Veileder for fastsetting av innblandingssoner

Transkript

1 VEILEDER M-46/2013 Veileder for fastsetting av innblandingssoner Foto: Torsten Källqvist

2 Forord Norsk institutt for vannforskning (NIVA) har på oppdrag fra Miljødirektoratet utarbeidet en veileder for fastsetting av innblandingssoner tilpasset norske forhold. Veilederen er utformet fra EUs retningslinje, jf. Artikkel 4 og 7 i EQS-direktivet (2008/105/EC) og Vanndirektivet (2000/60/EC). Denne veilederen gjelder for punktutslipp fra prosessvann og avløp og omfatter de prioriterte stoffene som er angitt i Vannforskriftens vedlegg VIII og nasjonale prioriterte stoffene valgt ut av Miljødirektoratet. Veilederen viser hvordan man beregner innblandingssonens størrelse og omfang. Størrelsen på innblandingssonen settes ut fra EQS-verdier (miljøkvalitetsstandarder) i vannsøyla, sediment og/eller biota eller eksisterende klassifiseringssystem for miljøkvalitet i fjorder og kystvann. Vi gjør oppmerksom på at EQS-verdier for vann, sediment og biota vil oppdateres jevnlig. EQS-verdiene tillates overskredet innenfor definert innblandingssone. Hydromorfologiske (strømforhold, bunnens form, temperatursjikt m.m.) og andre relevante lokale forhold skal vurderes ved fastsettelse av innblandingssonen. Veilederen beskriver en trinnvis prosess for fastsetting av sonens størrelse. Forurensningsmyndighetene fastsetter innblandingssoner etter søknad om ny eller endret tillatelse til virksomhet etter forurensingsloven. I myndighetenes vurdering av søknaden skal det ta hensyn til sårbare naturområder, næringsinteresser og andre forhold som ikke er rene beregningsfakta for innblandingssonens størrelse. Prosjektleder hos NIVA har vært Sissel B. Ranneklev. Jarle Molvær har vært ansvarlig for modelleringseksemplene fra kystvann, samt bidratt til utformingen av veilederen, mens Torulv Tjomsland har vært ansvarlig for modelleksemplene fra ferskvann. Saksbehandlere hos Miljødirektoratet har vært Kristine Berge Stubberud, Kari Kjønigsen og Kjersti Ann Furset. Veilederen vil kunne bli revidert etter behov. Oslo, september 2013 Signe Nåmdal Avdelingsdirektør, Industriavdelingen 1

3 Innhold Forord... 1 Innhold Innledning Om innblandingssoner Generelt EUs retningslinje for fastsetting av innblandingssoner Innblandingssonen skal ha akseptabel størrelse Spesielle hensyn i forhold til Norge Innsjøer Fjorder og kystvann Retningslinje for fastsetting av innblandingssoner i overflatevann Trinn 0 Identifisering av utslippets karakter, innhold og konsentrasjon Trinn 1 Enkle beregninger av innblandingssonens omfang Trinn 2 Beregning av innblandingssonens utstrekning Trinn 3 Avansert modellering av innblandingssonens utstrekning Trinn 4 Feltundersøkelser Oppsummering Litteratur Vedlegg A: Andre aktuelle direktiver

4 1. Innledning Rammedirektivet for vann (Vanndirektivet, 2000) er et av EUs viktigste miljødirektiver, og integrert i norsk lovverk ved Forskrift om rammer for vannforvaltningen (Vannforskriften, 2006). Vanndirektivet ble gjort gjeldende for medlemsstatene i 2000, mens Vannforskriften ble vedtatt av den Norske regjeringen i 2006 og innlemmet i EØSavtalen i Direktivet danner en overbygning over underliggende direktiver (datterdirektiver) som har betydning for all vannforvaltning i Norge. Miljømålene i vanndirektivet er konkrete og målbare. Et tilstandsklassifiseringssystem danner pilaren i vanndirektivet, hvor en rekke kjemiske, fysiske og biologiske parametere, såkalte kvalitetselementer inngår. Disse parameterne danner grunnlaget for å avklare den økologiske og kjemiske tilstanden til en vannforekomst. Tilstandsklassifiseringen (Figur 1) plasserer en vannforekomst i en av fem klasser fra høy til svært dårlig tilstand, hvor miljømålet for alle vannforekomster er god tilstand eller bedre. Figur 1. Vanndirektivets klassifiseringssystem for fastsetting av kjemisk og økologisk tilstand i en vannforekomst. Biologiske og fysio/kjemisk kvalitetselementer er inndelt i fem tilstandsklasser, mens for nasjonale stoffer og EUs prioritert stoffer er det to. Ved kombinasjoner av flere kvalitetselementer vil det elementet som oppnår laveste klasse være styrende for hele vannforekomsten. For vurdering av kjemisk tilstand inngår kun prioriterte stoffer som er gitt av EU. Prioriterte stoffer med tilhørende klassegrenser er gitt i et av datterdirektivene til Vanndirektivet, det såkalte EQS-direktivet (Direktiv 2008/105/EC, 2008). For noen av EUs prioriterte stoffer er det utarbeidet grenseverdier/miljøkvalitetsstandarder, EQS-verdier (fra engelsk, Environmental Quality Standards) i vann og biota, mens verdier for sedimenter er under utarbeidelse. Disse grenseverdiene angir konsentrasjoner som målte verdier av prioriterte 3

5 stoffer i miljøet ikke skal overstige. Dersom disse grenseverdiene overstiges, klassifiseres tilstanden som dårlig. Inntil de manglende EQS-verdiene foreligger, skal Miljødirektoratets eksisterende klassifiseringssystemer benyttes. Det vil si at Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystvann (Bakke mfl., 2007), Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Molvær mfl., 1997) og Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann (Andersen m. fl., 1997) skal anvendes og deretter erstattes med EQS-verdier når disse foreligger. Når EQSverdier mangler, benyttes grenseverdiene Klasse I og II som god kjemisk status, og høyere klasser som ikke god kjemisk status i henhold til Miljødirektoratets klassifiseringssystem. Ved punktutslipp i en vannforekomst åpner Artikkel 4 i EQS-direktivet for at såkalte innblandingssoner kan etableres. I innblandingssonen kan EQS-verdier overskrides, uten at dette får betydning for tilstandsklassifiseringen, men forutsatt at EQS-verdiene i den resterende delen av vannforekomsten overholdes. Det er lagt føringer for hvordan etablering av innblandingssoner skal håndteres. Dette er beskrevet i detalj i Artikkel 4 og 7 i EQSdirektivet med ytterligere henvisninger til Vanndirektivet (2000/60/EC). Innholdet kan i korthet oppsummeres i følgende punkter: 1) Dersom innblandingssoner i en vannforekomst er etablert, skal dette synliggjøres i forvaltningsplanene 1. 2) Hvilke tilnærmelser og metoder som er benyttet for å definere innblandingssoner skal fremkomme i forvaltningsplanene. 3) Hvilke tiltak/mål som er tatt i bruk for å redusere omfanget av innblandingssonen skal vises i forvaltningsplanene. 4) Omfanget av innblandingssonen begrenses til den umiddelbare nærheten av utslippet 5) For bedrifter omfattet av IPPC-direktivet er det en forutsetning at utslippet er kontrollert gjennom bruk av best tilgjengelig teknologi/teknikk (BAT). 6) Tilbørlig hensyn til sårbare/beskyttede områder 2 må sikres. I 2010 utarbeidet EU en teknisk retningslinje for fastsetting av innblandingssoner, Common implementation strategy guidance on setting mixing zones under the EQS directive (2008/105/EC) (Batty mfl., 2010). Denne retningslinjen beskriver hovedprinsipper for utforming av innblandingssoner, og har som mål at dette utføres på en harmonisert måte i Europa. Retningslinjen er ikke juridisk bindende, men dersom et land velger å innføre innblandingssoner forventes det at retningslinjen følges. NIVA gjorde en vurdering av retningslinjen i 2010 (Ranneklev mfl., 2010), og konkluderte med at den er velegnet, løsningene som foreslås er effektive, robuste og fleksible, men at visse tilpasninger må gjøres for norske forhold. For forvaltningen og industrien vil retningslinjen fungere som et nyttig verktøy. Denne veilederen gir føringer og anbefalinger for fastsetting av innblandingssoner i en vannforekomst. Veilederen er bygget opp trinnvis, med økende kompleksitet og krav til vannfaglig kompetanse fra Trinn 0 til Trinn 4. I de øverste trinnene er det krav til god kompetanse om prosesser i det akvatiske miljøet, da brukeren må gjøre egne vurderinger og vise til godt vannfaglig skjønn. Prinsippene som er benyttet i veilederen kan anvendes på alle typer stoffer som tilføres fra punktkilder til overflatevann. 1 Forvaltningsplan for vann, en samlet plan for forvaltning av vannforekomstene i en vannregion, som bl.a. skal angi miljømål for vannforekomstene og sammenfatte tiltaksprogrammet som viser hvordan miljømålene kan nås innen vannforskriftens frister (vannforskriften 26). (for ytterligere informasjon se 4

6 2. Om innblandingssoner 2.1 Generelt Begrepet innblandingssone har vært i bruk siden 1980-tallet, men da ofte omtalt som vannmassen der primærfortynningen av utslippsvann foregår. Primærfortynningen angir den umiddelbare fortynningen av utslippsvann ved utslipp til en resipient og skyldes oftest egenskaper ved selve utslippet, som: stor hastighet ut av røret gir umiddelbar stor blanding med resipientvann. utslippsvannet er lettere enn resipientvannet og stiger mot overflata mens det raskt fortynnes. I retningslinjen fra EU har begrepet innblandingssone en noe annen mening. Med innblandingssone menes her den delen av en vannforekomst i umiddelbar nærhet av et punktutslipp hvor forvaltningsmyndighetene tillater at EQS-verdier overskrides, forutsatt at EQS-verdiene i den resterende delen av vannforekomsten overholdes. Oftest vil innblandingssonen strekke seg utover området der primærfortynningen skjer. Prinsippet for en innblandingssone er vist i Figur 2. Figur 2. Prinsippskisse av en innblandingssone (venstre). Vannkvalitetskriterier (EQS-verdier) skal gjelde ved grensen for innblandingssonen og utenfor, men ikke i selve sonen. Høyre figur illustrerer tre situasjoner med forskjellig fortynning i resipienten, hvor innblandingssonen for bly strekker seg ca. 170 m og 430 m fra utslippet. EQS-verdi (7.2 µg/l) i ferskvann og kystvann for bly er angitt med en horisontal linje. En innblandingssones utstrekning vil i stor grad være styrt av hydromorfologiske 3 forhold i resipienten. Mengde utslippsvann og stoffmengden i utslippsvannet kan også ha stor betydning. Ved utslipp til en vannforekomst blander utslippsvannet seg langsgående, på tvers og vertikalt med resipientvannet, og vil i tillegg være påvirket av sesong, meteorologiske og 3 Hydromorfologiske egenskaper: vannets strømningsmønster, temperatur og saltholdighet (sjøvann), samt bunnens og breddens form og beskaffenhet 5

7 tidsmessige forhold. Dette tilsier at innblandingssonens utstrekning varierer i tid og rom man må ha informasjon om faktorer som bestemmer variasjonene. Dette omfatter romlige og tidsmessige forhold i det akvatiske systemet, variasjoner i utslippet (vannmengde og stoffkonsentrasjon), skiftninger i vannføringen, strømningsforhold, samt innblandinger av ferskvann/sjøvann. Måten et utslipp innblandes og fortynnes i en vannforekomst vil være spesifikt for hvert enkelt tilfelle. I noen tilfeller, slik som i store elver eller smale elvemunninger, vil fullstendig blanding 4 av utslippet kunne skje flere kilometer fra utløpet, mens full vertikal gjennomblanding ikke skjer hvor det er markert stratifikasjon. Under etablering av innblandingssoner må man ta hensyn til utslippets karakter og egenskapene til de ulike miljøgiftene som skal vurderes. Av egenskaper som bør vurderes vil f.eks. være om miljøgiften bindes til suspendert partikulært materiale og transporteres bort for å avsettes utenfor innblandingssonen, eller om miljøgiften sedimenteres rett utenfor utløpet. I tillegg må miljøgiftens toksikologiske egenskaper vurderes, slik som giftighet, evnen til å være biotilgjengelig og bioakkumulerbar, eller om man på sikt kan få en konsentrasjonsøkning i sedimentene utenfor innblandingssonen. Innblandingssoner er dynamiske systemer og en fastsetting av omfanget av disse kan være utfordrende, og kreve kunnskap om en rekke forhold i en vannforekomst. I blant kan enkle overslagsberegninger være tilstrekkelig, men for mer nøyaktig fastsetting av innblandingssonens omfang vil det ofte være nødvendig å ta i bruk modeller som predikerer spredningsmønsteret til et utslipp. Slike dynamiske modeller benyttes i dag og har varierende kompleksitet. For forvaltningsmyndighetene som er ansvarlige for fastsetting av innblandingssoner vil det være ønskelig å kunne vise til en risikobasert og overkommelig tilnærming til problemstillingen, slik at alle relevante faktorer er håndtert på et høvelig trinn. Videre i rapporten vil EUs retningslinje for håndtering av innblandingssoner gjennomgås. Veiledning i forhold til nødvendige tilpasninger for norske forhold er gjort, samt at rapporten er forenklet i forhold EUs retningslinje. 2.2 EUs retningslinje for fastsetting av innblandingssoner EU har utarbeidet en retningslinje for hvordan innblandingssoner kan fastsettes i en vannforekomst (Batty mfl., 2010). Retningslinjen er utformet som et skjematisk flytdiagram med 5 trinn hvor man for hvert trinn skal gjøre en vurdering av utslippet. Fra Trinn 0 til Trinn 4 er det en gradvis økning i kompleksitet samt krav til kunnskap og detaljeringsgrad (Figur 3). Metodikken tar sikte på å identifisere de utslippene som: ikke gir grunnlag for bekymring mht. skader på miljøet kan kreve tiltak for å redusere en uakseptabel størrelse av innblandingssonen 4 Blanding over hele elvens bredde og dybde: maksimal fortynning på stedet 6

8 Figur 3. Skjematisk skisse som viser oppbygningen av den trinnvise metodikken for fastsettelse av innblandingssoner. Periodiske revurderinger er særlig aktuelle dersom nye stoffer legges til listen over prioriterte stoffer, utslippet endrer karakter (konsentrasjon og eller vannvolum) eller hvis resultater fra overvåking tilsier at innblandingssonen er større enn forventet. Med sistnevnte menes for eksempel at det observeres stigende eller betenkelig høye konsentrasjoner i vann, sedimenter og/eller i biota utenfor innblandingssonen. I det etterfølgende kapittel beskrives metodikken kort. For en utfyllende beskrivelse henvises til Batty mfl., (2010). 7

9 3. Innblandingssonen skal ha akseptabel størrelse Når omfanget til innblandingssonen er beregnet, må man vurdere om størrelsen er akseptabel. EUs retningslinje gir kun generelle anvisninger i forhold til hva som skal vurderes. Det er store variasjoner i EU hvordan man løser denne problemstillingen og det vil være store forskjeller for de ulike vannforekomstene for hva man mener er en akseptabel størrelse på innblandingssonen. Vurdering av innblandingssonens størrelse må evalueres fra sak til sak. Størrelsen på en innblandingssone vil variere i tid og rom. Hydromorfologiske forhold i resipienten, samt utslippsvanns hastighet og stoffmengde vil i stor grad bestemme innblandingssonens utstrekning. I tillegg vil stoffenes mobilitet i miljøet kunne være bestemmende for innblandingssonens omfang. For å anslå om innblandingssonen har akseptabel størrelse bør følgende vurderinger og hensyn tas: Innblandingssonens utstrekning bør være langt mindre enn selve resipientens utstrekning, og være avgrenset til en vannmasse nær utslippet. Det skal ta hensyn til at innblandingssonen vil variere i utstrekning som følge av variasjoner i utslippsvannet (vannmengde og konsentrasjon), samt forandringer i fortynning, som bl.a. skyldes endring i vannføringen, temperaturskiftninger og saltholdighet. I innblandingssonen midtre og ytre område bør ikke konsentrasjonene være vesentlig høyere enn EQS-verdier bl.a. av hensyn til risikoen for at variasjoner i utslippsvannets konsentrasjon og/eller fortynningen kan medføre kortvarige høye konsentrasjoner utenfor sonen. Det skal tas hensyn til risikoen for skader på økosystem og bruksinteresser både utenfor og i selve innblandingssonen, såkalte sårbare områder. Stoffene som slippes ut skal vurderes i forhold til mobilitet i miljøet. Det skal skaffes til veie kunnskap om hvorvidt stoffene forventes å sedimentere, være bioakkumulerende og/eller biomagnifiseres i miljøet. Det må forsikres om at EQSverdier ikke øker i andre matrikser utenfor innblandingssonen. Hvis disse forholdene vurderes som akseptable, vil oftest størrelsen på innblandingssonen være akseptabel. For vurdering av innblandingssonens akseptable størrelse må man påregne seg å vise til skjønn basert på vannfaglig kompetanse samt stedsspesifikk informasjon som er innhentet for hver vannforekomst. Illustrasjon av utslipp til elv er vist i Figur 4. Figur 4. Skjematisk illustrasjon av utslipp til elv, der innblandingssonen er markert med røde striper. Situasjonen til venstre ansees som uakseptabel, mens situasjonen til høyre er akseptabel (fra Batty mfl., (2010)). 8

10 4. Spesielle hensyn i forhold til Norge Retningslinjen som er utarbeidet av (Batty mfl., 2010) er beregnet for generelle europeiske forhold. I Norge med store forskjeller mellom årstidene vil man i overflatevann ha ulike klimatiske forhold som kan påvirke innblandingssonens størrelse. I tillegg har Norge noen vannforekomster som er spesielle, og som ikke er nevnt i retningslinjen fra EU. For elver vil retningslinjen fra EU være dekkende for norske forhold, mens for innsjøer, fjorder og kystvann man må man gjøre visse tilpasninger i forhold til retningslinjen fra EU. 4.1 Innsjøer For innsjøer kan det være stor forskjell i utbredelsen av innblandingssonen gjennom en årssyklus, pga temperaturforskjeller i vannmassene. Dette er ikke omhandlet i EUs retningslinje, men behandlet i korthet her. I innsjøer i Norge dannes det en vertikal sirkulasjon i vannmassene to ganger i året, da vannet har størst tetthet ved 4 o C. Om sommeren vil vannet bli varmt og lettere nær overflaten i forhold til dypere lag. Denne temperatursjiktningen (sprangsjiktet) medfører at det oppstår en tetthetsgradient som skiller det varme overflatelaget fra betydelig kaldere vann dypere ned. Sprangsjiktet skaper stabile vertikale forhold som bidrar til at stoff som tilføres overflatelaget blir værende der. Utover høsten/vinteren avkjøles overflatelaget og synker ned til et nivå med tilsvarende temperatur. Dette vil gi en gradvis dyp vertikal sirkulasjon, og stoff som tilføres innsjøen blir dermed godt blandet. Dette fortsetter inntil overflatevannet blir avkjølt til under 4 o C, det blir da lettere, legger seg på toppen og fryser vanligvis etter hvert til is. Igjen vil det oppstå et nytt vertikalt stabilt forhold, og stoff som tilføres vannmassene vil bli værende der fram til neste sirkulasjonsperiode. Innsjøer som har slik fullsirkulasjon høst og vår kalles dimiktiske og er den mest vanlige innsjøtypen i Norge. For å beregne innblandingssonens omfang må man ta hensyn til og ha kunnskap om sirkulasjonsforholdene i innsjøen. I Figur 5 vises hvordan temperaturen påvirker sjiktningen og sirkulasjonen, som videre kan påvirke innblandingssonen størrelse. 9

11 A C B D E Figur 5. I figur A vises hvordan temperaturen kan være i en norsk innsjø som har stagnasjon med sprangsjikt om sommeren og fullsirkulasjon om høsten (B). Vinterstagnasjon og vårsirkulasjon er ikke vist. Figurene C, D og E viser hvordan konsentrasjonen av et stoff og derved størrelsen på innblandingssonen kan variere som følge av temperatursjiktninger og sirkulasjon i vannmassene, samt størrelse (konsentrasjonen) på utslippet. I figur C fordeler stoffet seg kun i sprangsjiktet, og i tilfellet vist her vil hele overflatelaget i vannforekomsten utgjøre en innblandingssone. Under høstsirkulasjonen, figur D, vil et lite utslipp gi en begrenset og mindre innblandingssone, pga fortynning som skyldes sirkulasjonen. Ved store utslipp under høstsirkulasjonen, figur E, kan en betydelig del av innsjøen være en innblandingssone. 4.2 Fjorder og kystvann En marin resipients evne til å redusere konsentrasjonen av tilført forurensende stoff gjennom fortynning er vanligvis bestemt ved kombinasjoner av: Utslippets størrelse Topografi og størrelse, både som vannareal og som vannvolum Sjiktning av vannmassen Strømforhold og vannutskiftning Disse egenskaper viser at det neppe finnes to resipienter som har lik resipientkapasitet, samt at kapasiteten ofte varierer over året. For eksempel fremmet Moy mfl., (2003) forslag om å inndele norsk kystvann i 23 vanntyper. Terskelfjorder, fjorder uten terskel, åpen skjærgård 10

12 og kystvann har forskjellig evne til å motta utslipp av forurensende stoff og raskt redusere konsentrasjonen. Mange av terskelfjordene har byer eller industri liggende i indre del, og ofte ved utløp av vassdrag (f.eks. Drammensfjorden, Frierfjorden, Førdefjorden, Trondheimsfjorden). Dette kan bety at utslippene blir liggende i nærheten av elvemunninger og at hensynet til økosystemet i elvemunningen krever ekstra aktsomhet når utslipp vurderes. I det etterfølgende omtales kort noen forhold som er særlig viktige ved utslipp til fjorder og kystvann. 1. Vertikal sjiktning av vannmassene: i en fjord kan ferskvannstilførsel skape to forhold som er av betydning ved bestemmelse av en innblandingssone, og begge illustreres i Figur 6. For det første dannes et 2-veis strømsystem med utoverstrømmende brakkvannslag over en mindre omfattende inngående sjøvannsstrøm. Dette er typisk for elvemunninger og terskelfjorder. Man vil vanligvis unngå å slippe utslippsvann til brakkvannslaget. Figur 6. Eksempel på strømsystem og saltholdighet i en elvemunning. Under et utstrømmende brakkvannslag kommer innstrømmende sjøvann. Figurens nedre del illustrerer at saltholdigheten (S) øker i horisontal retning utover fra elvemunningen, og vertikalt mot dypet. Ikke mindre viktig er det at blandingen av ferskvann og sjøvann danner en vertikal sjiktning (se nedre del av Figur 6). Ferskvannstilførselen kan gjerne variere med en faktor over året, som igjen medfører store variasjoner i både strømsystem og sjiktning i en fjord. I skjærgård og kystvann er variasjonene mindre, men likevel viktig og dette påvirker fortynningen av utslippsvann og dermed utstrekningen av en innblandingssoner både i fjorder og kystvann. Det er vanlig å slippe utslippsvann på forholdsvis dypt vann for å beskytte strandsonen og overflatelaget ved å innlagre utslippsvannet, og samtidig redusere konsentrasjonen ved rask og stor fortynning, dvs. liten innblandingssone. For et gitt utslipp vil den fortynningen som til enhver tid oppnås være bestemt av sjiktningen og strømstyrken i det omkringliggende sjøvannet. Ved svak sjiktning kan utslippsvannet trenge helt opp til overflaten, men samtidig med maksimal fortynning og liten innblandingssone (jfr. Figur 7). Ved et sterkt og dyptliggende sprangsjikt blir utslippsvannet innlagret dypere, men samtidig med mindre fortynning og en større innblandingssone. Dette betyr at ønsket om en liten innblandingssone kan komme i konflikt med ønsket om å beskytte overflatelaget. 11

13 2. Strømforhold: Ovenfor er nevnt hvordan variasjoner i den ferskvannsdrevne sirkulasjonen kan påvirke størrelsen av en innblandingssone hvis denne befinner seg i dette systemet. I nærheten av elvemunninger vil det være viktig å unngå at utslippsvannet innlagres i den inngående sjøvannsstrømmen som kan føre det tilbake til det sårbare økosystemet i elvemunningen. Tidevannsstrøm er en annen sentral faktor i utbredelse og fortynning av utslippsvann. I Norge dominerer det halvdaglige tidevannet som oftest betyr at strømretning og strømhastighet varierer med en periode på ca. 12,4 timer ideelt sett kan strømmen gå fram og tilbake. Dette betyr at en innblandingssone kan ha en elliptisk form, med utslippspunktet liggende i midten. Tidevannet er lavt på Sørlandet, men øker raskt fra Vestlandet og nordover (Figur 8). Dette betyr sterkere tidevannsstrømmer og bedre vannutskiftning. Sterk strøm kan både medføre rask spredning av utslippsvann og økt turbulent blanding og fortynning. Dette kan være forhold som må vurderes i bestemmelse av en innblandingssone. 12

14 Dyputslipp uten innlagring av avløpsvannet Egenvekt Overflate Egenvekt av fortynnet avløpsvann Sjøvannets egenvektsprofil Dyp Strømretning Dyputslipp med innlagring av avløpsvannet Egenvekt Overflate Sjøvannets egenvektsprofil Innlagringsdyp Dyp Egenvekt av fortynnet avløpsvann Strømretning Figur 7. Illustrasjon av dyputslipp til sjøvann. Øverste figur viser en situasjon uten vertikal sjiktning i vannmassen (konstant egenvekt) da utslippsvannet ikke kan innlagres, men når helt til overflaten. Nederste figur viser en situasjon med vertikal sjiktning (egenvekten øker med dypet) og innlagring av utslippsvannet. 13

15 Vardø Tromsø Rørvik Bergen cm Stavanger Oslo dag Figur 8. Tidevannskurver over en måned for utvalgte havner fra Oslo til Vardø. Tidevannsstrømmer og tidevannets betydning for vannutskiftningen øker mye fra sør til nord. Kilde: Statens Kartverk (vannstand.no). 14

16 5. Retningslinje for fastsetting av innblandingssoner i overflatevann Videre i kapittel 5 følger en trinnvis prosedyre for fastsetting av innblandingssoner. Ved hvert trinn er det gitt føringer for hvordan innblandingssonen størrelse kan fastsettes og informasjon som bør vurderes ved hvert trinn. For utfyllende informasjon ved hvert trinn henvises det til den arbeidet fra Batty mfl., (2010). 5.1 Trinn 0 Identifisering av utslippets karakter, innhold og konsentrasjon På dette trinnet skal følgende vurderes: Inneholder utslippet den aktuelle forbindelsen? Er konsentrasjonen > EQS-verdier? Er prøvetakning representativ og analysene utført forskriftsmessig? I Trinn 0 skal den kjemiske sammensetningen til utslippet identifiseres, både med hensyn til innhold og konsentrasjoner av det aktuelle stoffet. Først må utslippet vurderes for om det inneholder det aktuelle stoffet, og eventuelt videre om konsentrasjonen overskrider EQSverdier, både årlig gjennomsnitt og maksimumsverdi. Her stilles det krav til at eier av utslippet har god kunnskap om utslippets sammensetning, og videre hvordan konsentrasjoner vil variere i forhold til prosesser internt i virksomheten. Dersom slike data ikke er tilgjengelig må det skaffes til veie. Prøvetakning og analyse av utslippsvannet danner bakgrunnsmateriale for alt arbeid videre framover, og det er derfor viktig at innhentede data er av høy kvalitet både med hensyn til analyse og med uttak av representative prøver. Konsentrasjoner og innholdet i utslippsvannet vil kunne variere, og det bør avklares om produksjonen i anlegget er kontinuerlig og ensartet, eventuelt om den er systematisk eller kundetilpasset. Prøvetakningsplanen for utslippsvannet vil måtte avpasses etter dette. I visse tilfeller kan det være store konsentrasjonsvariasjoner i utslippsvannet. Da bør de høyeste konsentrasjonsnivåene vurderes opp mot gitt EQS-verdi for å bedømme om de er akseptable. Andelen av tidsrommet de høye konsentrasjonene er over EQS-verdi må bestemmes. I veilederen til Batty mfl., (2010) er det foreslått at dersom det er overskridelser i 10 % av tilfellene eller mer, bør man gå videre til Trinn1. Ved prøvetakning av utslippsvann bør det vurderes om det skal benyttes stikkprøver eller blandprøver (tids- eller mengdeproporsjonale). Fordelen med blandprøver vil være at man måler en gjennomsnittlig konsentrasjon i utslippsvannet over en tid, mens ulempen vil være at man ikke fanger opp de høyeste konsentrasjonene, samt at blandprøver generelt ikke er egnet for stoffer som brytes ned eller er flyktige. Dersom det er lite variasjoner i konsentrasjonen av det aktuelle stoffet i utslippsvannet kan blandprøver benyttes. Mengdeproporsjonale prøver bør anvendes, men dersom vannføringen er konstant kan tidsintegrerte prøver tas. Stikkprøvetakning vil være aktuelt når man har store variasjoner i konsentrasjonen av et aktuelt stoff gjennom døgnet, og det må da sørges for at man klarer å prøveta under de høyeste konsentrasjonstoppene. Det er også viktig at korrekte flasker for prøvetaking benyttes. Generelt skal det benyttes prøveflasker av plast for metaller, med unntak av kvikksølv hvor teflon, borosilikat- eller kvartsflasker skal benyttes. For organiske miljøgifter skal glødede glassflasker benyttes. 15

17 Informasjon om generell prøvetakning av utslippsvann er gitt i NS-ISO (1992), av Miljødirektoratet (Åstrand mfl., 2013) og videre for prøvetaking av vann for bestemmelser av metaller og PAH er gitt i NS 4784 (1988) og NS 9805 (1995), henholdsvis, samt konservering og behandling av vannprøver i NS-EN ISO (2012). For analyse av utslippsvannet er det krav til at man benytter seg av validerte og dokumenterte metoder slik som for eksempel EN ISO/IEC (2005). Informasjon om krav til laboratoriet og de analysemetodene er gitt i Direktiv 2000/90/EC. Valg av velegnet metode må avklares med laboratoriet man benytter seg av. I utslippsvann skal den totale konsentrasjonen bestemmes. Ved valg av metode må det også sikres at metodens deteksjonsgrense er lik eller lavere enn de oppgitte EQS-verdiene for å få informasjon om EQS-verdier er overskredet. Utslippsvannet skal evalueres for både årlig gjennomsnitt og maksimumsverdier. Dersom utslippsvannet inneholder aktuelt stoff over EQS-verdi, skal man fortsette videre til Trinn 1. Hvis utslippsvannet ikke inneholder aktuelt stoff eller konsentrasjonen er under EQSverdi, vil det kun være krav til periodiske vurderinger av avløpsvann og resipienten. Sjekkliste for Trinn 0 Er avløpsvannets innhold godt beskrevet? Kan det med stor sikkerhet fastslå at avløpsvannet inneholder/ikke inneholder det miljøskadelige stoffet? Er variasjon i konsentrasjoner godt beskrevet? Opptrer konsentrasjoner > EQS-verdier? 5.2 Trinn 1 Enkle beregninger av innblandingssonens omfang På dette trinnet bedømmes størrelsen av innblandingssonen ved enkle beregninger av fortynning og konsentrasjoner. Utslippet bør være relativt lite og til en resipient med god vannutskiftning og med liten risiko for skader på nærliggende økosystem eller brukerinteresser. Det kreves godt skjønn, erfaring og gode marginer i forhold til skadelige nivåer. På Trinn 1 (Figur 9) er det klart at utslippsvannet inneholder et eller flere stoffer med konsentrasjon høyere enn EQS-verdien, og er dermed potensielt skadelig. Ved enkle beregninger av fortynning og konsentrasjoner skal man her forsøke å identifisere stoffer som ganske opplagt har små og akseptable innblandingssoner (se Boks 1). Her kan man anvende ulike metoder for vurderinger av utslipp til elver, innsjøer, fjorder og kystvann og føre-varprinsippet bør brukes. 16

18 Figur 9. Skjematisk framstilling av metodikken under Trinn 1. Grunnlag for slike vurderinger kan være: Mengden utslippsvann: er vannmengden liten vil den erfaringsmessig fortynnes vesentlig raskere enn tilfellet er for en stor vannmengde. Forholdet mellom konsentrasjonen 5 i utslippsvannet og EQS-verdi gir et mål for nødvendig fortynning: Et lavt forholdstall, for eksempel 2-5, tyder på en liten innblandingssone. Er utslippsvannmengden stor kan likevel innblandingssonen bli omfattende. Utslipp til overflatelag eller dypvann: hvis dette gjelder utslippsvann med lavere egenvekt enn resipientvannet kan man ved et dyputslipp oftest oppnå en primærfortynning på 10-30, og betydelig høyere enn dette hvis diffusor brukes. Dette kan vurderes med enkle beregninger - eller ut fra foreliggende undersøkelser av utslippsvannets fortynning og kanskje finne at innblandingssonen bare strekker seg meter fra utslippspunktet: EQS oppnås allerede under primærfortynningen (jfr. Trinn 2). Risiko for skade på nærliggende økosystem eller bruksinteresser. Dette er særlig aktuelt hvis «skyen» med fortynnet utslippsvann vil legge seg langs elvebredd, strandsone eller i kontakt med bunnen. Det er avgjørende å anslå en riktig fortynningsfaktor. Uten data fra resipienten eller beregninger er dette vanskelig og vil ofte kreve erfaring. I Danmark er det gitt veiledende tall for den fortynningen man kan regne med å oppnå omkring et utslipp: Vassdrag: F=2-10 Innsjøer: F=5-20 Kyst og hav: F=10-50 Disse faktorene kan være et utgangspunkt, men det må sterkt understrekes at det må tas hensyn til mengde utslippsvann, utslippsdyp (særlig fjorder og kystvann), vannføringen (i vassdrag), strømforhold osv. som varierer med tiden. Det anbefales å bestemme 5 Total konsentrasjon, oppsluttet prøve 17

19 innblandingssonen ut fra en realistisk «worst-case» situasjon. Veiledning til enkle beregninger er gitt i Boks 1. Boks 1: Formelen under kan benyttes som et første overslag av nødvendig fortynning for å oppnå en konsentrasjon C = EQS F = C av /EQS der, C av : konsentrasjon i utslippsvannet F: fortynning En litt mer nøyaktig beregning oppnås ved: 1 Der C res : konsentrasjon i resipienten. Etter å ha lagt inn verdier for C av, C res og EQS velges en fortynning F og man beregner C og C-EQS. Hvis C-EQS>0 prøves med større fortynning inntil C-EQS=0. Alternativt vurderes andre verdier for C av eller eventuelt en annen verdi for C res. Neste skritt er å vurdere hvor stor innblandingssonen blir ved den aktuelle fortynningen. Dette forutsetter også info om volumet av utslippsvannet og erfaring med å vurdere en sannsynlig fortynning ved den aktuelle typen av utslipp i den type resipient dette gjelder. Eksempel: C av konsentrasjon i utslippsvann: 175 ppb C res konsentrasjon i resipient: 3 ppb EQS: 10 ppb F: valgt fortynning 23,6 Resultat for C-EQS: 0,0 Også ved slike enkle beregninger må man ta i betraktning variasjoner i utslippsvannets mengde og konsentrasjon og i resipientens fortynningsegenskaper. Utslippsvannet bør ikke legge seg langs strandkanten, i littoralsonen, langs elvebredden eller langs bunnen. For å kunne ta slike avgjørelser kreves godt skjønn og erfaringer. For utslipp der slike beregninger og vurderinger inneholder for stor usikkerhet mht. størrelsen på innblandingssonen, må man gå til Trinn 2 eller eventuelt direkte til Trinn 3. Sjekkliste for Trinn 1 Forholdet C av /EQS: tyder dette på stort behov for fortynning? Er bakgrunnskonsentrasjonen i resipienten godt kjent? Risiko for skade på nærliggende økosystem? Er størrelsen på innblandingssonen akseptabel? Er usikkerheten så stor at man bør gå til Trinn 2? 18

20 5.3 Trinn 2 Beregning av innblandingssonens utstrekning Fortynning og konsentrasjon (innblandingssonens utstrekning) beregnes her ved bruk av modeller. Flere av parameterne kan variere mye med tiden og dermed i stor grad påvirke størrelsen av innblandingssonen. Beregninger må derfor gjøres for så mange kombinasjoner at man får en rimelig god oversikt over variasjonene av innblandingssonens størrelse. Her skal det gjøres en første kvantifisering av størrelsen av innblandingssonen - der EQSverdiene (AA og/eller MAC) overskrides - for å avgjøre om størrelsen uten tvil er akseptabel eller uakseptabel (Figur 10). Hvis resultatet er usikkert og man tror at bruk av mer avanserte modeller kan gi en sikrere beskrivelse av størrelsen, så går man til Trinn 3. Hvis størrelsen utvilsomt er uakseptabel må man vurdere tiltak som reduserer den. Figur 10. Skjematisk framstilling av metodikken under Trinn 2. 19

21 Utslippsvannets fortynning gjennomgår to faser. Primærfortynningen bestemmes i hovedsak av mengden utslippsvann og dets hastighet ut av røret, og kan beregnes temmelig nøyaktig. Den er ofte i størrelsen 5-10x innenfor en avstand på m. Hvis resipienten har tydelig vertikal sjiktning kan utslippsvannet ofte innlagres uten å påvirke vannkvaliteten i overflatelaget (Figur 7). Etter primærfortynningen fortynnes utslippsvannet gjennom resipientens naturlige turbulente blanding (sekundærfortynning) som foregår betydelig langsommere enn primærfortynningen. Det er derfor svært gunstig å konstruere utslipp som gir stor primærfortynning. I Trinn 2 brukes vanligvis matematiske modeller for å beregne fortynning og konsentrasjon som funksjon av avstanden fra utslippet. To vanlig brukte modeller for vurdering av utslipp til innsjøer, fjorder og kystfarvann er de numeriske modellene VISUAL PLUMES utviklet av U.S. EPA (Frick mfl., 2001) og CORMIX se Doneker og Jirka (2007). I tilknytning til implementeringen av EUs retningslinje har Nederland utviklet programvare for bruk på Trinn 1 og Trinn 2 6. De er særlig rettet mot bruk på elver og tidevannspreget kystvann. Nødvendig datainput til modellene er bl.a. utslippsvannmengde, stoffkonsentrasjon (i total) i utslippsvann, den vertikale sjiktningen og strømhastigheten i resipienten, utslippsdyp samt diameter for utslippsrøret. De fire første faktorene kan variere mye med tiden og gi en stor spennvidde i størrelsen av innblandingssonen (jfr. Figur 2, høyre side). Det er dermed nødvendig å ha data som gjør det mulig å beregne et representativt antall kombinasjoner når en skal vurdere størrelsen av innblandingssonen. Bakgrunnskonsentrasjonen i resipienten må være kjent. En uvanlig høy bakgrunnskonsentrasjon kan føre til en vesentlig større innblandingssone enn tilfelle ville ha vært med en lav bakgrunnskonsentrasjon. I blant kan utslippsvannet inneholde flere stoffer fra prioritetslista. I det tilfelle bør man beregne innblandingssonen for hvert stoff, eventuelt bare for stoffet med høyest forholdstall mellom utslippsvannets konsentrasjon og tilhørende EQS-verdi, og fastsette utslippets innblandingssone på det grunnlaget. Et stort industrikompleks kan ha mange utslipp, hvorav flere kan inneholde aktuelle stoffer. Som hovedregel bør det fastsettes innblandingssoner for hvert utslipp. Og særlig aktsomhet bør vises hvis det er sannsynlig at nærliggende utslipp medfører en forhøyet bakgrunnsverdi. For utslipp der beregninger og vurderinger inneholder for stor usikkerhet mht. størrelsen på innblandingssonen, må man gå til Trinn 3. Hvis mangel på gode data er en hovedgrunn til usikkerheten bør man vurdere å gå direkte til Trinn 4. Sjekkliste for Trinn 2: Finnes data som beskriver variasjoner i avløpsvannmengde, stoffkonsentrasjon i avløpsvann, den vertikale sjiktningen og strømhastigheten/vannmengde i resipienten? Er variasjonene i innblandingssonens størrelse godt beskrevet? Er innblandingssonens størrelse akseptabel? Inneholder avløpsvannet mer enn et stoff med konsentrasjon større enn EQS? Er bakgrunnskonsentrasjonen i resipienten godt kjent? Er det risiko for skade på nærliggende økosystem? Er usikkerheten så stor at man bør gå til Trinn 3? 6 Interaktiv modell hos Deltares: og tilhørende Excel-regneark 20

22 5.4 Trinn 3 Avansert modellering av innblandingssonens utstrekning Innblandingssonens utstrekning beregnes ved bruk av modeller med sikte på resultat som er mer presise enn for Trinn 2. Mange av parameterne vil variere mye med tiden og dermed i stor grad påvirke størrelsen av innblandingssonen. Beregninger må derfor gjøres for så mange kombinasjoner at man får en rimelig god oversikt over variasjonene av innblandingssonens størrelse. Man går til Trinn 3 hvis vurderinger og beregninger på Trinn 1- Trinn 2 ikke gir godt nok grunnlag for å avgjøre om størrelsen av innblandingssonen er akseptabel (Figur 11). Figur 11. Skjematisk framstilling av metodikken under Trinn 3. For dette kreves mer avanserte modellarbeid og ofte mer avanserte modeller - enn de som brukes i Trinn 2. Fortsatt er både VISUAL PLUMES og CORMIX aktuelle verktøy, men i økende grad brukes 3-dimensjonale modeller av typen GEMSS (Generalized Environmental ModelingSystem for Surfacewaters - ERM, Inc.) og ROMS (Regional Ocean Modelling System, (Haidvogel mfl., 2007). Disse har muligheter for en god beskrivelse samspillet mellom tilførsler, fortynning og konsentrasjoner under med vekslende strømforhold og utvikling av sprangsjikt gjennom året. Modellene trenger gode områdespesifikke data, og som regel kreves betydelig bedre datagrunnlag enn for Trinn 2. Ofte vil det derfor være nødvendig med innsamling av data gjennom målinger og prøvetaking for oppsett, kjøring og evt. kalibrering av modellen særlig ved bruk av 3D-modeller. Dette kan kreve arbeid på Trinn 4 før man går «tilbake» og fullfører Trinn 3. Følgelig kan arbeid på Trinn 3 både ta lang tid og kreve betydelige kostnader. Nødvendig input til modellene er i stor grad de samme parameterne som på Trinn 2, men det kreves bedre beskrivelser av forholdene i resipienten (bl.a. av bunntopografi, strømforhold, sjiktning, vannkvalitet). Mange av parameterne kan variere mye med tiden og gi en stor 21

23 spennvidde i størrelsen av innblandingssonen. Beregningene må dermed vise variasjon i rom og tid av størrelsen på innblandingssonen og konsentrasjoner i denne. Hyppighet og varighet av høye konsentrasjoner vil være en hovedsak. Ofte er det derfor nødvendig med beregninger som omfatter lange tidsrom for innsjøer gjerne hele året. Moderne modeller har i økende grad tatt i bruk visualisering i form av animasjoner samt 3-D presentasjoner (Figur 12). Dette gjør det enklere for beslutningstagere å forstå spredningsforløpet og vurdere størrelsen av en innblandingssone. For utslipp der beregninger og vurderinger inneholder for stor usikkerhet mht. størrelsen på innblandingssonen, må man gå til Trinn 4 for å kartlegge tilstanden (for eksisterende utslipp) eller innhente nødvendige data for å kunne gjøre bedre beregninger. Figur 12. Illustrasjon av partikkelspredning omkring et dyputslipp ved bruk av en 3D-modell Christensen mfl., (2011). 22

24 Sjekkliste for Trinn 3 Finnes data som beskriver variasjoner i avløpsvannmengde, stoffkonsentrasjon i avløpsvann, den vertikale sjiktningen og strømhastigheten/vannmengde i resipienten? Er resipientens topografi godt beskrevet? Er oppløsningen til modellen tilstrekkelig god for å beregne innblandingssonen? Er variasjonene i innblandingssonens størrelse godt beskrevet? Inneholder avløpsvannet mer enn ett stoff med konsentrasjon større enn EQS? Er bakgrunnskonsentrasjonen i resipienten godt kjent? Er innblandingssonen størrelse akseptabel? Er det risiko for skade på nærliggende økosystem? Er usikkerheten i innblandingssonens størrelse så stor at man ikke kan konkludere, men må gå til Trinn 4? 23

25 5.5 Trinn 4 Feltundersøkelser På dette trinnet gjøres feltundersøkelser for å beskrive innblandingssonens størrelse (eksisterende utslipp) og eventuelt for innsamling av data for å gjøre sikrere beregninger under Trinn 2 eller Trinn 3. I EUs retningslinje (Batty et al. 2010) er Trinn 4 angitt som valgfritt. Medlemsstaten må selv utvise skjønn om de anser Trinn 4 som nødvendig, og det skal ikke tolkes som innføring av krav til mer overvåkning. På Trinn 3 benyttet man kombinasjoner av eksisterende data og modeller, men usikkerheten mht. størrelsen av innblandingssonen var fortsatt for stor. På Trinn 4 gjøres feltundersøkelser/innsamling av flere opplysninger (Figur 13). Figur 13. Skjematisk framstilling av metodikken under Trinn 4. 24

26 Målsettingen på Trinn 4 kan dermed være: Beskrive innblandingssonen gjennom målinger (for eksisterende utslipp). Som den reelle beskrivelsen, eller for å kontrollere beregningene under Trinn 2 eller Trinn 3. Innhente data som gir grunnlag for sikrere beregninger av innblandingssonens utstrekning (Trinn 2 eller Trinn 3) Dette bør gjøres målrettet og innholdet av undersøkelsen vil variere fra område til område, men kan for eksempel omfatte: Prøvetaking/målinger i resipienten som forbedret datagrunnlag for modell (sjiktning, strøm, vannkvalitet, sedimenter, utslipp av sporstoff med mer). Overvåking og karakteristikk av vannkvalitet og biologiske forhold (naturlig tilstand og virkning fra eksisterende utslipp). Prøvetaking/målinger i resipienten som forbedret datagrunnlag for modell utslippsvann, (sjiktning, strøm, vannkvalitet, sedimenter, utslipp av sporstoff med mer). Vurderinger av utslippsvannets toksisitet (litteraturstudier mht. enkeltstoffer, evt. toksisitetstester på utslippsvann og enkeltstoffer). Prøvetakingen må gjennomføres i samsvar med gjeldende norske retningslinjer (NS-ISO :1997) og dekke variasjoner i rom og tid. Selv om dette presenteres som Trinn 4 så er det klart at feltundersøkelser/datainnhenting også kan være nyttig og nødvendig under Trinn 0-3. I særlig grad gjelder dette Trinnene 2-3. Behovet for bedre datagrunnlag for å gjøre sikrere vurdering og kalibrere eller validere modeller må tas i betraktning på alle trinn. Gjennomføring av Trinn 4 kan være både tidkrevende og kostbart, men en målrettet gjennomføring bør på den annen side gi et betydelig bedre beslutningsgrunnlag. Enten ved at vurderinger av nye biologiske og kjemiske data gir en god beskrivelse av innblandingssonen for et eksisterende utslipp, eller gjennom bedre resultater fra en gjentakelse av Trinn 2 eller Trinn 3. Sjekkliste for Trinn 4 Er målsettingen klar? Er prøvetakning i felt av god kvalitet? Er det behov for ytterligere modellering for å beskrive innblandingssonens størrelse? Er innblandingssonen størrelse akseptabel? 25

27 6. Oppsummering Med innblandingssone menes den delen av en vannforekomst i umiddelbar nærhet av et punktutslipp hvor forvaltningsmyndighetene tillater at EQS-verdier (også kalt grenseverdier/miljøkvalitetsstandarder) overskrides, forutsatt at EQS-verdiene i den resterende delen av vannforekomsten overholdes. Man ønsker at innblandingssonen skal omfatte en liten del av vannforekomsten. Størrelsen av sonen vil til vanlig variere med tid og dette må tas i betraktning når man skal avgjøre om den er akseptabel. Basert på en retningslinje fra EU beskriver denne veilederen en metodikk med 5 trinn for å bestemme størrelsen av innblandingssonen. Fra Trinn 0 til Trinn 4 er det en vesentlig økning i kompleksitet, varighet og kostnader og det er dermed ønskelig å ta en beslutning på lavest mulig trinn. På den annen side må disse hensynene veies opp mot kravet om tilstrekkelig sikkerhet i bestemmelsen av innblandingssonens størrelse. Veilederen beskriver de 5 trinnene og gir en anvisning på metodikken på hvert av dem. 26

28 7. Litteratur Bakke, T., G. Breedveld, et al. (2007). "Veileder for klassifisering av miljøkvaliteter i fjorder og kystfarvann - Revisjon av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter." Klif-rapport TA-2229/2007, s. 12. Batty, J., J. Niebeek, et al. (2010). "Common implementation strategy guidance on setting mixing zones under the EQS directive (2008/105/EC)." Technical Guidance Document, Mixing zones, s. 90. Batty, J., J. Niebeek, et al. (2010). "Common implementation strategy guidance on setting mixing zones under the EQS directive (2008/105/EC)." Technical Guidance Document - Mixing zones: 90. Direktiv 2008/105/EC (2008). "Directive on Environmental Quality Standards (Directive 2008/105/EC)." Doneker, R. L. and G. H. Jirka (2007). "CORMIX USER MANUAL. A Hydrodynamix Mixing Zone Model and Decision Support System for Pollutant Discharges into Surface Waters. EPA-823-K Washington. USA." 206. Frick, W. E., P. J. W. Roberts, et al. (2001). "Dilution Models for Effluent Discharges, 4th Edition (Visual Plumes)." Environmental Research Division, U.S. Environmental Protection Agency, Athens Georgia, USA. G., C. (2011). "Konsekvenser for det marine miljøet i Repparfjorden ved etablering av sjø- eller landdeponi for gruveavgang fra Nussir og Ulveryggen i Kvalsund kommune Finnmark." Akvaplan- NIVA-rapport nr pp. Haidvogel, D. B., H. Arango, et al. (2007). "Ocean forcasting in Terrain-following Coordinates: Formulation and Skill Assessment of the Regional Ocean Modelling System, Journal of Computational Physics (2007).". Molvær, J., J. Knutzen, et al. (1997). "Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystvann." SFT-rapport TA s. 36. Molvær, J., J. Knutzen, et al. (1997). "Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystvann - Veiledning." Klif-rapport TA-1467/1997. Moy, F., T. Bekkeby, et al. (2003). "Marin karakterisering. Typologi, system for å beskrive økologisk naturtilstand og forslag til referansenettverk. FoU-oppdrag knyttet til EUs rammedirektiv for vann.." Niva-rapport 4731 s. 90. NS-EN ISO (2012). "Water quality - Sampling - Part 3: Preservation and handling of water samples (ISO :2012) ". NS-EN ISO/IEC (2005). "General requirements for the competence of testing and calibration laboratories (ISO/IEC 17025:2005) - (Corrigendum AC:2006 incorporated) ". NS-ISO (1992). "Water quality - Sampling - Part 10: Guidance on sampling of waste waters (ISO :1992)." NS 4784 (1988). "Water analysis - Sampling of natural waters for determination of trace metals." NS 9805 (1995). "Water analysis - Sampling of water for the determination of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) ". Ranneklev, S. B., J. Molvær, et al. (2010). "Common implementation strategy - Guidance on setting mixing zones under the EQS-directive (2008/105/EC) - Vurdering av retningslinjens betydning for norske forhold." Klif-rapport TA-2724/2010, s. 30. Vanndirektivet (2000). "Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy." Vannforskriften (2006). "FOR nr 1446: Forskrift om rammer for vannforvaltningen (vannforskriften)." Åstrand, H., M. Christiansen, et al. (2013). "Industrielle måleprogram -Hvordan sikre god kvalitet på utslippsdata." Miljødirektoratet, M-6/2013, s

29 Vedlegg A: Andre aktuelle direktiver Directive 2006/11/EC of the European Parliament and the Council on pollution caused by certain dangerous substances discharged into the aquatic environment of the Community (Codified version) (OJ L 64, , p. 52). Council Directive 76/464/EEC on pollution caused by certain dangerous substances discharged into the aquatic environment of the Community (OJ L 129, , p. 23). [English in PDF] Council Directive 82/176/EEC on limit values and quality objectives for mercury discharges by the chlor-alkali electrolysis industry (OJ L 081, , p. 29). [scanned PDF file] Council Directive 83/513/EEC on limit values and quality objectives for cadmium discharges (OJ L 291, , p. 1). [scanned PDF file] Council Directive 84/156/EEC on limit values and quality objectives for mercury discharges by sectors other than the chlor-alkali electrolysis industry (OJ L 074, , p. 49). [scanned PDF file] Council Directive 84/491/EEC on limit values and quality objectives for the discharges of hexachlorocyclohexane (OJ L 274, , p. 11). [scanned PDF file] Council Directive 86/280/EEC [scanned PDF file] as amended by 88/347/EEC [scanned PDF file] and 90/415/EEC [scanned PDF file] on limit values and quality objectives for discharges of certain dangerous substances included in List I of the Annex to Directive 76/464/EEC (OJ L 181, , p. 16 (amended OJ L 158, , p. 35 and OJ L 219, , p. 49)). 28