29.09.10 40 0,010 0,000 0,29 0,43 49 7,0 0,0 13,0
28.10.10 0 0,010 0,003 0,38 1,10 49 9,7 7,5 9,5
28.04.15 0 0,008 0,000 0,48 0,31 25 5,0 0,0 3,0
26.05.15 0 0,007 0,000 0,44 0,34 37 5,8 0,0 15,1
23.06.15 10 0,008 0,002 0,47 0,42 28 9,5 0,0 14,8
28.07.15 50 0,014 0,004 0,53 0,48 36 5,6 0,1 33,1
19.08.15 10 0,018 0,004 0,51 0,43 35 5,5 0,0 5,5
23.09.15 40 0,011 0,006 0,39 0,85 78 12,6 20,0 97,1
20.10.15 0 0,009 0,002 0,37 0,74 46 7,1 0,0 0,0
Sum
Snitt 30 0,010 0,002 0,39 0,56 39 7,0
Maks 160 0,018 0,006 0,53 1,10 78 12,6
Min 0 0,004 0,000 0,26 0,31 17 3,7
Antall 13 14 14 14 14 14 14
Oklungselva
E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml døgn uke
28.04.10 0,004 0,000 0,45 0,92 44 6,8
26.05.10 9 0,010 0,004 0,30 2,30 47 9,3 0,0 17,6
16.06.10 15 0,006 0,000 0,20 0,74 39 7,2 0,0 25,1
28.07.10 30 0,006 0,000 0,25 0,65 27 6,5 0,0 0,0
01.09.10 20 0,010 0,002 0,44 0,85 48 8,6 0,0 23,2
29.09.10 0 0,008 0,000 0,39 0,78 51 7,8 0,0 13,0
28.10.10 0 0,008 0,005 0,48 1,30 73 12,7 7,5 9,5
28.04.15 0 0,012 0,000 0,47 0,72 34 6,3 0,0 3,0
26.05.15 0 0,008 0,000 0,50 0,55 43 6,9 0,0 15,1
23.06.15 10 0,003 0,000 0,41 0,90 39 9,4 0,0 14,8
28.07.15 20 0,009 0,000 0,29 0,68 49 8,7 0,1 33,1
19.08.15 10 0,020 0,000 0,36 1,80 47 7,2 0,0 5,5
23.09.15 90 0,008 0,004 0,45 1,30 86 13,8 20,0 97,1
20.10.15 0 0,008 0,000 0,45 1,60 73 11,1 0,0 0,0
Sum
Snitt 16 0,009 0,001 0,39 1,08 50 8,7
Maks 90 0,020 0,005 0,50 2,30 86 13,8
Min 0 0,003 0,000 0,20 0,55 27 6,3
Antall 13 14 14 14 14 14 14
Eikenesbekken
E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml døgn uke
28.04.10 0,019 0,015 0,94 2,30 52 6,5
26.05.10 17 0,011 0,005 0,30 1,50 49 7,9 0,0 17,6
16.06.10 20 0,010 0,004 0,19 0,49 29 5,4 0,0 25,1
28.07.10 280 0,039 0,031 0,90 8,30 59 6,6 0,0 0,0
01.09.10 120 0,022 0,013 1,40 2,60 42 7,7 0,0 23,2
29.09.10 40 0,023 0,011 1,20 2,70 37 6,2 0,0 13,0
28.10.10 300 0,015 0,007 0,72 1,30 77 12,2 7,5 9,5
28.04.15 0 0,013 0,004 0,49 0,66 41 6,7 0,0 3,0
26.05.15 0 0,008 0,000 0,35 0,47 41 5,2 0,0 15,1
23.06.15 280 0,032 0,017 0,83 4,40 40 8,5 0,0 14,8
28.07.15 560 0,087 0,057 1,10 7,90 108 13,8 0,1 33,1
19.08.15 0 0,010 0,008 0,53 0,79 47 6,1 0,0 5,5
23.09.15 0 0,010 0,005 0,36 1,10 76 11,6 20,0 97,1
20.10.15 0 0,009 0,004 0,28 0,87 37 6,1 0,0 0,0
Sum
Snitt 124 0,022 0,013 0,69 2,53 53 7,9
Maks 560 0,087 0,057 1,40 8,30 108 13,8
Min 0 0,008 0,000 0,19 0,47 29 5,2
Antall 13 14 14 14 14 14 14
120
NIVA 7051-2016
Kleppanebekken Kjosebekken
E-‐coli Total Orto Total E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml ml døgn uke
28.04.10 0,006 0,002 0,51 1,10 41 5,6 0,006 0,003 0,54 0,32 21 3,4 0,0 0,0
26.05.10 70 0,009 0,004 0,36 1,60 53 8,6 26 0,008 0,000 0,43 0,32 31 5,4 0,0 17,6
16.06.10 40 0,013 0,004 0,39 0,82 36 6,0 11 0,016 0,004 0,57 0,40 12 3,3 0,0 25,1
28.07.10 160 0,016 0,005 0,57 1,30 30 4,5 100 0,017 0,005 0,89 0,79 10 2,9 0,0 0,0
01.09.10 10 0,013 0,006 0,77 1,70 61 9,6 40 0,016 0,006 1,10 0,60 26 5,4 0,0 23,2
29.09.10 20 0,017 0,003 0,61 1,20 67 8,2 10 0,016 0,004 0,81 0,47 26 4,3 0,0 13,0
28.10.10 40 0,011 0,004 0,64 2,20 63 11,4 0 0,008 0,003 0,53 0,82 51 9,8 7,5 9,5
28.04.15 0 0,010 0,000 0,46 0,34 20 4,1 0 0,012 0,000 0,68 0,25 7 2,7 0,0 3,0
26.05.15 10 0,005 0,000 0,50 0,50 43 5,9 0 0,005 0,000 0,61 0,26 27 4,3 0,0 15,1
23.06.15 10 0,010 0,000 0,41 0,50 31 7,4 160 0,014 0,002 0,75 0,21 9 4,9 0,0 14,8
28.07.15 140 0,032 0,003 0,62 0,65 49 7,7 0 0,022 0,004 0,64 0,28 21 3,9 0,1 33,1
19.08.15 10 0,007 0,004 0,73 0,57 47 6,6 20 0,006 0,003 1,00 0,26 12 2,9 0,0 5,5
23.09.15 160 0,010 0,005 0,46 1,00 92 14,6 60 0,013 0,008 0,36 0,79 69 11,5 20,0 97,1
20.10.15 0 0,008 0,000 0,53 1,10 40 6,2 0 0,005 0,000 0,55 0,38 14 3,2 0,0 0,0
Sum
Snitt 52 0,012 0,003 0,54 1,04 48 7,6 33 0,012 0,003 0,68 0,44 24 4,9
Maks 160 0,032 0,006 0,77 2,20 92 14,6 160 0,022 0,008 1,10 0,82 69 11,5
Min 0 0,005 0,000 0,36 0,34 20 4,1 0 0,005 0,000 0,36 0,21 7 2,7
Antall 13 14 14 14 14 14 14 13 14 14 14 14 14 14
Vassvikbekken Lysebubekken
E-‐coli Total Orto Total E-‐coli Total Orto Total
bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC bakterier fosfor fosfat nitrogen Turbidite Farge TOC Nedbør
Larvik
t t
Dag ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l ant/100
mg
P/l mg
P/l mg
N/l FNU mg
C/l mm
siste
mm
siste
ml ml døgn uke
28.04.10 0,530 0,062 0,88 18,30 51 30,7 0,007 0,000 0,36 1,10 28 5,0 0,0 0,0
26.05.10 80 0,350 0,330 0,89 19,00 50 14,7 17 0,006 0,000 0,36 1,60 28 6,1 0,0 17,6
16.06.10 130 0,170 0,130 2,10 17,50 40 17,1 160 0,010 0,003 0,34 1,30 27 5,5 0,0 25,1
28.07.10 530 0,130 0,130 1,70 9,20 35 15,4 2000 0,015 0,007 0,37 2,30 27 5,0 0,0 0,0
01.09.10 30 0,220 0,230 1,40 0,52 46 10,9 140 0,006 0,002 0,31 1,40 39 6,3 0,0 23,2
29.09.10 30 0,120 0,110 1,10 4,30 41 8,9 450 0,015 0,003 0,26 0,78 45 6,0 0,0 13,0
28.10.10 60 0,170 0,120 0,97 6,90 59 13,5 50 0,012 0,006 0,53 1,30 43 8,1 7,5 9,5
28.04.15 20 0,160 0,150 2,50 9,00 37 15,1 0 0,009 0,000 0,47 0,74 24 4,8 0,0 3,0
26.05.15 50 0,130 0,120 1,60 3,20 40 10,2 20 0,006 0,000 0,53 0,54 26 4,8 0,0 15,1
23.06.15 100 0,250 0,180 2,50 5,80 50 21,1 700 0,011 0,000 0,31 0,86 22 7,6 0,0 14,8
28.07.15 290 0,140 0,130 2,10 5,80 45 16,6 500 0,012 0,002 0,34 0,82 28 5,6 0,1 33,1
19.08.15 0 0,170 0,130 2,80 7,20 33 15,7 90 0,006 0,004 0,19 0,66 28 5,1 0,0 5,5
23.09.15 0 0,160 0,130 1,50 5,70 115 27,7 100 0,014 0,004 0,44 1,50 53 10,4 20,0 97,1
20.10.15 20 0,160 0,140 2,90 8,40 54 21,1 10 0,007 0,000 0,41 0,83 52 8,6 0,0 0,0
Sum
Snitt 103 0,204 0,149 1,78 8,63 50 17,1 326 0,010 0,002 0,37 1,12 34 6,4
Maks 530 0,530 0,330 2,90 19,00 115 30,7 2000 0,015 0,007 0,53 2,30 53 10,4
Min 0 0,120 0,062 0,88 0,52 33 8,9 0 0,006 0,000 0,19 0,54 22 4,8
Antall 13 14 14 14 14 14 14 13 14 14 14 14 14 14
121
NIVA 7051-2016
Vedlegg D: Begroingselementer og planteplankton
Liste over registrerte begroingselementer fra Dammenbekken (DAM), Delesandbekken (DEL),
Fossenebekken (FOS), Gopledalsbekken (GOP), Onobekken (ONO) og Siljanelva (SIL) 14. september
2015. Hyppighet er angitt som prosent dekning for makroskopiske elementer og som x = observert, xx =
vanlig, xxx = hyppig for mikroskopiske elementer.
Takson DAM DEL FOS GOP ONO SIL
Cyanophyceae (Cyanobakterier)
Calothrix spp. x
Chamaesiphon confervicola x
Oscillatoria spp. x
Phormidium spp. x x x
Phormidium tinctorium 2
Scytonema spp. x
Stigonema spp. x
Uidentifiserte coccale blågrønnalger x <1
Uidentifiserte trichale blågrønnalger x x x
Chlorophyceae (Grønnalger)
Bulbochaete spp. x
Closterium spp. x
Cosmarium spp. x x
Klebsormidium flaccidum <1
Microspora abbreviata x
Oedogonium c (23-28u) x
Bacillariophyceae (Kiselalger)
Tabellaria flocculosa x x x
Rhodophyceae (Rødalger)
Audouinella pygmaea <1
[navn skjult] <1 x x x
Saprophyta (Nedbrytere)
Sphaerotilus natans x xx x xx
Kvantitative planteplanktonanalyser av prøver fra stasjonene i Farris. Verdier er gitt i mm3 m-3 (tilsvarer
mg m-3 våtvekt)
Takson Farris 3 Farris 4
Cyanophyceae (Blågrønnalger)
Anathece bachmannii 0.53 .
Dolichospermum sp. 1.96 .
Limnothrix vacuolifera . 0.25
Merismopedia tenuissima 0.60 2.52
Rhabdoderma lineare 0.06 .
Sum - Cyanobakterier 3.16 2.77
Chlorophyceae (Grønnalger)
Botryococcus braunii 0.43 1.29
Chlamydomonas sp. (l=8) 1.07 1.07
Chlamydomonas sp. (l=10) 0.91 .
122
NIVA 7051-2016
Chlamydomonas sp. (l=12) . 1.60
Chlamydomonas sp. (l=14) 2.16 .
Desmodesmus aculeolatus 0.64 0.64
Elakatothrix genevensis 0.67 1.12
Gyromitus cordiformis 0.26 0.26
Lanceola spatulifera 0.03 0.03
Monoraphidium dybowskii 3.18 3.40
Monoraphidium griffithii 0.08 .
Nephrocytium agardhianum 0.08 0.15
Oocystis lacustris . 0.80
Oocystis marssonii 0.68 1.36
Oocystis rhomboidea . 0.11
Oocystis submarina 2.24 2.06
Paramastix conifera 0.20 .
Planctosphaeria gelatinosa 0.18 .
Scenedesmus ecornis 1.60 .
Staurodesmus cuspidatus 0.30 .
Stauridium privum 3.34 0.20
Ubest. kuleformet gr.alge (d=5) 4.86 1.74
Ubest. kuleformet gr.alge (d=6) . 0.59
Ubest. kuleformet gr.alge (d=8) 1.39 4.58
Ubest. kuleformet gr.alge (d=10) . 1.67
Sum - Grønnalger 24.30 21.00
Chrysophyceae (Gullalger)
Bicosoeca planctonica 0.17 .
Bitrichia chodatii 0.32 0.16
Chromulina sp. 1.74 3.30
Chromulina sp. (8 * 3) 0.21 .
Chrysidiastrum catenatum . 0.88
Chrysococcus spp. 1.43 1.43
Chrysolykos planctonicus . 0.15
Dinobryon bavaricum 0.02 0.16
Dinobryon crenulatum 0.24 .
Dinobryon divergens 0.02 .
Dinobryon suecicum var. longispinum 0.04 .
Mallomonas akrokomos 0.40 .
Mallomonas allorgei 4.61 1.84
Mallomonas caudata . 0.33
Mallomonas crassisquama . 1.18
Mallomonas sp. (l=8-10 b=8) . 0.80
Mallomonas spp. 3.00 8.41
Ochromonas spp. 1.21 0.60
Pseudokephyrion alaskanum . 0.24
Små chrysomonader (<7) 14.58 12.15
Stichogloea doederleinii 1.84 1.84
Store chrysomonader (>7) 5.21 5.21
Sum - Gullalger 35.04 38.67
Bacillariophyceae (Kiselalger)
123
NIVA 7051-2016
Aulacoseira alpigena 2.70 3.90
Aulacoseira sp. 0.36 .
Cyclotella planctonica 1.49 2.48
Cyclotella sp.5 (d=10-12 h=5-7) 3.60 3.60
Tabellaria flocculosa 0.48 .
Ulnaria sp. (l=30-40) 0.50 0.17
Urosolenia eriensis . 0.12
Urosolenia longiseta 0.72 0.24
Sum - Kiselalger 9.86 10.52
Dictyochophyceae (Pedinellider)
Pseudopedinella sp. 5.00 2.86
Sum - Pedinellider 5.00 2.86
Cryptophyceae (Svelgflagellater)
Cryptomonas sp. (l=15-18) 4.01 6.41
Cryptomonas sp. (l=20-22) 9.61 8.65
Cryptomonas sp. (l=24-30) 6.41 16.02
Cryptomonas sp. (l=30-35) . 0.54
Katablepharis ovalis 0.72 0.24
Plagioselmis nannoplanctica 1.20 0.40
Sum - Svelgflagellater 21.95 32.26
Dinophyceae (Fureflagellater)
Gymnodinium sp. (l=9) . 1.23
Gymnodinium sp (l=12) 8.81 .
Gymnodinium sp. (l=15) . 8.33
Gymnodinium sp. (l=20-22) 1.05 1.05
Gymnodinium sp. (l=30) 1.06 1.59
Peridinium willei . 7.00
Ubest.dinoflagellat . 0.25
Sum - Fureflagellater 10.92 19.45
Choanozoa (Krageflagellater)
Craspedomonader 4.86 7.64
Sum - Krageflagellater 4.86 7.64
Ubestemte taxa
My-alger 1.52 9.08
Ubest.fargel flagellat 1.47 0.80
Sum - Ubestemte taxa 2.99 9.88
Sum total : 118.08 145.89
124
NIVA 7051-2016
Vedlegg E: Mikrobiologisk forurensning -
kunnskapsgrunnlag
E1. Hvilke smittestoffer er mest relevante for Farrisvannet?
En rekke sykdomsfremkallende bakterier, virus og parasitter (patogener) kan potensielt forårsake
vannbårne sykdomsutbrudd dersom de forurenser drikkevannskilder og ikke fjernes eller inaktiveres før
drikkevannet når konsumentene. Avføring fra mennesker, dyr og fugler kan være kilder til slike patogener
i Farrisvannets nedbørfelt. Patogenene skilles ut med avføringen til smittede individer, som kan være både
syke individer og friske/symptomfrie smittebærere. Hvorvidt patogenene kan transporteres fra fekalkilden
og helt til inntaket for drikkevann, avhenger blant annet av lokaliseringen til fekalkilden, værforhold som
fremmer transport og av patogenenes overlevelsesevne.
Påvisning av patogener i vann er ofte komplisert og dyrt. Fravær av en patogen sier dessuten lite om
risikoen for forekomst av andre patogener, og mange patogener kan utgjøre en risiko selv ved lavere
konsentrasjoner enn man kan måle. Den hygieniske vannkvaliteten overvåkes derfor rutinemessig ved å
bestemme antall fekale indikatorbakterier, dvs. bakterier som normalt finnes i tarmen til mennesker og
varmblodige dyr, uavhengig av om de er smittet av patogener. Bakterien E. coli er en slik fekal
indikatorbakterie. Den tilhører den normale tarmfloraen og skilles mer eller mindre ut av alle mennesker
og varmblodige dyr, selv om konsentrasjonene i avføring kan variere med flere tierpotenser (dvs 100-109/g
avføring). E. coli er normalt ikke selv sykdomsfremkallende. Noen få varianter av E. coli, som E. coli EHEC
(deriblant E. coli O157:H7), kan produsere giftstoffer som kan gjøre mennesker alvorlig syke.
Indikatorbakterien E. coli må ikke forveksles med denne spesielle (og langt mer sjeldne)
sykdomsfremkallende varianten av E. coli. Dersom E. coli påvises i vann indikerer det at vannet er
forurenset med avføring og at det derfor er en risiko for at vannet også kan inneholde patogener.
Analyse av E. coli gir nyttig informasjon om i hvilken grad en vannkilde og tilførselsbekker er påvirket av
fersk fekal forurensning. Mengden E. coli i råvannet og dokumentert fravær av E. coli i ferdigbehandlet
vann forteller likevel langt fra alt om smittefaren fra dette vannet. Er det utelukkende friske mennesker og
dyr (som ikke utskiller patogener som kan smitte mennesker) i nedbørfeltet, kan det være betydelige
mengder E. coli og avføring i vannet uten at det er humanpatogener tilstede. En erfaring som tilsier at
”ingen er noen gang blitt syke av å drikke vannet” betyr likevel ikke at vannet forblir risikofritt. Ved en
endring i smittesituasjonen hos individene som forårsaker at det kommer E. coli / avføring i
drikkevannskilden, er risikoen ved å drikke vann som ikke er behandlet med aktive barrierer i
vannbehandlingen brått endret. Det var mest sannsynlig det som skjedde i Bergen høsten 2004: Hver høst
ble det påvist E. coli i råvannet, men akkurat denne høsten rant det avløpsvann med avføring fra kanskje
bare en person som var infisert med parasitten Giardia intestinales ut i drikkevannskilden Svartediket. Dette
førte til at flere tusen mennesker ble syke fordi vannbehandlingen ikke hadde noen aktiv barriere mot
parasitter (Eikebrokk m.fl. 2006).
Normalt vil det være langt mer E. coli enn humanpatogener (100-100 000 ganger flere) i fekalt påvirket
overflatevann, spesielt dersom det er dyr og fugler som er hovedkilde til E. coli. I noen situasjoner, for
eksempel der avføringen stammer fra individer der en stor prosentvis andel er infiserte av en patogen, er
det påvist like mye eller mer av en spesifikk patogen som av E. coli (Carducci m.fl. 2009; Wu m.fl. 2011). I
Glomma, som er påvirket av kloakkutslipp, kan det innimellom påvises minst like mye virus (gen-kopier)
som E. coli (Rosado m.fl., 2014). Det er derimot usikkert i hvilken grad det dreier seg om infektive virus.
Noen patogener (som enkelte virus og parasitter) kan overleve lenger i vann enn E. coli. Ved «gammel
forurensning» kan det derfor være parasitter eller viruspartikler i vannet selv om man ikke kan påvise E.
coli. Dette kan også gjelde etter vannbehandling, for eksempel etter klorering som er effektivt mot E. coli,
men der parasittene overlever. Indikatorbakteriene intestinale enterokokker og Clostridium perfringens
125
NIVA 7051-2016
overlever normalt lenger i vann enn E. coli, tolererer vannbehandlingen bedre, og kan derfor være bedre
indikatorer på forekomst av virus og parasitter i ferdigbehandlet drikkevann.
Farrisvannets volum (totalt 7x1011 liter) utgjør en betydelig fortynningseffekt. For at patogener fra
avføring i nedbørfeltet skal kunne transporteres til dypvannsinntakene og utgjøre en fare for
drikkevannskvaliteten må patogenene ha minst en (helst flere) av følgene egenskaper: Skilles ut i betydelige
mengder fra infiserte individer, kunne overleve lenge i vann, samt ha lav infektiv dose (dvs. det er nok å få
i seg 1 eller få patogener for å bli syk). Parasittene Cryptosporidium og Giardia, samt norovirus, rotavirus og
adenovirus er eksempler på patogener som har alle disse egenskapene. Cryptosporidium og Giardia utgjør
også en spesiell utfordring fordi de er tolerante overfor klor. Likeledes kan enteriske adenovirus og delvis
rotavirus, til en viss grad overleve UV-bestråling med dagens doser (Shin m.fl. 2009; Li 2009). Noen
humanpatogene bakterier (deriblant Campylobacter spp., Salmonella spp, E. coli O157:H7) kan også skilles ut i
store mengder fra infiserte individer og kan ha lav infektiv dose.
I vårt arbeid har vi brukt data for E. coli for å kvantifisere og sammenligne tilførsler av fekal forurensning
fra ulike kilder, fordi det finnes mye data om E. coli i tilførselsbekkene/elvene fra Farrisovervåkningen.
For å vurdere smitterisiko er det også nødvendig å vurdere hvorvidt den fekale forurensningen fra
mennesker og dyr i nedbørfeltet kan inneholde patogener og hvorvidt disse kan transporteres til
vannbehandlingsanlegget. I tråd med WHOs »Guidelines for drinking water» (WHO 2011) har vi valgt ut
noen referanse-patogener: Cryptosporidium (og Giardia) som representanter for parasitter og Campylobacter
som representant for patogene bakterier. For virus er usikkerheten spesielt stor både knyttet til utskillelse
fra smittede individer, videre skjebne og opprettholdelse av infektivitet i vannmiljøet og doser som er
påkrevd for å gjøre mennesker syke. Vi vil likevel forsøke oss på noen forsiktige vurderinger og bruker
norovirus som referansevirus. Alle disse patogenene, det vil si humanpatogene varianter av dem, kan
forårsake mage-tarm infeksjoner hos mennesker. Alvorligheten av slike infeksjoner vil variere avhengig av
mottakeren, og personer med nedsatt immunforsvar, små barn og eldre er generelt mest utsatt.
E2. Kilder til E. coli og patogener
Kilder til fekal forurensning i Farrisvannet nedbørfelt er nærmere beskrevet i kapittel 3. Kort oppsummert
er dette menneskelig avføring som kan tilføres fra utslipp fra de 3 små kommunale renseanleggene
(Oklungen renseanlegg og 2 i Siljan kommune), fra lekkasjer fra avløpsledninger i nedbørfeltet, fra
avløpsanlegg i spredt bebyggelse, fra hytter, fra fritidsbåter som tømmer septikktanken/»dobøtta» (hvis
slike finnes) og ellers fra mennesker i forbindelse med rekreasjon, samt avføring fra husdyr og ville dyr og
fugler.
Mennesker og varmblodige dyr og fugler skiller ut store mengder E. coli med avføringen. Typiske verdier
er vist i tabell E.1. Slike verdier er usikre/variable, men de kan være nyttige når man skal anslå hvor mye
fekalt materiale som potensielt kan tilføres en vannkilde. Hvis man for eksempel har målte verdier av E.
coli i bekker oppstrøms og nedstrøms beite eller boligområde kan man så anslå hvor stor fraksjon av
avføringen/kloakken som teoretisk produseres som når frem til bekken.
126
NIVA 7051-2016
Tabell E.1. Mengde E. coli pr individ pr døgn som utskilles med avføringen fra mennesker og utvalgte dyr
og fugler (relevante for Farrisvannets nedbørfelt):
Individ (mengde Mengde E. coli pr Variasjon* Referanser:
avføring individ pr døgn gjennomsnitt brukt i referanse
produsert/døgn) Typisk verdi*
Menneske (0,1-0,2 1 x 1010 108-1012 Havelaar m.fl. (1986)§: 3 x 1010
kg feces/døgn) Gerba m.fl. (2000) §: 4 x 109
Farnleitner m.fl. (2010): 1 x 1010
Egne målinger: 1 x 1010
Hest (ca 23 kg 1 x 1010 107-1011 Egne målinger: 2 x 1010
feces/døgn) Fergusson m.fl. (2009): 1 x 1010
Teague m.fl. (2009): 2 x 108
EPA (2001) §: 4 x 108
Havelaar m.fl. (1986)§: 4 x 109
Hund (ca 0,5 kg 1 x 10 10 10 -10
7 11 Fergusson m.fl. (2009): 2 x 1010
feces/døgn) Teague m.fl. (2009): 3 x 109
Havelaar m.fl. (1986)§: 4 x 1010
Sau (ca 1 kg 1 x 1010 108-1011 Fergusson m.fl. (2009): 3 x 1010
feces/døgn) Teague m.fl. (2009): 9 x 109
Havelaar m.fl. (1986)§: 6 x 109
Måke (ca 0,006 kg 8 x 10 8 10 -10
4 10 Lien (1983): 3 x 108
feces/døgn) Levesque m.fl (2000)§: 1 x 109
Fergusson m.fl. (2009): 8 x 108
And 2 x 109 Ferguson m.fl. (2009): 1 x 109
EPA (2001)§: 3 x 109
Gås 5 x 109 Ferguson m.fl. (2009): 1 x 106/gram
EPA (2001)§: 5 x 1010
Mus, gnagere 3 x 10 pr gram
5 Ferguson m.fl. (2009)§
Rådyr/hjort (ca 1 5 x 10 9 Teague m.fl. (2009): 2 x 108
kg feces/døgn) Farnleitner m.fl. (2010): 1 x 1010
Storfe (ca 30 kg 5 x 1010 109-1012 Fergusson m.fl. (2009): 109-1011
feces/døgn) Teague m.fl. (2009): 3 x 109
Havelaar m.fl. (1986)§: 2 x 1010
EPA (2001)§: 1 x 1011
Kalv av storfe(ca 1- 2 x 10 11 10 -10
10 13 Fergusson m.fl. (2009): 1012
5 kg feces/døgn) Havelaar m.fl. (1986)§: 2 x 1011
Gris (ca 5 kg 2 x 1010 109-1011 Fergusson m.fl.(2009): 1010-1011
feces/døgn) Havelaar m.fl. (1986)§: 2 x 1010
EPA (2001)§: 1 x 1010
Kylling 2 x 10 pr gram
8 Havelaar m.fl. (1986)§: 2 x 108/gram
EPA (2001)§: 2 x 108
* Dette er verdier som varierer fra dag til dag og fra individ til individ. Basert på verdier fra litteraturen har vi satt en ”typisk
verdi”. Denne er usikker. Basert på egne målinger av E. coli i fersk hestemøkk (10 hester) fant vi på det meste 7 000 000 E. coli pr
gram og på det minste 1 000 E. coli pr gram.
§ Oppgitt i referanse som antall TKB (termotolerante koliforme bakterier).
Selv om en hest produserer langt mer avføring pr døgn enn en hund, ca. 23 kg versus ca. 0,5 kg, så
indikerer litteraturverdier og egne målinger at hundens avføring er mer konsentrert slik at en hund i
gjennomsnitt skiller ut minst like mye E. coli pr døgn som en hest. Variasjonen er derimot svært stor.
Kloakk fra husholdninger (private og kommunale avløpsanlegg) inneholder naturlig nok mye E. coli. En
typisk konsentrasjon kan være 5x106 pr 100 ml (variasjon 105-107 pr 100 ml). Flere av de små separate
avløpsanleggene i nedbørfeltet samler svartvannet i tette tanker som kjøres bort, mens gråvannet slippes ut
lokalt (med og uten rensing). Gråvannets innhold av TKB vil variere (typisk 102-107 pr 100 ml), og kan i
noen tilfeller være nesten like høyt som i kloakk, selv om det også kan skyldes at E. coli kan formere seg i
127
NIVA 7051-2016
gråvannet. Selv om totalutslippet av E. coli og patogener fra husholdninger naturligvis vil reduseres ved å
samle svartvannet i tette tanker, kan man tenke seg at i sykdomssituasjoner (spesielt hvis husholdningen
har spe-barn med diare som «spyles i dusjen») så kan gråvannet inneholde betydelige mengder patogener.
I forbindelse med drikkevann, så regnes avføring fra mennesker normalt som mer smittefarlig enn
avføring fra dyr. Dette er fordi patogener som har infisert ett menneske som oftest vil kunne smitte andre
mennesker, mens mange av patogenene som skilles ut fra infiserte dyr bare kan smitte andre dyr av samme
slag. Virus som kan forårsake vannbårne utbrudd antas hovedsakelig å kun smitte fra mennesker til
mennesker, selv om noen studier indikerer at enkelte vannbårne virus (hepatitt E fra gris) også kan være
zoonotiske, dvs. smitte mellom dyr og mennesker (Souza m.fl. 2007; 2008). Ved vurdering av helserisiko
er det av betydning hvorvidt E. coli som påvises i vann stammer fra mennesker eller dyr. Dette gjelder altså
spesielt ved vurdering av fare for forekomst av humanpatogene virus, men også til en viss grad med
hensyn på parasitter.
De største drikkevannsbårne utbruddene forårsaket av Cryptosporidium skyldes oftest den humanspesifikke
arten Cryptosporidium hominis, som utbruddet i Milwaukee, USA i 1993 der 400 000 personer ble rammet, og
utbruddene i Sverige (Østersund i 2010 og Skellefteå i 2011) der over 20 000 mennesker ble antatt syke i
hvert av utbruddene. Mennesker i akutt sykdomsfase kan i verste fall skille ut 1010 Giardia cyster eller
Cryptosporidium oocyster pr døgn (VKM, 2009). Utskillelsen av viruspartikler fra smittede mennesker kan
være enda høyere (Tabell E.2). Personer infisert med norovirus kan skille ut opp til 1011 viruspartikler pr
gram (dvs. opptil 1014 pr døgn). Blant mennesker som er smittet, så vil mengden patogener som skilles ut
med avføringen variere med flere log (tierpotenser). Noen skiller ut lave mengder, mens andre, såkalte
«super shedders», skiller ut langt mer patogener enn gjennomsnittet. Avløpsvann fra kun en bolig med en
«super shedder» kan ha et stort smittepotensial.
Tabell E.2: Mengde E. coli og utvalgte patogener i avføringen til infiserte mennesker (antall pr gram):
Mikrobe Konsentrasjon i avføring til Referanse
infiserte personer (antall pr
gram)
E. coli (TKB) 106-109 (typisk 1x108) Basert på referanser i Gerba m.fl.
(2000) og Havelaar m.fl. (1986)
E. coli 0157:H7 Antar i akutt sykdomsfase
Campylobacter spp. omtrent samme som
Salmonella spp. E. coli, dvs 1x108
Campylobacter spp.: 106 (WHO, 2011)
Rotavirus 109 WHO (2011)
Norovirus 106-1011 (typisk 1x108) Referanser i Ashbolt m.fl. (2010), Tu
Symptomfrie: typisk 106 m.fl. (2008)
Adenovirus 105-108 pr ml målt i kloakk i Carducci m.fl. (2009)
indikerer høy utskillelse (minst La Rosa m.fl. (2010)
like høy som norovirus) Myrmel m.fl. (2015)
Giardia cyster 107 WHO (2011)
Cryptosporidium oocyster 107 WHO (2011)
I tillegg til avløpssystemer, kan mennesker som oppholder seg i nedbørfeltet i forbindelse med bading og
annen rekreasjon være mulige kilder til sykdomsfremkallende virus, parasitter og bakterier. Gerba m.fl.
(2000) rapporterte at en person som bader, gjennomsnittlig avgir 0,14 gram avføring, enten ved direkte
utskillelse eller fra uren hud i kontakt med vann. Små barn avgir i gjennomsnitt mer avføring enn voksne
(barn: 0,01-10 gram, voksne: 0,0001-0,1 gram). Uhellsutslipp kan også forekomme, spesielt hos mennesker
med diaré og spesielt blant små barn. Ved bading bør man være klar over at selv etter symptomfrihet (man
føler seg helt frisk) kan virusutskillelsen være betydelig (ca. 106 norovirus pr gram, Tu m.fl. 2008). Noen
virus, deriblant Adenovirus kan også skilles ut med urin (referanser i Ashbolt m.fl., 2010). Likevel, det som
virkelig kan føre til betydelige tilførsler av patogener, er direkteutslipp i vannet fra personer i akutt
128
NIVA 7051-2016
sykdomsfase (med stor utskillelse av patogener). Sannsynligheten for en slik hendelse (både «uhell i
vannet» og «smittet person» og i verste fall «super shedder») er nok ikke så stor, men sannsynligheten øker
dersom det er flere som bader eller camper i nedbørfeltet.
Noen arter og genotyper av parasittene Cryptosporidium og Giardia kan smitte fra dyr til mennesker (VKM,
2009). Disse parasittene er relativt vanlige hos ulike dyrearter i Norge, både husdyr og ville pattedyr, og
foreløpige genotypingsresultater indikerer at en del av isolatene er humanpatogene varianter (VKM, 2009).
Basert på en litteraturgjennomgang av rapporterte forekomster av Cryptosporidium og Giardia i dyreavføring
fra husdyr og ville dyr (antall smittede individer og mengde patogener pr gram) konkluderte Ferguson
m.fl. (2009) at avføring fra unge dyr generelt representerer en større smittefare enn avføring fra voksne dyr
og avføring fra husdyr generelt en større smittefare enn avføring fra ville dyr. Variasjonen i mengde
patogener som skilles ut med avføringen er derimot stor og avhengig av smittesituasjonen i
dyrepopulasjonen. Gjennomsnittsverdier av mange dyr varierer gjerne fra ikke påvist til 105 pr gram
dyreavføring (ref. i Ferguson m.fl. 2009). Blant dyreslag som finnes i Farrisvannets nedbørfelt var det
studier som viste at rådyr, elg, bever, rev, sauer og hester gjennomsnittlig skilte ut ca. 103 Cryptosporidium
og/eller Giardia pr gram avføring, og mus 104 Cryptosporidium pr gram avføring (ref. i Ferguson m.fl. 2009).
Studier har vist at både Giardia og Cryptosporidium er ganske vanlig i avføring fra hunder i Norge (Hamnes
et al, 2007). Likevel, det begrensede datamaterialet indikerer at hovedparten av de infiserte hundene i
Norge er infisert med arter av Cryptosporidium eller genotyper av Giardia som vanligvis ikke er assosiert med
infeksjoner hos mennesker. Kalver av storfe er kanskje den største trusselen når det gjelder parasitt-smitte
til drikkevannet fra dyr. De kan potensielt skille ut store mengder Cryptosporidium parvum som også kan
smitte mennesker, opptil 1010 pr døgn i de første leveukene (Nydam et al., 2001). Utskillelsen er langt
lavere hos eldre dyr. Internasjonalt finnes det bever som er smittet med humanpatogene Giardia og bever
har blitt knyttet til utbrudd av vannbåren giardiasis i USA (beaver fever). Beverne i Norge er av en annen
art enn beverne i Nord-Amerika (Castor fiber i Europa og Castor Canadensis i Nord-Amerika). Det er
foreløpig ikke påvist Giardia i bever i Norge, men både Giardia og Cryptosporidium er funnet i europeiske
bevere i Polen (Lucy Robertson, personlig meddelelse).
Flere patogene bakterier, deriblant Campylobacter spp., Yersinia enterocolitica, Salmonella spp. og E. coli O157:H7
kan smitte fra dyr til mennesker (Goss og Richards, 2008). Dyrene som internasjonalt ofte regnes som de
verste når det gjelder risiko for å smitte mennesker er storfe, gris og kylling. Det finnes noe storfe og gris i
Farrisvannets nedbørfelt (størrelsesorden et par tusen, men de fleste i Siljan kommune). Det finnes også
noe sau i nedbørfeltet (størrelsesorden 500, også noen i nærområdet til Farrisvannet). Studier fra utlandet
indikerer at infiserte sauer i verste fall kan skille ut store mengder E. coli O157:H7 (> 106 pr gram,
Ferguson m.fl. 2009) og Campylobacter spp. (opptil 108 pr gram, Ogden m.fl. 2009). Smitte fra dyr
forutsetter at det er smitte i besetningen, og her er Norge (i dag) i en heldig situasjon sammenlignet med
mange andre land som har langt høyere forekomst av infeksjonssykdommer hos dyr enn det er i Norge.
Også fugler kan være en betydelig kilde til humanpatogene bakterier. Kapperud og Rosef (1983)
rapporterte stor utbredelse av humanpatogene bakterier hos ville fugler i Norge, spesielt Campylobacter jejuni
som ble påvist hos 28 % av de testede fuglene. Blant fuglene i Oslo-området ble C. jejuni oftest påvist hos
kråker og måker. I dette studiet ble ikke mengden bakterier i avføringen kvantifisert, men en skotsk
undersøkelse viste at mengder Campylobacter spp. i måke-avføring som oftest var lav, dvs. 100-102 pr gram,
men hos noen måker høyere, opptil 107 pr gram, og at gjennomsnittet for 165 måker var 6x104 pr gram
(Ogden m.fl. 2009). I samme studie ble det funnet Campylobacter spp. hos ca. 25 % av de testede sauene,
endene og gjessene (gjennomsnittskonsentrasjoner 104-105 pr gram, maksimum opp til 108 pr gram).
Levesque m.fl. (2000) fant 102-109 Salmonella spp. pr gram i måkeavføring fra Canada.
Overvåkning av forekomst av patogener blant dyrepopulasjoner i Farrisvannets nedbørfelt vil være
nødvendig for å vurdere smittesituasjonen. Prøvetakning kan si noe om smittesituasjonen i dag, men
denne kan endres i fremtiden. Dersom det er smitte blant en dyrepopulasjon, vil det mest sannsynlig være
enkeltindivider som skiller ut betydelig høyere verdier (flere log høyere) enn gjennomsnittet, som diskutert
over («super shedder»). Et ”worst case” estimat kan være at det aktuelle dyret skiller ut like mye
humanpatogene bakterier eller parasitter pr døgn som E. coli. Ved å se på en flokk av smittede dyr kan et
estimat være at de totalt skiller ut ca. 1000 ganger mindre patogener enn E. coli.
129
NIVA 7051-2016
E.3. Hvor mye av den fekale forurensningsproduksjonen kommer frem til
Farrisvannet?
Bare en liten del av avføringen som produseres i Farrisvannets nedbørfelt vil komme frem til Farrisvannet.
For at fekalkilden skal påvirke drikkevannskilden må det være en mulig transportvei (direkte utslipp,
mulighet for overflateavrenning, transport under overflaten osv.) mellom fekalkilden og Farrisvannet eller
tilløpsbekker. Transporttiden er også viktig fordi lang transporttid vil føre til utdøing (inkludert
sedimentasjon) av E. coli og patogener. Utslippene fra de 2 kommunale renseanleggene i Siljan kommune
går gjennom flere større innsjøer på vei til Farrisvannet, mens utslippet fra Oklungen renseanlegg går via
to mindre innsjøer og har kortere transportvei.
Ved å legge inn vann i hytter kan man generere en transportvei ved at avløpsvann må transporteres ut av
hytta, med generelt økt risiko for å transportere med seg fekal forurensning. Innlagt vann krever derfor
gode renseløsninger for avløpsvannet. Det er liten oversikt over avløpsløsninger for hyttene i nedbørfeltet
til Farrisvannet. Boligene i Farrisvannets nedbørfelt har ulike løsninger, deriblant ulike lokale
renseløsninger eller tilknytning til kommunalt avløpsnett. Lekkasjer fra kloakkledningene eller dårlig
tilbakeholdelse av mikroorganismer i de lokale renseløsningene, kan føre til at det tilføres patogener til
Farrisvannet. Utslipp av avløpsvann direkte i tilløpsbekker kan gi store tilførsler av fekal forurensning.
Avføring fra dyr, fugler (og mennesker) som slippes direkte i vannkilden kan gi en betydelig støttilførsel av
E. coli og eventuelt patogener (dersom individene er smittebærere) til vannkilden. Mesteparten av dyrenes
avføring slippes derimot ikke direkte i drikkevannskilden eller i tilførselsbekker, men i landskapet.
Parametere som lysforhold (UV), fuktighet og temperatur påvirker overlevelsesevnen av mikroorganismer
under slike forhold. I hvilken grad E. coli og patogener fra avføring i landskapet vil transporteres til
vannkilden er blant annet avhengig av avstand til grøfter og bekker, terrenghelning, vegetasjon og
løsmassedekning og ikke minst værforhold som gir stor avrenning, som store nedbørsmengder og snø-
smelting. Det kan antas at en del av avføringen fra ville dyr (og beitedyr hvis det ikke er inngjerding) blir
lagt i umiddelbar nærhet av bekker i forbindelse med at dyrene skal drikke. Kraftig regn kan gi stor
overflateavrenning, samt øke vannstanden slik at avføringen vaskes ut i bekken. Hunder på tur kan typisk
gjøre fra seg i veigrøfter. Når regnet kommer fylles grøftene med vann og avføringen kan ha fått en
transportvei via tilførselsbekker og ut i Farrisvannet.
Mengden E. coli som tilføres via de ulike tilførselsbekkene (E. coli tilført pr døgn) er på ingen måte
konstant, og avhenger blant annet av værforhold som fremmer utvasking og forekomst av
dyr/forurensningsskapende aktiviteter/mulige lekkasjer fra kloakkanleggene i lokalnedbørfeltet på de ulike
tidspunkt. Basert på målte verdier i bekkene multiplisert med estimert vannføring da prøven ble tatt kan vi
få et visst inntrykk av tilførslene fra de ulike bekkene (Tabell E.3):
130
NIVA 7051-2016
Tabell E.3: Grovt estimat over tilførsel av E. coli fra Farrisvannets ulike tilførselsbekker/elver
E.
coli/100
ml Vannføring
(m3/s) E.
coli
tilført/døgn Tilsvarer
PE***:
Min Gj.
snitt Maks Maks-‐vått
vær* Gj.
snitt Gj.
snitt Maks** Gj.
snitt Maks
Siljanelva <10 25 160 70 6,67 1,4E+11 9,2E+11 14 92
Gopledalsbekken <10 110 580 290 0,01 9,5E+08 1,3E+10 0,1 1
Dammenbekken <10 138 1600 800 0,01 1,2E+09 3,5E+10 0,1 3
Onobekken <10 50 260 160 0,04 1,7E+09 2,8E+10 0,2 3
Fossanebekken <10 93 610 410 0,12 9,7E+09 2,1E+11 1,0 21
Delesandbekken <10 104 1500 410 0,03 2,7E+09 5,3E+10 0,3 5
Kvislabekken <10 30 160 40 0,11 2,9E+09 1,9E+10 0,3 2
Oklungselva <10 16 90 90 1,06 1,4E+10 1,6E+11 1,4 16
Eikenesbekken <10 124 560 10 0,03 3,2E+09 1,5E+10 0,3 1
Elvestadbekken 10 55 180 50 0,19 9,0E+09 4,1E+10 0,9 4
Kleppanebekken <10 52 160 160 0,08 3,6E+09 5,5E+10 0,4 6
Kjosebekken <10 33 160 60 0,03 8,5E+08 7,8E+09 0,1 1
Vassvikbekken <10 103 530 10 0,01 8,9E+08 4,6E+09 0,1 0,5
Lysebubekken <10 326 2000 100 0,07 2,0E+10 1,2E+11 2,0 12
*Vått
vær
betyr
minst
20
mm
nedbør
siste
døgn,
antar
at
vannføringen
da
var
5x
høyere
e nn
snittet
i
bekkene
og
2x
høyere
e nn
snittet
i
Siljanelva
og
Oklungselva
**Maks
E.
coli
tilført
e r
høyeste
verdi
av
Maks
E.
coli
multiplisert
med
gjennomsnittsvannføring
e ller
Maks-‐vått
vær
multiplisert
med
forhøyet
vannføring
***Tilsvarer
kloakk
fra
dette
antall
personer
(men
også
dyr
og
fugler
vil
bidra
til
målte
E.
coli)
De beregnede verdiene i tabellen over er svært usikre og må ikke tillegges for stor vekt. Det er heller ikke
foretatt prøvetakning målrettet for å fange opp de høyeste tilførslene. Andre steder har vi sett at
konsentrasjonen av fekale indikatorbakterier gjerne øker i bekker umiddelbart etter kraftig nedbør, men
avhengig av hva som er kilder til bakteriene så går verdiene ned etter en stund med høy vannføring. Hva
slags konsentrasjoner som måles i stikkprøver avhenger av når prøven tas. I Rorevannets nedbørfelt målte
vi høye verdier av E. coli (500 per 100 ml) under kraftig nedbør i bekker uten bebyggelse og landbruk i
nedbørfeltet. Disse har normalt svært lave verdier av E. coli. Slik forurensning fra ville dyr og fugler som
vaskes ut i bekken når det regner vanskeliggjør påvisning av mulige lekkasjer fra avløpsanlegg under
nedbør (som er en farligere forurensning med hensyn på smittestoffer).
Generelt viser prøvetakningen fra Farrisovervåkningen siste 6 år forholdsvis lave verdier av E. coli i
bekkene/tilførselselvene, som indikerer at det er ingen store kontinuerlige tilførsler av urenset kloakk via
bekkene. Sporadisk målte høye konsentrasjoner vil nok ofte hovedsakelig stamme fra dyr på beite/dyr
som oppholder seg nær bekkene. Dersom det måles høye verdier i bekkene, bør dette følges opp med nye
målinger for å avdekke eventuelle kloakklekkasjer. Ved høy vannføring vil det være vanskeligere å avdekke
kloakklekkasjer på grunn av fortynning og maskering fra andre fekalkilder. Grovt regnet vil kontinuerlige
utslipp av urenset kloakk fra en husstand i gjennomsnitt gi størrelsesorden 103 E. coli/100 ml ved
vannføring 0,01 m3/s, størrelsesorden 102 E. coli/100 ml ved vannføring 0,1 m3/s og størrelsesorden 101
E. coli/100 ml ved vannføring på 1 m3/s.
E.4. Fare for at sykdomsfremkallende mikroorganismer fra de ulike kildene
når råvannet til vannbehandlingsanleggene
Vannbehandlingsanleggene tar råvannet på dypt vann. For at fekal forurensning som tilføres Farrisvannet
skal utgjøre en trussel for drikkevannskvaliteten, må patogenene som tilføres transporteres ned til
råvannsinntakene i tilstrekkelige mengder, samtidig som evnen til å forårsake infeksjoner beholdes.
Overlevelsesevnen til indikatorbakterier og patogener vil variere for de ulike mikrobene, og påvirkes av en
rekke faktorer blant annet vanntemperatur og lysforhold. Ved sterk påvirkning av sollys, samt i varmere
vann, kan halveringstiden til E. coli være få timer, mens i kaldt vann uten lyspåvirkning kan halveringstiden
være flere dager (ref. i Hipsey m.fl. 2008). I modellberegningene vil overlevelsen av E. coli være
beskrivende for de bakterielle patogenene Campylobacter spp, Salmonella spp. og E. coli EHEC. Enkelte virus
og parasitter kan overleve betydelig lenger enn E. coli (Ngazoa m.fl. 2007; Espinosa m.fl. 2008; Robertson
og Gjerde 2006, Peng m.fl. 2008). Halveringstider på en dag, en uke og en måned er valgt i
modellberegningene for å illustrere hvordan patogener med ulik overlevelse vil kunne spres i
131
NIVA 7051-2016
drikkevannskilden. For enkelhets skyld er disse halveringstidene satt konstante i våre modellberegninger,
dvs. at de ikke endrer seg med temperaturen. En halveringstid på en uke tilsvarer 90 % reduksjon på drøye
3 uker, 99 % reduksjon på ca. 7 uker og 99.9 % reduksjon på ca. 10 uker. Det kan være en realistisk verdi
for enkelte humanpatogene virus og parasitter. Robertson og Gjerde (2006) rapporterte 99 % reduksjon i
antall Giardia cyster etter ca. 4 uker og tilsvarende reduksjon i antall Cryptosporidium oocyster etter ca. 20
uker ved norsk vintertemperatur. En halveringstid på 1 måned må karakteriseres som svært konservativ og
tilsvarer 90 % reduksjon etter drøye 3 måneder, 99 % reduksjon etter ca. 7 måneder og 99.9 % reduksjon
etter ca. 10 måneder. Det er stor variasjon i litteraturen med hensyn på rapporterte verdier for overlevelse
av parasitter og virus. Dette skyldes ikke minst at ulike metoder er brukt ved påvisningen. Noen
påvisningsmetoder skiller ikke mellom infektive (de som kan skape infeksjoner hos mennesker) og ikke-
infektive patogener. Generelt vil man kunne påvise patogener i vann med noen metoder (f.eks
PCR/molekylære metoder) også en stund etter at patogenene har mistet evnen til å forårsake infeksjoner.
På grunn av stor variasjon i litteraturverdier og usikkerhet rundt det å angi eksakte verdier for overlevelse
av de spesifikke virusene og parasittene, har vi valgt å bruke halveringstid på 1 uke som en ”realistisk
verdi” og halveringstid på 1 måned som en ”konservativ verste fall verdi”.
I tillegg til lyspåvirkning og temperatur kan beiting (patogenene blir spist av større organismer) være en
viktig faktor som påvirker overlevelsen/halveringstiden.
Sedimentasjon er en annen viktig faktor som kan påvirke forekomst og transport av E. coli og patogener i
vann. Sedimentasjonen kan skyldes egen sedimentasjonshastighet, som er lav, eller
sedimentasjonshastigheten til partikler som patogenene fester seg til. Flere studier har vist at en stor andel
av tarmbakterier og virus er festet til partikler. Også oocyster av parasitten Cryptosporidium er vist å kunne
festes til partikler, men muligens i mindre grad enn virus (referanser i Dorner m.fl. 2006; Hipsey m.fl.
2008). Sedimentasjonshastigheten er blant annet avhengig av partiklenes størrelse og tetthet. Hvilke
sedimenterbare partikler som er dominerende i en vannkilde vil variere fra vannkilde til vannkilde, med
sesong og med værforhold. De finnes lite informasjon om hvorvidt patogener festes til partikler i norske
vannkilder. For innsjøer kan det tenkes at sedimentering med partikler hovedsakelig fører til at patogenene
fjernes fra vannet, men sedimenter kan også være en kilde til patogener i vann dersom patogenene
resuspenderes (Wu m.fl. 2009). I tidligere modellberegninger har vi vist at ved en ukes utslipp i
sirkulasjonsperioden av 1010 patogener pr døgn (med halveringstid 1 måned) fra Dausjøelva, så ble
vanninntaket i Maridalsvannet (Oslo) maksimalt påvirket med 4 patogener pr L dersom patogenene var
frittsvevende (ubetydelig sedimentasjon). Dersom de tenkte patogenene var festet til partikler som
sedimenterte med 1 meter pr døgn var maksimal påvirking 1 patogen pr liter, og ved sedimentasjon 5
meter pr døgn var maksimal påvirkning 0.01 patogen pr liter (Tryland m.fl. 2010). Dette illustrerer
hvordan sedimentasjon med partikler (som kan skje både i Farrisvannet og i innsjøer oppstrøms) kan
fjerne patogener fra vannmassene og føre til at færre patogener når råvannsintaket. Man må likevel regne
med at en stor andel (størrelsesorden 50 %) av patogene er frittsvevende, og oppholdstid mellom
utslippspunkt og vanninntak (strøm og spredningsforhold), samt utdøingshastighet vil være viktige
faktorer for hvorvidt patogener vil transporteres til vanninntaket. I perioder med sprangsjikt vil
sedimentasjon med partikler kunne føre til at patogenene sedimenterer gjennom sprangsjiktet slik at
vanninntaket påvirkes av fekal forurensning, spesielt dersom utslippet skjer i umiddelbar nærhet over
vanninntaket. Dette kan være sannsynlig dersom fugler flyr eller svømmer over vanninntaket og slipper
avføring.
E.5. Hvilken risiko er knyttet til ulike patogenkonsentrasjoner i råvannet?
På grunn av det store fortynningsvolumet i Farrisvannet, og råvannsinntak på dypt vann, vil det aldri bli
veldig høye konsentrasjoner av patogener i råvannet. I tillegg vil vannbehandlingen med koagulering,
filtrering og UV-desinfeksjon og/eller klordesinfeksjon normalt føre til minst 5 log reduksjoner av de
fleste patogener. Ved 1 patogen/L i råvannet og 5 log reduksjoner i vannbehandlingen blir
konsentrasjonen i ferdigbehandlet drikkevann 0.00001 patogener/l som regnes som akseptabelt i henhold
til WHO (2011).
132
NIVA 7051-2016
Risikoen knyttet til ulike patogenkonsentrasjoner i råvannet er helt avhengig av hvor godt
vannbehandlingen fungerer. Ved de store utbruddene forårsaket av Giardia i Bergen i 2004 (ca. 6000
estimert syke) og Cryptosporidium i Østersund i 2010 (over halvparten av de ca. 50 000 abonnentene ble
estimert syke) var konsentrasjonen av parasitter i råvannet sannsynligvis ikke særlig høy (kanskje i
størrelsesorden <1-10 pr l) pga betydelig fortynning i vannkildene (innsjøene Svartediket i Bergen og
Storsjön i Østersund). Såpass store sykdomsutbrudd kunne likevel skje fordi vannbehandlingen ikke hadde
virksomme barrierer for parasitter, og at det her var snakk om parasitter med svært lav infektiv dose.
Analyse av norske vannbehandlingsanlegg viser at selv om disse er bygget med to barrierer for f.eks
parasitter, så kan det innimellom forekomme svikt i vannbehandlingen og desinfeksjonen (Berge mfl.
2011b, Berge mfl. 2014). For å vurdere resultatene fra spredningsmodellering av tenkte utslipp av
patogener, kan det være nyttig å ha et inntrykk av hva ulike simulerte konsentrasjoner av patogener i
råvannet kan bety for mulig sykdom blant konsumentene, gitt at det samtidig er svikt i vannbehandlingen.
Patogenene som vurderes i denne forurensningsanalysen har alle den egenskapen at de har lav infektiv
dose, dvs. at det teoretisk er nok å få i seg en (eller få) for å utvikle sykdom. Det er derimot ikke gitt at
man får infeksjon selv om man får i seg en, og det er ikke alle som får infeksjon som utvikler sykdom.
Kvantitativ mikrobiell risikovurdering (QMRA) blir i økende grad brukt for å bestemme risikoen for
infeksjoner eller sykdom forårsaket av ulike patogener knyttet til konsum av drikkevann (WHO, 2011).
Dose-responsvurderinger er en viktig del av QMRA og ser på forholdet mellom dosen (inntaket av
infektive patogener) og forventet helseeffekt, dvs. hvor stor del av vannkonsumentene som blir infiserte
eller utvikler sykdomssymptomer etter inntak av ulike doser.
I en svært forenklet modell, som er i samsvar med WHO (2011) kan vi anta at patogenene er homogent
fordelt i vannmassene. Ved de lave patogenkonsentrasjonene som finnes i drikkevann kan man grovt
forenklet bruke en lineær dose-respons modell der sannsynligheten for infeksjon beregnes ved:
Pinfeksjon= Cdrikkevann x Vdrikkevann x r
Der:
Cdrikkevann er patogenkonsentrasjon i drikkevann (antall patogener pr liter),
Vdrikkevann er volum ukokt drikkevann som hver konsument drikker pr døgn, settes til 1 liter i denne
forenklede modellen.
r er dose-respons parameter som angir sannsynligheten for infeksjon ved å få i seg en patogen.
Denne settes til 0.2 for Cryptosporidium og 0.019 for Campylobacter (basert på WHO, 2011).
Videre antar vi at sannsynligheten for å utvikle sykdom hvis man blir infisert er 70 % for Cryptosporidium og
30 % for Campylobacter (WHO, 2011).
Basert på disse antagelsene kan vi sette opp en tabell over forventet sannsynlighet for infeksjon og
sykdom ved ulike patogenkonsentrasjoner i drikkevannet (Tabell E.4). Det må bemerkes at det er mye
usikkerhet knyttet til disse estimatene, men de kan gi et inntrykk av «omtrentlig risiko» ved at vannverkene
distribuerer ubehandlet/delvis behandlet drikkevann etter ulike utslippshendelser. Vi har ikke inkludert
norovirus i tabellen, men basert på Thebault mfl. (2013) vil sannsynligheten for sykdom forårsaket av
infektive norovirus være i samme størrelsesorden som vi har oppgitt for Cryptosporidium ved tilsvarende
lave patogenkonsentrasjoner.
133
NIVA 7051-2016
Tabell E.4 Sannsynlighet for infeksjon (Pinfeksjon) med ulike referansepatogener ved inntak av drikkevann
med ulike konsentrasjoner av infektive patogener (sannsynlighet pr dag)**. Tabellen viser også estimert
antall syke mennesker blant de som drakk vann denne dagen
Konsentrasjon Cryptosporidium (samme Campylobacter
(patogener/L) i størrelsesorden for norovirus)
ferdigbehandlet Pinfeksjon Antall syke pr Pinfeksjon Antall syke pr dag
drikkevann* pr dag dag pr dag
1 0,2 1 av 7 0.019 1 av 180
0,1 0,02 1 av 70 0.0019 1 av 1800
0,01 0,002 1 av 700 0.00019 1 av 18000
0,001 0,0002 1 av 7000 0.000019 1 av 180000
0,0001 0,00002 1 av 70000 0.0000019 1 av 1.8mill
0,00001 0,000002 1 av 700000 0.00000019 1 av 18 mill
*
Det er viktig å påpeke at dette er konsentrasjoner i ferdigbehandlet drikkevann (ikke råvann) av infektive patogener (dvs
patogener som kan forårsake infeksjoner hos mennesker). Metodene som normalt brukes for å påvise virus og parasitter i
vann vil også påvise en betydelig andel som ikke er infektive, enten at de har mistet sin evne til å skape infeksjoner
(påvisbare, men ikke infektive) eller at de er av en type som ikke infiserer mennesker (gjelder parasitter der noen arter og
genotyper fra dyr ikke kan skape infeksjoner hos mennesker, men de påvises ved standard analysemetode). Selv om det
påvises 0,1/L (dvs 1/10 L) parasitter i drikkevann er det derfor mindre sannsynlig at 1 av 70 som drikker ubehandlet vann
denne dagen blir syke, men det kan skje hvis parasittene som påvises er av den mest smittefarlige typen (eksempel: Giardia-
utbruddet i Bergen, Cryptosporidium-utbruddet i Østersund).
**
Sannsynlighet for infeksjon pr dag kan eventuelt multipliseres med 365 for å beregne sannsynlighet for infeksjon pr år ved
en gitt konsentrasjon. Man antar da at de ulike eksponeringene er uavhengige og at det ikke bygges opp immunitet. Dette er
grovt forenklet, men en akseptabel forenkling ved lave nivåer av patogener (WHO, 2011). Mest aktuelt for
vannbehandlingsanleggene som tar råvann fra Farrisvannet er nok heller å anta at man normalt har 5 log reduksjoner i
vannbehandlingen (unntak for parasitter på Seierstad der man kun kan anta 2 log reduksjoner), og dersom
patogenkonsentrasjonen i råvannet normalt er < 1/L blir det <0,00001 patogener/L i ferdigbehandlet drikkevann ved 5 Log-
reduksjon (som er akseptabelt i henhold til WHO, 2011). På enkeltdager kan man derimot ha svikt i vannbehandlingen og da
kanskje bare et par log reduksjoner av patogener.
Dersom et forurensningsutslipp, kombinert med svikt i vannbehandlingen, fører til at mer enn 1 av 100
blir syke (f.eks 400 av 40 000 i Larvik eller 1600 av 160 000 i Vestfold) vil det mest sannsynlig registreres
som et vannbårent utbrudd. Dette må karakteriseres som en svært alvorlig konsekvens for vannverket.
Sannsynligheten for en slik hendelse bør derfor være liten og kan minimeres ved å ha god kontroll på
barrierene i vannbehandlingen. Sannsynligheten kan ytterligere reduseres ved å innføre restriksjoner på
aktiviteter som kan føre til utslipp av betydelig mengder patogener. At 1 av 10 000 blir syke (4 av 40 000 i
Larvik eller 16 av 160 000 i Vestfold) vil neppe registreres som et utbrudd som vannverket får skylden for,
det kan jo «bare være noe de har spist». Det er likevel en hendelse som bør unngås (da det også kan være
starten på et større utbrudd der førstemann ble smittet fra vannet og resten fra person-til-person).
Aktiviteter som i verste fall medfører utslipp som gir < 0,00001 patogener/L er det mindre grunn til å
legge restriksjoner på.
Figur E.1 viser sammenhengen mellom antall infektive patogener i råvannet og forventet antall syke (svært
grovt estimert) etter en dag med denne patogenkonsentrasjonen i råvannet, ved ulike log-reduksjoner i
vannbehandlingen. Figurene illustrerer at et større utbrudd (størrelsesorden 100 av 10 000 syke) kan
forventes ved total svikt i vannbehandlingen og ≥ 0,1/L infektive norovirus eller Cryptosporidium og > 1/L
Campylobacter i råvannet. Ved en dag med delvis svikt i vannbehandlingen, dvs. 2 log-reduksjoner, vil i
størrelsesorden 1-10 personer i Larvik og Porsgrunn og størrelsesorden 10 som fikk vann fra Vestfold
Vann IKS kunne bli syke hvis det samtidig var 0,1/L infektive norovirus eller Cryptosporidium i råvannet,
mens dette scenariet neppe hadde ført til noen syke med hensyn på Campylobacter (kun størrelsesorden 1
som fikk vann fra Vestfold Vann IKS).
134
NIVA 7051-2016
10000 10000
Antall
syke
pr
10
000
vannkonsumenter
pr
dag
Antall
syke
pr
10
000
vannkonsumenter
pr
dag
1000 1000
100 100
uten
barriere
i
vbh uten
barriere
i
vbh
1
log
reduksjon
i
vbh 1
log
reduksjon
i
vbh
10 10
2
log
reduksjon
i
vbh 2
log
reduksjon
i
vbh
3
log
reduksjon
i
vbh 3
log
reduksjon
i
vbh
1 1
4
log
reduksjon
i
vbh 4
log
reduksjon
i
vbh
5
log
reduksjon
i
vbh 5
log
reduksjon
i
vbh
0,1 0,1
0,01 0,01
0,00001 0,0001 0,001 0,01 0,1 1 0,00001 0,0001 0,001 0,01 0,1 1
Infektive
Cryptosporidium
i
råvannet
(antall
pr
liter) Infektive
Campylobacter
i
råvannet
(antall
pr
liter)
Figur E.1 Figurer som illustrerer sammenheng mellom antall infektive patogener i råvannet og antall syke
pr 10 000 vannkonsumenter som drakk vann denne dagen, ved ulike log-reduksjoner i vannbehandlingen.
Tallene må vurderes som omtrentlige verdier med stor usikkerhet. Forventet antall syke forårsaket av
infektive norovirus vil være i samme størrelsesorden som for Cryptosporidium ved slike lave
patogenkonsentrasjoner.
E.6. Referanser
Ashbolt, N.J., Schoen, M.E., Soller, J.A. and Roser, D.J. (2010). Predicting pathogen risks to aid beach
management: The real value of quantitative microbial risk assessment (QMRA). Water Research. 44, 4692-
4703.
Berge, D., Tryland, I., Tjomsland, T., Hem, L., Røstum, J. 2011b. ROS Maridalsvannet – Oset. NIVA-
rapport: OR-6221. ISBN: 978-82-577-5956-8.
Berge, D., Tryland, I., Tjomsland, Eikebrokk, B., Røstum, J. 2014. Analyse av Rore og nedbørfelt 1.
Forurensningsanalyse av Rore med nedbørfelt 2. ROS-analyse for vannbehandlingsanleggene til Arendal
og Grimstad kommuner 3. Grunnlag for revisjon av dagens beskyttelsesregime i nedbørfeltet. NIVA-
rapport 6686-2014. 215 s.
Carducci, A., Battistini, R., Rovini, E. and Verani. (2009). Viral removal by wastewater treatment:
monitoring of indicators and pathogens. Food Environ Virol. 1, 85-91.
Eikebrokk, B., Gjerstad, K.O., Hindal, S., Johanson, G., Røstum, J. og Rytter, E. (2006). Giardia-
utbruddet i Bergen. Rapport fra det eksterne evalueringsutvalget.
http://www.sintef.no/upload/teknologi_og_samfunn/sikkerhet%20og%20p%C3%A5litelighet/rapporte
r/sluttrapporten%20giardia.pdf
EPA (2001). Protocol for developing pathogen TMDLs. EPA 841-R-00-002. Office of Water (4503F).
United States Environmental Protection Agency, Washington DC. 132 pp.
Espinosa, A.C., Mazari-Hiriart, M., Espinosa, R., Maruri-Avidal, L., Mendez, E. and Arias, C.F. (2008).
Infectivity and genome persistence of rotavirus and astrovirus in groundwater and surface water. Water
Research. 42, 2618-2828.
Ferguson, C.M., Charles, K., Deere, D.A. (2009). Quantification of microbial sources in drinking-water
catchments. Critical Reviews in Environmental Science and Technology. 39, 1-40.
Farnleitner, A.H., Ryzinska-Paier, G., Reischer, G.H., Burtscher, M.M., Knetsch, S., Kirschner, A.K.T.,
Dirnbök, T., Kuschnig, G., march, R.L. and Sommer, R. (2010). Escherichia coli and enterococci are
135
NIVA 7051-2016
sensitive and reliable indicators for human, livestock and wildlife faecal pollution in alpine mountainous
water resources. Journal of Applied Microbiology 109, 1599-1608.
Gerba, C.P. (2000). Assessment of enteric pathogen shedding by bathers during recreational activity and
its impacts on water quality. Quantitative Microbiology. 2, 55-68.
Hamnes, I.S., Gjerde, B.K., Robertson, L.J. (2007). A longitudinal study on the occurrence of
Cryptosporidium and Giardia in dogs during their first year of life. Acta Veterinara Scandinavica 49. 22.
Havelaar, A.H., Furuse, K. and Hogeboom, W.M. (1986). Bacteriophages and indicator bacteria in human
and animal faeces. Journal of Applied Bacteriology. 60, 255-262.
Hipsey, M.R.; Antenucci, J.P.; Brookes, J.D. (2008). A generic, process-based model of microbial pollution
in aquatic systems. Water Resour. Res, 44, 26.
Kapperud, G. and Rosef, O. (1983). Avian wildlife reservoir of Campylobacter fetus subsp. Jejuni,Yersinia
spp. and Salmonella spp. in Norway. Applied and Environmental Microbiology. 45, 375-380.
Langangen, A. 2007. Kransalger og deres forekomst i Norge. Saeculum Forlag ANS.
La Rosa, G., Pourshaban, M., Iaconelli, M. and Muslillo, M. (2010). Quantitative real-time PCR of enteric
virases in influent and effluent simples from wastewater treatment plants in Italy. [navn skjult]. 46,
266-273.
Levesque, B., Brousseau, P., Bernier, F., Dewailly, E. and Joly, J. (2000). Study of the bacterial content of
ring-billed gull droppings in relation to recreational water quality. Water Research. 24, 1089-1096.
Li, D., Gu, A.Z., He, M., Shi, H.C. and Yang, N. (2009). UV inactivation and resistance of rotavirus
evaluated by integrated cell culture and real-time RT-PCR assay. Water Research. 43. 3261-3269.
Lid, J. og Lid, D.T. 2005. Norsk flora. 6. utg. ved R. Elven. Det norske samlaget.
Lien, L. (1983). Limnologisk forskning i Maridalsvatnet. Delrapport 1/84 Transport av næringssalter og
tarmbakterier med måker til Maridalsvatnet. NIVA-rapport. F.81424.
Myrmel M, Lange H, Rimstad E. A 1-Year Quantitative Survey of Noro-, Adeno-, Human Boca-, and
Hepatitis E Viruses in Raw and Secondarily Treated Sewage from Two Plants in Norway. Food and
Environmental Virology 2015; 7: 213-223.
Ngazoa, E.S., Fliss, I. and Jean, J. (2007). Quantitative study of persistence of human norovirus genome in
water using Taqman real-time RT-PCR. Journal of Applied Microbiology. 104, 707-715.
Nydam, D.V., Wade, S.E., Schaaf, S.L. and Mohammed, H.O. (2001). Cryptosporidium parvum oocysts or
Giardia spp cysts shed by dairy calves after natural infection. American Journal of Veterinary Research 62. 1612-
1615.
Ogden, I.D., Dallas, J.F., MacRae, M., Rotariu, O., Reay, K.W., Leitch, M., Thomson, A.P., Sheppard,
S.K., Maiden, M., Forbes, K.J. and Strachan, J.C. (2009). Foodborne pathogens and disease. 6, 1161-1170.
Peng X, Murphy T, Holden NM. (2008). Evaluation of the effect of temperature on the die-off rates for
Cryptosporidium parvum oocysts in water, soils and feces. Applied and Environmental Microbiology. 74,
7101-7107.
136
NIVA 7051-2016
Robertson, LJ and Gjerde B. (2006). Fate of Cryptosporidium oocysts and Giardia cysts in the Norwegian
aquatic environment over winter. Microbial Ecology. 52, 597-602.
Rosado, R.C., Tryland, I., Myrmel, M., Aanes, K.J. and Robertson, L. (2014). Detection of microbial
pathogens and indicators in sewage effluent and raw water during temporary interruption of a wastewater
treatment plant. Water Quality, Exposure and Health. 6:155-157.
Shin, G.A., Lee, J.K., Linden, K.G. (2009). Enhanced effectiveness of medium-pressure ultraviolet lamps
on human adenovirus 2 and its possible mechanism. Water Science and Technology. 60, 851-857.
Souza, M., Azevedo, M.S, Jung, K., Cheetham, S., Saif, L.J. (2008). Pathogenesis and immune responses in
gnotobiotic calves after infection with the genogroup II.4-HS66 strain of human norovirus. J Virol. 82,
1777-86.
Souza, M., Cheetham, S.M., Azevedo, M.S., Costantini, V., Saif, L.J. (2007). Cytokine and antibody
responses in gnotobiotic pigs after infection with human norovirus genogroup II.4 (HS66 strain). J Virol.
81. 9183-92.
Teague, A., Karthikeyan, R., Babbar-Sebens, M., Srinivasan, R. and Persyn, R.A. (2009). Spatially explicit
load enrichment calculation tool to identify potential E. coli sources in watersheads. Transactions of the
ASABE. 52, 1109-1120.
Teunis, P.F.M., Moe, C.L., Liu, P., Lindesmith, L., Baric, R.S. and Le Pendu, J. (2008).Norwalk virus. How
infectious is it? Journal of Medical virology. 80. 1468-1476.
Thebault, A., Teunis, P.F.M, Pendu, J.L., Le Guyader, F.S and Denis, J-B. (2013). Infectivity of GI and
GII noroviruses established from oyster related outbreaks. Epidemics 5 (2). 98-110.
Tryland, I., Tjomsland, T. and Østensvik, Ø. (2010). Matematiske strømnings- og spredningsmodeller –
nyttig simuleringsverktøy ved vurdering av drikkevannskilders sårbarhet for mikrobiell forurensning.
VANN. Nr. 1. s 5-16.
Tu, E.T-V., Bull, R.A., Kim, M-J., McIver, C.J., Heron, L., Rawlinson, W.D and White, P.A. (2008).
Norovirus excretion in an aged-care setting. Journal of Clinical Microbiology. 46, 2119-2121.
VKM (2009). Risikovurdering av parasitter i norsk drikkevann. Uttalelse fra Fagruppe for hygiene og
smittestoffer i Vitenskapskomiteen for mattrygghet. ISBN: 978-82-8082-342-7, 59 s.
WHO (2011). Guidelines for drinking water treatment. Fourth edition. Chapter 7: Microbial aspects.
World Health Organisation.. ISBN: 978 92 4 154815 1.
http://www.who.int/water_sanitation_health/publications/2011/dwq_guidelines/en/
Wu, J, Long, S.C., Das, D. and Dorner, S.M. (2011). Are microbial indicators and pathogens correlated? A
statistical analysis of 40 years of research. Journal of Water and Health. 9, 265-278.
137
NIVA 7051-2016
Vedlegg F: Aktuelle scenarier
Scenarier med utslipp av mikrobielle patogener til Farrisvannet:
I kapittel 8 har vi beskrevet hvordan vi kan bruke numerisk strøm- og spredningsmodellering for å
estimere patogenkonsentrasjoner ved råvanninntakene etter tenkte utslipp av patogener til Farrisvannet,
der utslipp av størrelse 1010 patogener/døgn i en uke ble simulert. Dette vedlegget inneholder supplerende
informasjon om konsekvenser av slike utslipp og av andre mulige patogen-utslipp.
Tabellene F1-4 viser maksimum simulerte konsentrasjoner av patogener ved råvannsinntakene til Larvik
vannverk, Vestfold Vann IKS og Porsgrunn vannverk (antall patogener/L) etter tilførsler av 1010
patogener per døgn hver dag i løpet av en uke under vårsirkulasjonen i mars. Patogenene ble tilført via 5
ulike tilførselspunkter (angitt som innsjødel/elv), og gitt ulik overlevelse (halveringstid: 1 dag i tabell F1,
1 uke i tabell F2, 1 måned i Tabell F3 og bestandig/konservativt i tabell F4).
Tabell F1:Konsentrasjoner av patogener/L i råvannet til de tre vannverkene etter utslipp i mars via 5 ulike
tilførselspunkter (innsjødel/elv) og dersom patogenenes ble gitt halveringstid: 1 dag
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
2.6E-‐07 5.6E-‐06 4.4E-‐02
NV 10_Oklungen
1.1E-‐08 4.5E-‐07 2.2E-‐01
Ø 16_Ono 2.6E-‐03 4.6E-‐02 5.7E-‐07
SØ 20_LocalSE
1.3E-‐01 5.0E-‐03 9.5E-‐10
SV 2_Vassvik
5.4E-‐02 1.4E-‐03 2.4E-‐09
Tabell F2: Halveringstid: 1 uke
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
7.8E-‐05 1.4E-‐04 8.1E-‐02
NV 10_Oklungen
2.9E-‐04 5.9E-‐04 7.8E-‐01
Ø 16_Ono 3.9E-‐02 1.9E-‐01 1.3E-‐03
SØ 20_LocalSE
3.9E-‐01 4.6E-‐02 2.1E-‐04
SV 2_Vassvik
2.7E-‐01 6.1E-‐02 2.7E-‐04
Tabell F3: Halveringstid: 1 måned
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
1.1E-‐03 2.3E-‐03 2.2E-‐01
NV 10_Oklungen
3.5E-‐03 5.8E-‐03 1.0E+00
Ø 16_Ono 1.2E-‐01 3.0E-‐01 9.5E-‐03
SØ 20_LocalSE
4.7E-‐01 1.3E-‐01 3.1E-‐03
SV 2_Vassvik
3.8E-‐01 1.3E-‐01 3.5E-‐03
Tabell F4:Konservativt stoff
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
1.1E-‐01 1.2E-‐01 3.6E-‐01
NV 10_Oklungen
1.1E-‐01 1.2E-‐01 1.1E+00
Ø 16_Ono 1.8E-‐01 3.4E-‐01 7.3E-‐02
SØ 20_LocalSE
5.2E-‐01 2.0E-‐01 6.0E-‐02
SV 2_Vassvik
4.3E-‐01 2.0E-‐01 6.4E-‐02
138
NIVA 7051-2016
Tabell F5-F8 viser maksimum simulerte konsentrasjoner av patogener ved vannverksinntakene til Larvik,
Vestfold Vann IKS og Porsgrunn vannverk (patogener/L) etter tilførsler av 1010 patogener per døgn hver
dag i løpet av første uken av august, med velutviklet sprangsjikt. Patogenene ble tilført via 5 ulike
tilførselspunkter (angitt som innsjødel/elv), og gitt ulik overlevelse (halveringstid: 1 dag i tabell F5,
1 uke i tabell E6, 1 måned i Tabell F7 og bestandig/konservativt i tabell F8).
Tabell F5:Konsentrasjoner av patogener/L i råvannet til de tre vannverkene etter utslipp i august via 5
ulike tilførselspunkter (innsjødel/elv) og dersom patogenenes ble gitt halveringstid: 1 dag
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
1.6E-‐10 3.1E-‐09 3.9E-‐07
NV 10_Oklungen
8.7E-‐15 1.6E-‐12 1.2E-‐04
Ø 16_Ono 1.6E-‐10 3.1E-‐09 1.0E-‐09
SØ 20_LocalSE
1.9E-‐09 1.0E-‐09 1.9E-‐12
SV 2_Vassvik
5.3E-‐09 2.6E-‐09 4.5E-‐12
Tabell F6: Patogenenes halveringstid: 1 uke
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
9.3E-‐06 2.6E-‐05 3.9E-‐03
NV 10_Oklungen
1.1E-‐05 3.1E-‐05 1.5E-‐02
Ø 16_Ono 1.1E-‐04 3.4E-‐04 4.7E-‐04
SØ 20_LocalSE
4.6E-‐04 5.1E-‐04 8.6E-‐05
SV 2_Vassvik
3.3E-‐04 4.1E-‐04 8.4E-‐05
Tabell F7: Patogenenes halveringstid: 1 måned
Innsjødel Elv Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
8.3E-‐03 1.2E-‐02 1.2E-‐01
NV 10_Oklungen
9.2E-‐03 1.3E-‐02 1.0E-‐01
Ø 16_Ono 1.9E-‐02 2.0E-‐02 1.5E-‐02
SØ 20_LocalSE
2.3E-‐02 2.3E-‐02 6.3E-‐03
SV 2_Vassvik
2.3E-‐02 2.2E-‐02 6.2E-‐03
Tabell F8: Konservativt stoff
[navn skjult] Larvik Vestfold Porsgrunn
N 11_Siljan
1.0E-‐01 1.0E-‐01 3.9E-‐01
NV 10_Oklungen
9.0E-‐02 9.4E-‐02 2.8E-‐01
Ø 16_Ono 1.3E-‐01 1.3E-‐01 6.7E-‐02
SØ 20_LocalSE
1.5E-‐01 1.4E-‐01 5.4E-‐02
SV 2_Vassvik
1.5E-‐01 1.4E-‐01 5.4E-‐02
139
NIVA 7051-2016
Et utslipp på 1010 patogener per døgn hver dag i en uke kan være representativt for typisk høy utskillelse
av Cryptosporidium eller Campylobacter fra en smittet person (eller E. coli fra en person), der all kloakken fra
denne personen tilføres Farrisvannet i en uke. Maksimum simulerte konsentrasjoner vist i tabellene F.1-
F.8 kan derfor brukes direkte dersom man ønsker å estimere maksimum-konsentrasjoner av disse
patogenene ved vanninntakene etter slike utslipp. For Campylobacter og E. coli bør man bruke tabellene med
halveringstid 1 dag eller 1 uke. For Cryptosporidium bør man bruke figurene med halveringstid 1 uke eller en
måned (verste fall). For å vurdere konsekvensen av andre utslipp (f. eks utslipp fra flere smittede personer
eller av patogener som skilles ut i andre mengder fra smittede individer) må man skalere de simulerte
verdiene tilsvarende. For å vurdere spredning av norovirus-partikler fra en smittet person bør de simulerte
verdiene multipliseres med ca. 1000 siden utskillelsen av virus-partikler kan være svært høy. Et utslipp på
1010 per dag vil også representere typisk tilførsel av indikatorbakterien E. coli fra kloakk fra en person.
Hvis man ønsker å se på utslipp av E. coli fra kloakk fra flere personer kan de simulerte verdiene
oppskaleres tilsvarende. Eksempel er brudd på kloakkledningen fra Anvik-Farriseidet. Hvis utslippet
pågikk en uke, må E. coli-verdiene multipliseres med ca. 50 (antall personer tilknyttet). Hvis utslippet ble
stoppet etter 1 døgn (mer realistisk) får man et noenlunde estimat ved å multiplisere E. coli-verdiene med
50 (personer) og dividere med 7 (en dags utslipp i stedet for 1 ukes).
For utslippet fra kloakkledningen fra Anvik-Farriseidet bør man dessuten ta hensyn til at ledningen ligger
langs bunnen. Det vil nok derfor være mer riktig å bruke scenariet fra utslipp i sirkulasjonsperioden for å
estimere påvirkningen av dypvannsinntakene, for utslipp i alle sesonger.
Et annet eksempel på utslippshendelse kan være total svikt i Oklungen renseanlegg, slik at urenset kloakk
ble tilført i en uke. Da kan de simulerte E. coli verdiene multipliseres med ca 20 (70 personer tilknyttet,
men antar noe selvrensing (ca 70%) siden utslippet går til Oklungsvannet og via Ragnhildrødvann).
Et tredje eksempel er kloakk fra enkelthus som fører kloakken urenset ut i tilløpsbekk i løpet av en uke.
Da kan simulerte E. coli-konsentrasjoner multipliseres med f.eks 2-6 (antall personer i husstanden).
Nedenfor følger noen konkrete eksempler:
1. Direkteutslipp av avløpsvann fra hus i spredt bebyggelse.
Vi antar at alt avløpsvann fra et hus med 5 personer renner rett ut via de 5 valgte tilførselspunktene (via
Siljanelva i nord, Oklungelva i nordvest, Omo i øst, ved båthavnen i sørøst (kalt LokalSE) og ved Vassvik
i sørvest). I snitt tilføres det da 5x1010 E. coli per døgn fra hvert av de 5 husene. Modellsimuleringene
indikerer at slike utslipp av all kloakk fra ett hus ikke vil gi målbare konsentrasjoner av E. coli ved
vannverksinntakene utenom sirkulasjonsperiodene, og knapt målbare konsentrasjoner (i størrelsesorden
rett under 1 E. coli per 100 ml) i sirkulasjonsperioden. Dersom det var en akutt syk person i husene med
høy utskillelse av patogener (1010 per døgn i en uke) kan det likevel bli problematiske konsentrasjoner av
patogener ved vanninntakene, hvis det ikke samtidig var tilstrekkelige patogen-barrierer på
vannbehandlingsanleggene. Dette er fordi enkelte patogener kan gi sykdomsutbrudd selv ved
konsentrasjoner under 0,1-0,001/L (tabell E.4 i vedlegg E), spesielt ved større vannverk som forsyner
mange personer med drikkevann (mange personer som potensielt kan få i seg minst 1 patogen av å drikke
dette vannet). Hvor mange infektive patogener som når drikkevannsinntakene etter kloakkutslippene vil
blant annet avhenge av når på året utslippet foregikk (sirkulasjonsperiode versus stagnasjonsperiode),
avstanden fra utslippet til råvanninntaket og av patogenenes overlevelsesevne. Konsentrasjonene i
tabellene F1-F.8 og i figurene 8.2-8.7 kan gi en pekepinn på grad av påvirkning av de 3 vanninntakene
med patogener med ulik overlevelse som slippes ut på de 5 ulike punktene under fullsirkulasjon og under
sommerstagnasjonen. Noen eksempler:
Dersom utslippet av 1010 patogener/døgn i en uke skjedde under sommerstagnasjonen ville påvirkningen
av vanninntakene med hensyn på patogener med kort overlevelse (halveringstid et døgn) være
minimal/ubetydelig. Dersom tilsvarende utslipp skjedde under fullsirkulasjonen ville derimot
vanninntakene kunne påvirkes i betydelig grad (størrelsesorden 0,1 patogen/liter) av de nærmeste
utslippskildene: F. eks utslipp via Oklungselva og Siljanelva hadde påvirket Porsgrunns vanninntak, utslipp
140
NIVA 7051-2016
via Onobekken hadde påvirket inntaket til Vestfold Vann IKS og utslippene i sør hadde hovedsakelig
påvirket Larviks inntak. Som vist i tabell E.4 (Vedlegg E) vil i størrelsesorden 1 av 2000 kunne bli syke
med hensyn på Campylobacter av å drikke ubehandlet vann med 0,1 Campylobacter per L. Vannbehandlingen
på de 3 anleggene vil derimot normalt fjerne og inaktivere Campylobacter med 4-5 log-reduksjoner, til
ubetydelige konsentrasjoner.
Vanninntakene er mer sårbare for utslipp av patogener med lang overlevelse. Ved en «verste-fall»
halveringstid for Cryptosporidium på 1 måned, og utslipp i sirkulasjonsperioden, ville påvirkningen av
vanninntakene kunne være opptil 1/L i Porsgrunn (mest påvirket av Oklungselva), opptil 0,5/L i Larvik
(mest påvirket av lokale kilder) og opptil 0,3/L i Vestfold vann IKS (mest påvirket av det nærmeste
utslippet via Onobekken). Også utslipp fra kilder lenger unna (og utenom sirkulasjonsperioden) kunne
påvirket vanninntakene med i størrelsesorden opptil 0,1-0,001/l. Figur E.1 (vedlegg E) kan gi en pekepinn
på størrelse på sykdomsutbrudd dersom et slikt utslipp skjedde samtidig med en dag med svikt i de
hygieniske barrierene på vannbehandlingsanleggene. Uten aktive barrierer i vannbehandlingen og dersom
160 000 personer drakk vann en dag med 0,3 Cryptosporidium/L (av denne varianten med svært høyt
smittepotensial) kunne i størrelsesorden 7000 personer blitt syke. Med 2 log-reduksjon i
drikkevannsbehandlingen hadde størrelsen på utbruddet blitt redusert til størrelsesorden 70. Dersom
kloakken fra huset med «smittet person» i tillegg ble renset med 99% tilbakeholdelse av patogener (2 log-
reduksjon), ville sannsynligvis et utbrudd vært unngått selv med kun 2 log-reduksjon i
drikkevannsbehandlingen.
Scenariet illustrerer viktigheten av å unngå direkte utslipp av urenset avløpsvann fra spredt bebyggelse til
Farrisvannet og tilløpsbekker. Det er ikke så ofte det er personer med kraftig utskillelse av patogener med
høyt smittepotensial i nedbørfeltet, men de gangene det skjer er det en fordel om avløpsvannet renses med
minst 99% tilbakeholdelse av patogener (90% tilbakeholdelse er også bedre enn ingenting). Scenariet
illustrerer også at for å være på den sikre siden vil det være behov for en andre hygienisk barriere for
parasitter på Seierstad (Vestfold Vann IKS). Porsgrunn og Larvik vannbehandlingsanlegg har allerede 2
barrierer for parasitter (koagulering/filtrering og UV) som normalt vil gi 5 log reduksjoner av parasitter.
Ved 1 patogen/L i råvannet og 5 log reduksjoner i vannbehandlingen blir konsentrasjonen i
ferdigbehandlet drikkevann 0,00001 patogener/L som regnes som akseptabelt i henhold til WHO (2011).
Ved så høye patogenkonsentrasjoner i råvannet, er vannverkene derimot svært sårbare for svikt i de
hygieniske barrierene på vannbehandlingsanlegget.
Utskillelsen av viruspartikler, f.eks. norovirus, kan fra smittede mennesker være enda høyere enn
utskillelsen av Cryptosporidium, omtrent 3 log (=1000 ganger) høyere. Selv om viruspartiklene kan påvises
lenge etter at de slippes ut i vann, er det stor usikkerhet knyttet til hvor lenge de beholder infektiviteten
(evnen til å forårsake infeksjoner). Sannsynligvis er bare en liten andel av viruspartiklene i kloakk infektive
(størrelsesorden 1-10%), og denne andelen synker sannsynligvis ytterligere etter lengre oppholdstid i vann
(kanskje til 1-<0,1%). Det er behov for mer kunnskap om dette for å kunne estimere antall infektive virus
ved drikkevannsinntakene etter ulike utslippscenarier. Modellering av utslipp av 1013 norovirus-partikler
per døgn i en uke, med halveringstid 1 måned, indikerer opptil størrelsesorden 100-1000 virusparikler/L
ved drikkevannsinntakene, men antageligvis vil kun størrelsesorden 0,1% av viruspartiklene være infektive
(stor usikkerhet rundt dette). Antall syke av norovirus etter et slikt utslippscenarie ville derfor
sannsynligvis være i samme størrelsesorden som estimert for Cryptosporidium dersom det ikke var aktive
barrierer mot virus i vannbehandlingen. Alle tre vannbehandlingsanleggene har derimot minst to barrierer
for virus: koagulering/filtrering og klorering. UV-bestråling vil dessuten være virksom mot de fleste virus,
men ikke alle (Adenovirus).
2. Total svikt i vannbehandlingen ved Oklungen renseanlegg slik at all kloakk går urenset ut i en uke i mars
(sirkulasjonsperioden), samtidig med at det var smittede personer tilknyttet renseanlegget.
Vi antar at renseanlegget mottok kloakk fra 70 personer der 3 av dem var kraftig smittet med
Cryptosporidium og 3 av dem med Campylobacter. Antar 70% selvrensing i Oklungsvannet/Ragnhildrødvann
før patogene rant ut i Farrisvannet. En uke med urenset kloakk fra Oklungen renseanlegg kunne medført:
è Størrelsesorden 1-2 E. coli per 100 ml i råvannet til Porsgrunn vannverk (vil knapt merkes)
141
NIVA 7051-2016
è Størrelsesorden 1 Cryptosporidium/L første ukene ved Porsgrunn vannverk, synkende til størrelsesorden
0,1/L neste par ukene (kan gi større utbrudd hvis ikke barrierene på vannbehandlingsanlegget fungerer
(verste fall i størrelsesorden 5000 syke ved en dag med total svikt i vannbehandlingen ved Porsgrunn
vannverk og i størrelsesorden 50 syke ved delvis svikt (en dag med kun 2 log-reduksjoner).
èStørrelsesorden 0,2 Campylobacter/L under/like etter utslippet. (Med total svikt ved Porsgrunn vannverk
kunne dette gitt et utbrudd med i størrelsesorden 50 syke).
è Ingen signifikant påvirkning av Larvik vannverk og Seierstad vannverk (Vestfold) med hensyn på E.
coli, Campylobacter og andre patogener med kort overlevelse i vann. Det er vanskelig å estimere om disse
vannverkene ville påvirkes av parasitter fordi vi er usikre på hvor lenge parasittene beholder evnen til å
forårsake infeksjoner etter utslipp i vann. Ved halveringstid 1 uke ville sannsynligvis svært få bli syke av
parasitter som følge av dette utslippet, selv ved en dag med total svikt i barrierene på vannverkene
(størrelsesorden 1 syk fra Larvik og 10 syke fra Vestfold Vann IKS). Ved «verste-fall» halveringstid på 1
måned for Cryptosporidium kunne det blitt konsentrasjoner av Cryptosporidium på henholdsvis i
størrelsesorden 0,004 og 0,006 per L ved Larvik vannverk og Seierstad vannverk et par måneder etter
utslippet. Siden såpass mange forsynes med vann fra Seierstad vannverk, kunne det i verste fall blitt ca 100
syke ved total svikt i vannbehandlingsbarrierene.
Dersom samme hendelsen hadde skjedd i første uken i august indikerer simuleringene at råvannet til
Porsgrunn vannverk ikke hadde blitt påvirket av E. coli (<1/100 ml) og at maksimum påvirkning med
Cryptosporidium ville blitt lavere, i størrelsesorden 0,1 per L. Vanninntakene til Seierstad og Larvik kunne
derimot få noe høyere maksimum konsentrasjoner (under høstsirkulasjonen) av patogener med svær lang
overlevelse hvis utslippet skjedde i august sammenlignet med i mars (0,01 Cryptosporidium per L ved
«verste-fall» overlevelse/halveringstid 1 måned).
Scenariet illustrer viktigheten av god drift ved Oklungen renseanlegg slik at tilbakeholdelsen av patogener
er minst 90-99%. Det viser også at vanninntaket til Porsgrunn vannverk ligger utsatt til for påvirkning fra
Oklungselva. Normalt vil påvirkningen være lav med hensyn på E. coli og patogener, men ved
kloakktilførsel fra person(er) med høy utskillelse av patogener må barrierene ved Porsgrunn
vannbehandlingsanlegg fungere for å unngå utbrudd.
3. Brudd på kloakkledningen i Farriseidet, samtidig med at det var smittede personer tilknyttet avløpsledningen.
Vi antar at all kloakken fra kloakkledningen fra Anvik-Farriseidet (ca 50 personer) rant ut i Farrisvannet i
løpet av en uke. Utslippet skjedde under vårsirkulasjonen i mars.
På grunn av stor fortynning ville dette kun gi i størrelsesorden 1 E. coli/100 ml ved råvannsinntaket til
Larvik vannverk. Dersom lekkasjen ble stoppet etter 1 dag (mer sannsynlig) ville det sannsynligvis ikke bli
målbare konsentrasjoner av E. coli i råvannet til Larvik (<1 E. coli/100 ml). På grunn av stor fortynning og
utdøing ville vanninntaket til Vestfold Vann IKS sannsynligvis ikke få målbare konsentrasjoner av E. coli
selv etter 1 uke med kloakklekkasje. Dersom det derimot hadde blitt analysert 1 liter vannprøve for E. coli,
hadde sannsynligvis utslippet blitt registrert med målbare konsentrasjoner av E. coli i råvannet til Vestfold
Vann IKS. Mengden patogener i råvannet etter et døgn med kloakklekkasje, vil også her avhenge av
smittesituasjonen hos kloakkprodusentene: Med et totalutslipp av 3x1010 Cryptosporidium med «verste-fall»
halveringstid på 1 måned ble den simulerte maksimumspåvirkningen av Larvik vannverk 0,2/L og ved
Vestfold Vann IKS 0,06/L. Porsgrunn vannverk ble naturlig nok minst påvirket (størrelsesorden
0,001/L). Ved en dag med total svikt i barrierene på vannbehandlingsanleggene kunne dette gitt i
størrelsesorden 1000 syke i Larvik og 1000 syke i Vestfold. Siden avløpsledningen i Farriseidet (og
drikkevannsinntakene) ligger på dypt vann, vil scenariet med utslipp i sirkulasjonsperioden være mest
representativt for utslipp fra kloakkledningen for hele året. For å estimere konsekvens av andre
kloakklekkasjer som slippes ut i overflaten bør man ta hensyn til tid på året for utslippet.
Scenariet illustrerer at etter større kloakklekkasjer i store innsjøer som Farrisvannet, er det ikke tilstrekkelig
å ta vannprøver ved råvannsinntakene for å dokumentere at «råvannsinntakene er upåvirket». Fravær av
indikatorbakterier i 100 ml vann trenger ikke bety at det er «trygt» å drikke vannet uten vannbehandling.
Konsentrasjonen av patogener i råvannet etter slike utslipp vil avhenge av smittesituasjonen hos
kloakkprodusentene. Hvis større kloakklekkasjer skulle oppstå i fremtiden, og hvis mulig, kan det derfor
142
NIVA 7051-2016
være lurt å ta prøver av kloakken fra husstandene det var lekkasjer fra, som analyseres for parasitter og
aktuelle virus, for å få et bilde av smittesituasjonen og behovet for aktive barrierer i vannbehandlingen
(eventuelt kokevarsel hvis vannbehandlingen samtidig svikter).
4. Gårdsbruk med kalver smittet med Cryptosporidium
Som diskutert i vedlegg E kan det være ulike husdyr og ville dyr i Farrisvannets nedbørfelt som er smittet
med patogene bakterier eller parasitter som også kan gjøre mennesker syke. Generelt er det likevel et
større smittepotensial fra human avføring enn fra dyreavføring, men enkelte dyreslag kan være mer
risikable enn andre. Er det smitte i en dyre-populasjon, kan det også potensielt være en «super-shedder»
blant de smittede, som skiller ut flere log mer en «gjennomsnittet». 1010 parasitter kan derfor potensielt
stamme fra 0,1-1 kg avføring fra en «super-shedder» eller 100-1000 kg avføring fra «gjennomsnitts-
utskillere». Siden kalv av storfe potensielt kan skille ut store mengder Cryptosporidium parvum som også kan
smitte mennesker, opptil 1010 pr døgn i de første leveukene, kan et scenario med avrenning av infisert
kalveavføring representere et «worst case»: Vi tenker oss at det fra et gårdsbruk er 5 kalver som hver skiller
ut 1010 Cryptosporidium per døgn i en uke. Det er svært lite sannsynlig at all denne avføringen havner i
tilløpsbekk til Farrisvannet, mest sannsynlig <1%. Antar vi at 1% tilføres, kan verdiene fra scenariet over
multipliseres med 0,05 for å estimere mulig påvirkning av vanninntakene. F. eks kan et utslipp via bekk
nær vanninntaket til Seierstad (Vestfold Vann IKS) potensielt gi opptil 0,015 parasitter/L. Dersom dette
var parasitter med svært høy infektivitet kunne det potensielt ført til et vannbårent utbrudd med ca 2 av
1000 (ca 300 av 160 000) syke gitt at det ikke var barrierer for parasitter i vannbehandlingen.
Scenariet illustrerer at man bør tilstrebe å unngå at avføring fra dyr med stort smittepotensial har «effektiv
transportvei» til Farrisvannet. F. eks unngå denne type dyr i nærområdet til vannintakene, benytte
inngjerding, vegetasjonssoner med mere.
5. Hestesenter
Vi antar at kraftig nedbør i en uke førte til at 10% av all avføringen som 20 hester produserte denne uken
ble vasket ut i Dammensbekken og videre til Farrisvann, dvs i gjennomsnitt 46 kg hestemøkk/døgn (10
prosent av 23 kg møkk per hest x 20 hester) og 2x1010 E. coli/døgn (10% av 1x1010 E. coli/hest x 20
hester) ble tilført i en uke. I virkeligheten vil tilførslene være svært ujevnt fordelt i tid og rom). Slike
tilførsler ville gitt betydelige konsentrasjoner av E. coli i Dammensbekken, i størrelsesorden 103 E. coli/100
ml. Likevel, på grunn av den store fortynningen i Farrisvannet ville vanninntakene til Larvik og Seierstad
(Vestfold), selv i sirkulasjonsperioden, ikke bli påvirket av målbare konsentrasjoner av E. coli (<1 per 100
ml). Ved å analyse 10 L vann, som normalt gjøres for parasitter, ville det sannsynligvis bli påvist i
størrelsesorden 1-10 E coli/10 l som følge av denne hendelsen. Scenariet illustrerer at det skal mye
hestemøkk (og annen avføring) til for å få målbare konsentrasjoner av E. coli ved vanninntakene, på grunn
av fortynningen man får når vanninntakene er plassert på dypt vann langt fra land.. Dyreavføring er nok
likevel viktige bidragsytere til sporadiske funn av E. coli i råvannsinntakene. Hester kan potensielt skille ut
humanpatogene parasitter (Cryptosporidium og Giardia), men sannsynligheten er mindre hos hester enn hos
storfe. Muligens vil avføring fra rådyr og elg representere en like stor fare for humanpatogene parasitter
som disse hestene. Det er større sjanse for at kalver skiller ut betydelig mengder patogener enn voksne
dyr, og hestene man rir på eller bruker som travere, er voksne. Hvis det i det tenkte scenariet var utslipp av
46 kg hestemøkk/døgn i en uke med 104 parasitter per gram (voksne hester), blir dette et utslipp på 5x108
parasitter/døgn i 1 uke. Fortynnet i Farrisvannet ville det kunne bli i størrelsesorden 0,01 parasitter/L ved
vanninntaket til Larvik og Seierstad (Vestfold) som følge av dette utslippet.
6. Utslipp via Siljanelva
Som vist i vedlegg E, er det Siljanelva som normalt er største bidragsyter til totalmengden fekal
forurensning/E. coli som tilføres Farrisvannet. E. coli som tilfører via Siljanelva stammer sannsynligvis fra
en blanding av husdyr og ville dyr, samt fra mennesker (kommunal og privat kloakk). På grunn av
lokaliseringen, er det Porsgrunn vannverks inntak som er mest utsatt for forurensning tilført via Siljanelva.
Stor fortynning og utdøing vil sannsynligvis føre til at påvirkningen av vanntaket til Larvik vannverk er
minimal med hensyn på patogener med halveringstid ≤ 1 uke. Slike utslipp vil også i mindre grad påvirke
143
NIVA 7051-2016
vanninntaket til Vestfold vann IKS. For utslipp av svært bestandige patogener (halveringstid 1 måned) kan
påvirkningen av inntakene til Larvik vannverk og Vestfold Vann IKS bli i størrelsesorden 0,01
patogener/L etter et utslipp av 1010 patogener/døgn i en uke.
7. Fritidsbåter
Utslipp fra «toalett» på fritidsbåter er vanskelig å modellere og diskuteres spesielt i vedlegg G. Grad av
påvirkning vil også her avhenge av utslippets størrelse og om det var smittede mennesker som hadde
brukt «toalettet», hvor utslippet var i forhold til vanninntaket (nærhet), når utslippet var i forhold til
sirkulasjon/bevegelse i vannmassene, samt av patogenenes overlevelsesevne. Dersom utslippet skjedde i
stagnasjonsperioden (om sommeren) vil grad av påvirkning være avhengig av hvorvidt patogenene
umiddelbar sank nedover i vannmassene eller først spredte seg i overflatelaget, for så gradvis å blandes
ned mot dypvannsinntakene. For «verste-fall» parasitter med svært god overlevelse (halveringstid en
måned) kan påvirkningen fra utslipp fra septiktank/dobøtte på båt (gitt at det var sykt barn om bord)
uansett bli betydelig, muligens opp mot samme størrelsesorden som i scenariet 1. Direkteutslipp av
avløpsvann fra hus i spredt bebyggelse.
8. Bading/rekreajon
Når det gjelder bading i drikkevannskilden, så vil «normal» bading med utskillelse av i snitt 0,14 g avføring
per person gi minimal tilførsel av E. coli og patogener, sett i forhold til den store fortynningseffekten i
Farrisvannet. Som beskrevet i scenariene over skal det store kloakkutslipp til før det gir målbare
konsentrasjoner av E. coli ved drikkevannsinntakene. Et «uhellsutslipp» under bading fra et akutt diare-sykt
barn («super-shedder») kan derimot gi betydelig tilførsel av patogener (f. eks størrelsesorden 109-10
Cryptosporidium). Siden det som oftest bades sommerstid og sannsynligvis et godt stykke unna
drikkevannsinntakene, vil fortynning og inaktivering/sedimentasjon av patogenene sørge for mindre
mengder patogener ved drikkevannsinntakene, spesielt av patogener med rask utdøing. For patogener med
svært god overlevelse kan derimot et slikt utslipp gi i størrelsesorden 0,01/L ved vanninntakene (avhengig
av lokalisering).
Menneskelig avføring har et stort smittepotensial. Scenariene over illustrerer viktigheten av å minimere
potensiell forurensning knyttet til rekreasjonsaktiviteter. F. eks forby store båter med septiktank i
Farrisvannet, begrense rekreasjonsaktiviteter, opplyse folk om at drikkevannskilden ikke må benyttes som
«mottak» for toalettavfall mm.
144
NIVA 7051-2016
Vedlegg G: Scenario med momentant utslipp
Scenariet med nær momentant utslipp av patogener rett over vanninntaket:
Vi antok utslipp like over hvert av de tre vanninntakene til Larvik, Porsgrunn og Seierstad (Vestfold).
Utslippet skjedde nær momentant 1. august og sank slik at det fordelte seg jevnt fra overflate til bunn.
Mengden var 1010 patogener, dvs. representativt for mengden Cryptosporidium eller E. coli som skilles ut
med avføringen fra ett smittet menneske i løpet av et døgn. Hendelsen kan tenkes å illustrere utslipp fra
båt, f. eks. tømming av toalettet.
Det er vanskelig å beregne maksimum påvirkning av vanninntaket da den første spredningen ikke kan
beskrives tilstrekkelig med det gridet som ble benyttet i spredningsmodellen. Det er også stor usikkerhet
knyttet til hvorvidt utslippet umiddelbart vil legge seg i laget over sprangsjiktet, eller om det umiddelbart
vil syke mot bunnen og fordele seg jevnt fra overflate til bunnen slik som vi forutsatte. I virkeligheten er
spredningen avhengig av hvor mye stoffet spres mens det synker ned mot bunnen, hvilket kan variere
avhengig av om patogenene er bundet til partikler, av vindforhold mm. Dersom denne spredningen er
mindre enn gridets utstrekning vil de simulerte maksimumsverdiene bli lavere enn de virkelige. Maksimum
simulert konsentrasjon gir likevel et grovt inntrykk av hvor høye konsentrasjoner som i middel kan
forventes å inntreffe i de første timene/døgnet etter utslippet, gitt at utslippet spredte seg vertikalt
(sirkulasjonsperiode eller at det umiddelbar sank mot bunnen) og således gi et inntrykk av
gjennomsnittskonsentrasjonen i råvannet på vannverkene første døgnet etter utslippet. Etter som tiden går
blir resultatene mer nøyaktige da stoffet naturlig blir spredt over et større område slik at det kan beskrives
med det gridet som ble benyttet.
For alle vanninntakene ble denne «gjennomsnittskonsentrasjonen første døgnet» fra dosering over eget
inntak av størrelsesorden 1 patogen/L (Tabell G.1). Vi har kun tatt med figur som illustrerer påvirkningen
av inntaket til Larvik (Figur G.1). Logisk nok var påvirkning første døgnet nær uavhengig av patogenenes
halveringstid, men påvirkningen de neste dagene og ukene var svært avhengig av patogenenes svinnrate.
Da var det både videre fortynning, men også svinnraten/utdøingshastigheten som var bestemmende for
de simulerte patogenkonsentrasjonene ved vanninntaket. Etter en måned var konsentrasjonene typisk av
størrelsesorden 10-11, 10-3, 10-2 og 10-1 for patogener med halveringstid på henholdsvis 1 døgn, 1 uke, 1
måned og konservativt og etter 6 måneder ble tilsvarende konsentrasjoner 10-58, 10-10, 10-4 og 10-2.
Figur G.1. Simulerte konsentrasjoner av (patogener/L) ved vanninntaket til Larvik av patogener med
svinnrate tilsvarende halvering på 1 døgn, 1 uke, 1 måned, samt konservativt, etter nær momentan tilførsel
rett over vanninntaket den 1. august av 1010 patogener jevnt fordelt mellom overflaten og selve
vanninntaket. (Obs! y-aksen har log-skala.)
145
NIVA 7051-2016
Tilførsler over eget vanninntak påvirket, logisk nok, vanninntaket betydelig mer enn de tenkte tilførslene
over de andre vannverksinntakene som lå mye lenger unna, se Tabell G.1 og Figur G.2. For konservativt
stoff (med 0 svinnrate) indikerte modellen at vanninntaket til Larvik ble påvirket i størrelsesorden 0,01/L
av utslippet over Vestfold vann IKS’ inntak ca. 1 måned etter utslippet og av utslippet over Porsgrunns
inntak ca. 3 måneder etter utslippshendelsen. En konsentrasjon på 0,01 patogener/L er omtrent det
samme som vi får ved å fordele 1010 patogener i Farrisvannets totale volum.
Figur G.2 Simulerte konsentrasjoner ved vanninntaket til Larvik etter utslipp av 1010 enheter konservativt
stoff som 1. august ble jevnt fordelt mellom overflaten og selve vanninntaket over hvert av de tre
vanninntakene. (Obs! y-aksen har log-skala.)
Tabell G.1. Maksimum simulert konsentrasjon ved vanninntakene etter utslipp den 1. august av patogener
med svinnrate tilsvarende halvering på 1 døgn, 1 uke, 1 måned samt konservativt, der utslippet
umiddelbart ble jevnt fordelt mellom overflaten og selve vanninntaket. (Tall med fet skrift gjelder
påvirkning av utslipp lokalisert rett over eget vanninntak.)
Utslipp
ved Svinnrate/ Konsentrasjon
(patogen/l)
i
vanninntakene
til:
halveringstid Larvik
vannverk Vestfold
IKV Porsgrunn
vannverk
Larvik
vannverk 1
døgn 1.9E+00 8.4E-‐04 3.5E-‐13
Larvik
vannverk 1
uke 2.0E+00 1.3E-‐02 6.3E-‐06
Larvik
vannverk 1
måned 2.0E+00 3.8E-‐02 5.9E-‐04
Larvik
vannverk Konservativt 2.0E+00 5.9E-‐02 7.7E-‐03
Vestfold
IKV 1
døgn 4.6E-‐05 3.2E+00 4.4E-‐12
Vestfold
IKV 1
uke 3.8E-‐03 3.4E+00 1.6E-‐05
Vestfold
IKV 1
måned 1.4E-‐02 3.4E+00 1.1E-‐03
Vestfold
IKV Konservativt 3.3E-‐02 3.4E+00 8.6E-‐03
Porsgrunn
vannverk 1
døgn 4.4E-‐16 1.1E-‐13 8.9E-‐01
Porsgrunn
vannverk 1
uke 1.3E-‐06 3.7E-‐06 9.9E-‐01
Porsgrunn
vannverk 1
måned 1.4E-‐03 1.9E-‐03 1.0E+00
Porsgrunn
vannverk Konservativt 1.5E-‐02 1.5E-‐02 1.0E+00
Overført til «konkrete scenarier» så indikerer modellsimuleringene at utslipp fra septiktank på en fritidsbåt
(ca. 5x1010 E. coli) normalt vil fortynnes så mye at det ikke gir målbare konsentrasjoner (>1/100 ml) av E.
coli ved vanninntakene. Kanskje med unntak av de første timene etter utslippet, dersom utslippet var rett
over vanninntaket og bakteriene var festet til partikler som sank nedover mot inntaket. Normalt vil det
ikke være personer med stor utskillelse av patogener om bord på båtene, men det er ikke utenkelig at det
er diare-syke barn med stor utskillelse av f.eks Cryptosporidium. Ved utslipp av 1010 parasitter i et slikt
scenario, vil påvirkningen av vanninntakene avhenge blant annet at hvor utslippet var i forhold til
vanninntaket (nærhet), når utslippet var i forhold til sirkulasjon/bevegelse i vannmassene og av
146
NIVA 7051-2016
patogenenes overlevelsesevne. Dersom utslippet skjedde i stagnasjonsperioden (om sommeren) vil grad
av påvirkning være avhengig av hvorvidt patogenene umiddelbar sank nedover i vannmassene eller først
spredte seg i overflatelaget, for så gradvis å blandes ned mot dypvannsinntakene. For «verste-fall»
parasitter med svært god overlevelse (halveringstid en måned) kan påvirkningen fra utslipp fra
septiktank/dobøtte på båt (gitt at det var sykt barn om bord) uansett bli betydelig.
147
NIVA 7051-2016
Vedlegg H: Ordforklaringer
Ord Forklaring
AIP Acidification Index Periphyton: trofiindeks for begroingsalger i forhold til forsuring
Cyanomax Høyeste observerte volum av cyanobakterier i løpet av sesongen
HBI Heterotrof begroingsindeks: trofiindeks i forhold til organisk belastning
Log-reduksjon I forbindelse med vannbehandling/desinfeksjon bruker vi ofte begrepet log-reduksjon:
1 log reduksjon = 90% fjerning (f.eks: antall patogener reduseres fra 1/L til 0.1/L)
2 log reduksjon = 99% fjerning (f.eks: antall patogener reduseres fra 1/L til 0.01/L)
3 log reduksjon = 99.9% fjerning (f.eks: antall patogener reduseres fra 1/L til 0.001/L)
nEQR Normalisert EQR, fast skala med intervaller på 0,2 fra 0-1. 1 er referansetilstanden
Patogener Sykdomsfremkallende bakterier, virus og parasitter
PIT Periphyton Index of Trophic Status: trofiindeks for begroingsalger I forhold til eutrofiering
PTI Phytoplankton Trophic Index: trofiindeks for planteplankton i forhold til eutrofiering
TIc Trofiindeks for vannplanter i forhold til eutrofiering
TOC Total Organisk Karbon
148
NIVA: Norges ledende kompetansesenter på vannmiljø
NIVA gir offentlig vannforvaltning, næringsliv og allmennheten
grunnlag for god vannforvaltning gjennom oppdragsbasert
forsknings-, utrednings- og utviklingsarbeid. NIVA kjennetegnes
ved stor faglig bredde og godt kontaktnett til fagmiljøer i inn- og
utland. Faglig tyngde, tverrfaglig arbeidsform og en helhetlig
tilnærmingsmåte er vårt grunnlag for å være en god rådgiver for
forvaltning og samfunnsliv.
Gaustadalléen 21 • 0349 Oslo
Telefon: 02348 • Faks: 22 18 52 00
www.niva.no • post@niva.no
Tekst er automatisk ekstrahert fra originaldokumentet. For autoritativt innhold, se originalfilen.