Original fra SFT VEILEDNING 97:04 Statens forurensningstilsyn Postadresse: Pb. 8100 Dep, 0032 OSLO Kontoradresse: Strømsveien 96 Telefon: 22 57 34 00 Telefar: 22 67 67 06 Organisasjonsnr.: 970 935 657 http: //www.sj.no/bestilling. html SFI' - Utførende institusjon Norsk institutt for vannforskning Kontaktperson SFT. Jon Roar Andersen Avdeling i SFT Kommunal- og landbruk ISBN-nummer 82-7655-368-0 TA-nummer 146811 997 Oppdragstakers prosjektansvarlige Jon Lasse Bratli År 1997 Sidetall 3 1 SFTs kontrakt nummer 95299 Utgiver Statens forurensningstilsyn I Forfattere Jon Roar Andersen, Jon Lasse Bratli, Eirik Fjeld, Bjørn Faafeng, Magne Grande, Lars Hem, Hans Holtan, Truls Krogh, Vidar Lund, Dag Rosland, Bjørn Olav Rosseland og Karl Jan Aanes Tittel - norsk og engelsk Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann Classification of environmental quality in freshwater I Prosjektet er finansiert av Statens forurensningstilsyn I Sammendrag - summary Denne utgaven av klassifiseringssystemet er en utvidet utgave av tidligere "kortversjon", ved at den nå inneholder mer utførlig retningslinjer for hvordan klassifiseringssystemet skal benyttes. Nytt er også kriteriei for miljøgifter i sediment og for kvikksølv i fisk. Klassifisering av biologisk mangfold er også påbegynt, i første omgang med vekt på bunndyrs toleranse overfor forsuring. Forurensningsgrad er tatt ut. Klassegrensene for tilstands- og egnethetsklassene er justert på grunnlag av nyere data, helsemyndighetenes nye retningslinjer for råvann til drikkevann, badevann samt Landbrukstilsynets retningslinjer for jordvanning. Vi har valgt å legge egnethetsklassene så nær opp til de nye bestemmelsene som praktisk mulig. Beskrivelsen av tilstandsklassene er mer balansert enn tidligere, slik at "Meget god" og "Meget dårlig" nå representerer henholdsvis klassene I og V i vannkvalitet. For Miljøgifter er imidlertid den opprinnelige verbale beskrivelsen etter forurensningsgrad beholdt. The Norwegian system for classification of environmental quality in freshwater, contains tables for impacts from nutrients, organic matter, micropollutants and faecal bacteria, as well as tables for assessment of water quality (suitability) for various uses. Some advice on datasampling and statistics is also included. 4 emneord Ferskvann Klassifisering Tilstand Egnethet 4 subject words Freshwater Classification system Water quality status Suitability for uses
Forord Klassifisering av miljøkvalitet i vannforekomster (ferskvann, fjorder og kystfarvann) er utarbeidet av Norsk institutt for vannforskning (NIVA) på oppdrag fra Statens forurensningstilsyn (SFT). Klassifisering av egnethet for drikkevann og badevann er, utarbeidet i samråd med Statens helsetilsyn og Statens Institutt for Folkehelse. Andre interesserte har bidratt gjennom høringsrunder. Hovedhensikten med klassifiseringssystemet er å gi ulike faggrupper og personer innen forvaltning, rådgivning og forskning et mest mulig enhetlig og objektivt verktøy for vurdering av miljøtilstand og utvikling i ulike typer vannforekomster tilpasset norske forhold. Systemet skal også være et hjelpemiddel i arbeidet med å fastsette miljømål, vurdere behov for forurensningsbegrensende tiltak, samt evaluere effektene av igangsatte tiltak i forhold til miljømålene. Vedrørende de sistnevte forhold er det i tillegg utarbeidet en rekke andre veiledere innenfor prosjektet «Miljømål for vannforekomstenen. Klassifiseringssystemet for ferskvann har tidligere fått en utførlig beskrivelse i håndboken ~Vannkvalitetskriterier for ferskvann,, utgitt av SFT i 1989. I 1992 ble det gitt ut en kortversjon av denne håndboken; SFT-veiledning 92:06. Kortversjonen representerte endringer på noen punkter, b1.a. ble både tilstandsklassifiseringen og forurensningsgraderingen utvidet med en klasse/grad. Denne utgaven av klassifiseringssystemet er en utvidet utgave av ovennevnte kortversjon, og man har benyttet anledningen til å foreta en del endringer av faglig art på grunnlag av nyere data. En hørings-runde om erfaringer med bruken av veiledningen ble gjennomført av SFT høsten 1995, og resultatene er forsøkt innarbeidet i denne nye versjonen. Det innebærer blant annet at det nå er lagt til et nytt kapittel som angir hvordan klassifiseringssystemet skal benyttes. I tillegg er det gjort to vesentlige endringer i selve klassifiseringssystemet. Betegnelsen av tilstandsklassene er mer balansert enn tidligere, slik at «Meget god. og.meget dårlig. nå representerer ytterlighetene (klasse I og V) i vannkvalitet. Ved klassifisering av tilstand skjelnes det mellom miljøgifter og de andre stoffgruppene. For miljøgiftds vedkommende har man beholdt den opprinnelige verbale betegnelsen etter forurensningsgrad. Utover dette er forurensningsgraderingen tatt ut. Det skyldes at bestemmelse av forurensningsgrad viste seg lite anvendbar for den målgruppen som veiledningen er beregnet på. Nytt er kriterier for miljøgifter i sediment og for kvikksølv i fisk. Klassifisering av biologisk mangfold er også påbegynt, i første omgang med vekt på bunndyrs toleranse overfor forsuring. Denne veiledningen omfatter også egnethetsklassifisering. Klassegrensene for tilstands- og egnethetsklassene er i liten grad sammenfallende som i forrige veiledning. Det henger blant annet sammen med at helsemyndighetene har vedtatt nye retningslinjer for vannforsyning, drikkevann og badevann. Landbrukstilsynet har dessuten kommet med retningslinjer for jordvanning. Vi har valgt å legge egnethetsklassene så nær opp til de nye bestemmelsene som praktisk mulig. For at klassifiseringssystemet skal være enkelt å bruke, er det i likhet med forrige veiledning valgt å benytte ett sett av klassifisesingskriterier for de fleste typer ferskvannsforekomster, både elver og innsjøer. Fra et naturvitenskapelig ståsted ville et differensiert system gitt en mer presis klassifi-sering i forhold til de ulike naturmiljøer som her omfattes. Ønsket om å kunne presentere et enkelt og brukervennlig system for ulike fagmiljø og forvaltningsnivå har likevel veid tyngst.
Y Y Y Q)QJQJGG 55555 ij,p'go Q) QJ QJ QJ ei
Virkningstyper Klassifiseringssystemet for ferskvann er delt inn i seks virkningstyper, dvs. virkninger av: næringssalter, organiske stoffer, forsurende stoffer, miljøgifter, partikler og tarmbaktener: 1 Virkninger av næringssalter Overgjødsling eller eutrofiering skyldes tilførsel av næringssalter som stimulerer plantevekst. Det er i første rekke uorganiske forbindelser av nitrogen (nitrat og ammonium) og fosfor (fosfat), som gir grunnlag for vekst av planktoniske og fastsittende alger (primærproduksjon), samt vannplanter. Økt algevekst gir økt næringsgrunnlag for planteetende dyr. Moderate tilførsler av næringssalter kan gi en gunstig og balansert virkning for både planter og dyr oppover i næringskjeden. Øker tilførslene ytterligere, oppstår det ofte en opphopning av plantemateriale i form av algeoppblomstringer og tilgroing av vannplanter. Høye ph-verdier drevet opp av algenes fotosyntese, kan i grunne innsjøer også medføre fosfatutlekking fra strandsedimentet. Framvekst av giftproduserende blågrønnalger eller alger som forårsaker ubehagelig lukt, kan bli et problem. Ved økte tilførsler av næringssalter vil den totale biologiske produksjonen i vannmassen øke, og resulterer i økende. nedbrytning av produsert biologisk materiale (organiske stoffer). Den sekundære effekten av overgjødsling tilsvarer derfor de effektene av organiske stoffer (se nedenfor). 2 Virkninger av organiske stoffer Problemer knyttet til organisk stoff er som oftest et resultat av naturlige prosesser (f.eks. humus), eller en sekundæreffekt av eutrofiering (spesiel t råtnende biologisk materiale, se over). Nedbrytning av organiske stoffer skjer under forbruk av oksygen. Dette er en særlig framtredende prosess i dypereliggende vannlag i innsjøer hvor oksygentilgangen periodevis kan være begrenset. Resultatet kan bli midlertidig eller permanent svekkelse av oksygeninnholdet, og kan innebære forringelse av livsmulighetene for en rekke vannlevende organismer. Ved lave oksygenkonsentrasjoner 61 b1.a. fosfat løses ut fra sedimentene sammen med mangan og jern. Tilførsler av organisk stoff fra menneskelig virksomhet er et mindre problem nå enn tidligere. Dette som resultat av rensing av kommunalt og industrielt avløpsvann, samt opprydning i landbrukets punktkilder. 3 Virkninger av forsurende stoffer Forsuring av vassdrag medfører økologiske forstyrrelser og påvirkning av alle nivåer i næringskjeden. Størst praktisk betydning har reduksjon og utryddelse av fiskebestander. Forsuringseffekter i vann skyldes tilførsler av forsurende stoffer (særlig sulfater og nitrater) via nedbør og avrenning, samt enkelte typer industri- og gruveavløp 4 Virkninger av miljøgifter Effekter av miljøgifter kan ytre seg ved forstyrrelser i hormonbalanse eller atferd, redusert immunitet, endringer i arvestoffet, kreft, redusert formering og fosterskader. SFT har definert miljøgifter som : atoffer som selv i små konsentrasjoner kan gi skadeeffekter på naturmiljøet ved at de er giftige og kan oppkonsentreres til skadelige konsentrasjoner i næringskjeden og/eller har særlig lav nedbrytbarhetn. Miljøgifter omfatter både metaller (f. eks. kvikksølv) og organiske stoffgrupper (bl. a. klororganiske forbindelser). Foreløpig er det bare utarbeidet klassifiseringskriterier for påvirkning av tungmetaller.
5 Virkninger av partikler Økte tilførsler av partikler gir grumset vann og redusert siktedyp. Dette innvirker b1.a. på lysforholdene i vannmassen og forringer livsvilkårene for vannlevende organismer. Med partikler menes suspenderte uorganiske og organiske partikler som i hovedsak skyldes overflateavrenning fra nedbørsfeltet og erosjon i elveleiet. Overflateavrenning som følge av anleggsarbeide i eller i nærhet av vassdraget kan også være en betydelig kilde til økt partikkelinnhold. 6 Virkninger av tarmbakterier Forurensning av tarmbakterier inkluderer gjerne sykdomsfremkallende tarmbakterier, virus og parasitter som kan representere en helserisiko. Med tarm-. bakterier menes her såkalte termotolerante koliforme bakterier. Forekomst av slike tarmbakterier indikerer fersk fekal forurensning, dvs. ferske ekskrementer fra mennesker og varmblodige dyr.
Klassifisering av egnethet Ved klassifisering av vannets egnethet til ulik bruk, må det legges hovedvekt på de parametre som er spesifikke for den aktuelle brukerinteressen. Virkningstypen er tatt med som en referanse til den spesifikke parameteren. Ved klassifisering av vannets egnethet for dnkkeuann, blir det lagt hovedvekt på vannets innhold av tarmbakterier, vannets farge, partikkelinnhold og algevekst. Utløsning av jern og mangan som følge av oksygensvikt vil også bety mye for drikkevannskvaliteten. Alger som setter lukt og smak eller produserer giftstoffer kan vaere problematisk i en del lokaliteter. Tungmetaller er et svaert begrenset problem knyttet til norske drikkevannskilder. Ved klassifisering av badeuann er det først og fremst vannets innhold av tarmbakterier og de estetiske forholdene i og rundt badeplassen som vektlegges. I tillegg er siktedyp en viktig parameter med hensyn til sikkerhet i forbindelse med bading. Vannets ph, alkalitet (bufferkapasitet) og oksygeninnhold, har størst relevans ved klassifisering av egnethet for fntidsjiske. Fiskens kvalitet og mulighetene for utøvelse av fiske er også viktige kriterier. Vann til jordvanning av baer og grønnsaker, samt andre åker- og engvekster, klassifiseres saerlig ut i fra innholdet av tarmbakterier. Alger som setter lukt og smak eller produserer @stoffer kan være problematisk i en del lokaliteter.
Metodikk og datagrunnlag For å kunne klassifisere tilstand i en vannforekomst må det foreligge gode kunnskaper.om selve vannforekomsten og dens vannkvalitet. Kunnskapene, som er basert på undersøkelsesresultater, må være så omfattende at de avspeiler variasjoner i vannkvalitet både i tid og rom, eksempelvis årstidsvariasjoner og dybdeprofiler i innsjøer. Klassifiseringen skal gi et bilde av miljøkvaliteten til vannforekomsten gjennom et helt år. Dataserier og ikke enkeltobservasjoner, må derfor legges til grunn for klassifiseringen. Dersom det ikke er utført omfattende basisundersøkelser i vannforekomsten tidligere, kan det være nødvendig å gjennomføre et utvidet prøvetakingsprogram det første året. Et utvidet program vil normalt kunne representere et tilstrekkelig grunnlag for å klassifisere vannforekomsten for å fastsette miljømål. For å kontrollere effektene av gjennomførte tiltak, kan det utføres mer begrensede undersøkelser i etterfølgende år. Undersøkelsens innhold og omfang bestemmes primært av hvilken type økosystem vannforekomsten representerer (f.eks. innsjø eller elv). Undersøkelser i elver arter seg forskjellige fra undersøkelser i innsjøer, både med. hensyn til valg av prøvetakingslokalitet, prøvetakingsfrekvens og til dels også parametervalg. Vannforekomstens følsomhet overfor forurensningspåvirkning er også av betydning i denne sammenheng. Undersøkelser av vannforekomster som representerer en og samme type økosystem, og hvor samme virkningstype gjør seg gjeldende, bør gjennomføres noenlunde likt. Således vil resultater fra ulike vannforekomster enklere kunne sammenliknes. Det er gitt en oversikt over de ulike virkningstypene med parametere i innsjø og elv, anbefalt prøvetakingsfrekvens og beregningsmåte i tabell 4. Prøvetakingsmetode og parametervalg vil variere avhengig av formålet med undersøkelsen, hvilke økologiske forhold eller brukerinteresser som er knyttet til vannforekomsten og i hvilken grad vannforekomsten er undersøkt tidligere. Vurdering av en innsjø som potensiell ny drikkevannskilde, vil eksempelvis kreve en langt grundigere undersøkelse enn en rutinemessig overvåking som drives fra år til år. Før et nytt undersøkelsesprogram settes igang bør vannfaglig ekspertise konsulteres. Prøvetaking i elver Pr~vetakingsJTekvens: Hyppighet av prøvetaking må i noen grad baseres på skjønnsmessige vurderinger, og etter hovedregelen som tilsier at store variasjoner i vannmengde og vannkvalitet bør dekkes med høy prøvetakingsfrekvens. I elver kan det forekomme store variasjoner både i vannføring og konsentrasjoner over kortere tidsrom. Variasjonsmønsteret er sesongpreget og dessuten avhengig av forhold i vassdragets nedbørsfelt. Dette har følgelig innvirkning på stofftransporten i vassdraget, f.eks. innslag av innsjøer (flomdemping), tilbakeholdelse av partikler løsavsetninger (erosjon) osv. I mindre elver og bekker kan det skje store endringer i vannkvaliteten fra dag til dag, mens det istørre elver gjerne er mer stabile forhold. Det samme gjelder også elveavsnitt nedstrøms større innsjøer. Skal stofftransporten bestemmes, må vannføringen måles, helst med kontinuerlig registrerende utstyr nær prøvetakingsstasjonen. Ellers bør i det
minste vannføringen på prøvetakingsdagen avleses fra en fastmontert målestav som på forhånd er relatert til vannføringen. I større elver bør det samles inn kjemiske og bakteriologiske prøver minst en gang p.r. måned gjennom et helt år, dersom det skal danne grunnlag for å klassifisere tilstand. Ved beregning av stoffansport kan det være behov for hyppigere prøvetaking, ca. ukentlig eller hver 14. dag. I perioder med flom bør en vurdere enda hyppigere prøvetaking. I mindre elver/bekkq f.eks. landbruksbekker hvor det forekommer store og hyppige variasjoner i vannføring og vannkvalitet, bør det anvendes automatisk vannføringsmåler i kombinasjon med vannføringsproporsjonal blandprøvetaker. Det er spesielt viktig å bruke slikt utstyr hvis resultatene skal benyttes som grunnlag for å beregne stofftransport. Den biologiske aktiviteten, representert ved begroing og bunndyr, gir som regel et integrert bilde av miljøtilstanden i vassdraget over en lengre tidsperiode. Det bør samles inn prøver minst to ganger i løpet av året, fortrinnsvis forsommer og høst. Problemets størrelse og karakter, og den type organismer det legges vekt på å studere, er imidlertid bestemmende både for prøvetakingstidspunkt og frekvens. Slike undersøkelser må nødvendigvis utføres av spesielt kvalifisert personell. PrØvetakingslokaliteter Prøvetakingslokalitetene må velges slik at tilstanden i representative deler av vassdraget beskrives. Lokalitetene velges derfor både oppstrøms og nedstrøms de ulike punktkildene eller elvestrekningene som mottar diffuse tilførsler. Det bør fortrinnsvis velges områder i vassdraget med god innblanding av forurensninger og eventuelle tilløpselver. Det vil da vanligvis være tilstrekkelig å ta en vannprøve midt i elvas hovedstrøm. Biologiske prøver må fortrinnsvis tas der det er strykpartier og hvor bunnsubstratet består av småstein, grus og sand. Bunnsubstratet skal under alle omstendigheter beskrives. Prøvetaking i innsjøer Prøuetakingsfrekuens Ved undersøkelse av virkning av næringssalter, bør det tas blandprøver fra de øverste sirkulerende vannmassene, hvor det vesentligste av algeproduksjonene skjer. Blandprøven tas gjerne fra O - til ca. 10 m i store og dype innsjøer, og O -til ca. 5 m i små og vindbeskyttede innsjøer, minst en gang hver måned, og aller helst hver 14. dag. Prøvene tas i perioden mai - oktober i Sør- og Midt-Norge og i perioden juni - september i Nord-Norge samt fjellområder. Som grunnlag for klassifisering av de øvrige virkningstypene, bør det tas prøver fire ganger i løpet av året (høst, vinter, vår og sommer) fra 4-5 ulike dyp (dypsnitt), dvs. fra overflaten til ca. 1/2 m over bunnen. Dette kan begrenses til 2 ganger i året (ettersommer og ettervinter) som en rutinemessig oppfølging. Sekundære effekter av eutrofi som kan medføre oksygensvinn i bunnvannet på slutten av hver stagnasjonsperiode, gjør at det også her er vanlig med to dypsnitt. Prøvetakingslokaliteter I mindre innsjøer er det som regel tilstrekkelig med en stasjon i området omkring innsjøens antatte dypeste punkt. I innsjøer med mer sammensatt
bunntopografi, f.eks. flere innsjøbasseng, kan det være behov for supplerende stasjoner avhengig av problemomfanget. Flere stasjoner bør også vurderes dersom tilførslene av forurensende komponenter viser stor variasjon i ulike deler av innsjøen. Beregning av karakteristiske verdier som grunnlag for klassifisering Det er flere karakteristiske verdier som kan brukes i klassifisering. De fleste beregnes direkte ved bruk av statestikkprogram eller regneark. Nedenunder gis et en oversikt over, og en forklaring på de mest aktuelle. Aritmetisk middelverdi Summen av alle konsentrasjonene dividert med antall målinger. Medianverdi Den midterste verdien i en sortert tallrekke. Median brukes gjerne når det forekommer ekstremverdier som ville ha fått uforholdsmessig stor vekt ved beregning av aritmetisk middelverdi. Tidsveid middelverdi Middelverdien kan uttrykkes slik : Cm = S (cia ti) / S ti, hvor ci er midlere konsentrasjon mellom to etterfølgende prøvetakinger, og ti er antall dager mellom prøvetakingsdatoene. Tidsveid middel brukes i de tilfeller der det er varierende tidsintervall mellom prøvetakingene. Regneeksempel: Det tas månedlige prøver gjennom et helt år. Første prøvetakingsdato er 9. januar og neste er 12. februar. Fosforkonsentrasjonen de to dagene var henholdsvis 5,5 og 6,5 mg P/1. Middelkonsentrasjonen for dette første prøvetakingsintevallet (ci) blir da: (5,5 + 6,5)/2 = 6 mg P/]. Første prøvetakingsintervall (ti) utgjør 34 dager og cieti = 6.34. På samme måte foretas beregninger for alle prøvetakingsintervallene i løpet av året. Tidsveid årsmiddelverdi tilsvarer da summen av alle produktene (cieti) dividert med antall dager som prøvetakingen har foregått, i dette tilfellet alle dagene i året. Veid middelverdi med hensyn til vannføn'ng Middelkonsentrasjonen Cm (mg/l eller mg/l) = S (cisqi) / S qi hvor ci er konsentrasjonen på den enkelte prøvetakingsdag og qi er vannføringen i l/s samme dag. Denne beregningsmåten kan bare brukes for elver hvor det foreligger kontinuerlige data for vannføring, og brukes som oftest som grunnlag for målinger av stofftransport. Persentil Persentil brukes hvis konsentrasjonsverdiene viser ekstreme variasjoner, og i de tilfeller der det er de høye eller lave verdiene som er interessante (jfr. tarmbakterier). 90 persentilen er den verdi som 90% av alle måleverdiene ligger under og tilsvarer den nest øverste verdien av 10 målinger. 50-persentilen tilsvarer medianverdien. Persentilberegninger tillater at en eller flere ekstremverdier utelates avhengig av størrelsen på datasettet. Anbefaling av beregningsmetode for karakteristiske verdier Som en hovedregel vil en aritmetisk middelverdi være tilstrekkelig som klassifiseringsgrunnlag for å gi et representativt bilde av tilstanden i vannfore-. komsten. Dette vil gjelde for innsjøer, og for de fleste elver hvor det tas prøver ved noenlunde regelmessige tidsinter-
mindre egnet og ikke egnet blir overflødige så lenge det foreligger muligheter for mer vidtgående vannbehandling. Det er likevel tatt med noen grenseverdier under ikke egnet for å antyde at det da er nødvendig med rensetiltak utover enkel vannbehandling. I drikkevannsforskriften er det tatt med langt flere parametre, herunder tungmetaller og persistente organiske miljøgifter. De fleste steder i Norge er det imidlertid uproblematisk å oppfylle kravene til flertallet av disse parametrene. Potensielle vannkilder hvor det er fare for forurensning av miljøgifter ville likevel blitt eliminert på grunnlag av enkle område-hygieniske vurderinger. For de ovennevnte parametere og klassegrenser analyserer en vanligvis på vann fra det aktuelle inntaksdypet for det eksisterende eller potensielle drikkevannsanlegget. I tillegg til dette kan det være aktuelt å karakterisere lokalitetens generelle overgjødslingsnivå med tanke på egnethet som drikkevannskilde. Fosfor og klorofyllverdiene er derfor tatt med, i hovedsak for å gjenspeile fare for algeoppblomstringer i innsjøer, som kan medføre lukt/smaksproblemer evt. etproduksjon. Disse parametere må undersøkes etter det opplegget beskrevet tidligere i veilederen, dvs. i hovedsak gjennom blandprøver i overflaten. Verdiene er gitt i tabell 9. Klasseinndelingen er som følger: Klasse 1: Godt egnet (med enkel vannbehandling) Råvannet krever ingen behandling ut over finsiling og desinfisering for å gi et tilfredsstillende drikkevann. Ved grunnvann hvor det er dokumentert at grunnforholdene alene gir to hygieniske barrierer, kan desinfeksjon sløyfes. Klasse 2: Egnet (med enkel vannbehandling) Råvannet kan i tillegg til finsiling og desinfisering behøve ~H-justering og/eller lufting. Vannkvaliteten for øvrig vil kunne være noe dårligere enn for klasse 1. Klasse 3: Mindre egnet (med enkel vannbehandling) Råvannet må ~H-justeres ellers som for klasse 2. Overgjødslingsnivået kan gi fare for periodevise oppblomstringer av problemalger som for eksempel blågrønnalger. Dette kan medføre lukt- og smaksulemper og eventuelt også algetoksin dannelse. Det kan derfor i enkelte tilfeller være nødvending med ytterligere vannbehandling. Klasse 4: Ikke egnet (med enkel vannbehandling) Råvannet krever omfattende vannbehandling for at det skal kunne produseres et tilfredstillende drikkevann, for eksempel membranfiltrering eller kjemisk felling før desinfisering. Dersom støtteparametere fører vannet inn i klasse 4, vil det være fare for oppblomstring av problemalger som for eksempel cyanobakterier (blågrønnalger).
Vanntemperatul: Toleransen for vanntemperatur ved bading er individuell og avhengig av hvor lenge utøveren oppholder seg i vannet. Anbefalt temperaturintervall for bading kan settes til 15-25 "C. Str~mforhold. I elver bør badeplassene legges til steder hvor elven er stilleflytende og hvor det ikke er noen risiko for ulykker p.g.a. stri strøm. Tilrettelegging. For kommunale badeplasser tilrettelagt for organisert bading, må det være sikret adkomst til, og ferdsel langs, stranden. Enkel tilretrelegging som naturstier, benker, toaletter etc. gjør badeplassen mer attraktiv.
Klasse l: Godt egnet Vannkvaliteten skaper ingen problemer for organismenes livssyklus i vannet, og det er ingen helsemessig risiko forbundet med å anvende fisken som mat. Fiskens kvalitet er god. Klasse 2: Egnet Vannets kvalitet kan skape visse problemer for noen viktige næringsorganismer, f. eks. marflo (Gammarus), der den er vanlig forekommende. Selve fiskefaunaen er lite berørt bortsett fra at kvaliteten kan være noe redusert. Klasse 3: Mindre egnet Vannkvaliteten kan være en betydelig stressfaktor, spesielt for laksefisk. B1.a. er reproduksjon og oppvekstmuligheter skadelidende. Lukt, smak og forhøyet innhold av miljøgifter i fiskekjøttet kan forekomme. Klasse 4: Ikke egnet Laksefisk har vanskelig for å leve og formere seg. Vannkvaliteten er betenkelig også for andre fiskearter. Ved høyt eutrofiinnhold er mange fiskeslag uegnet til mat. Lukt, smak og forhøyet innhold av miljøgifter i fiskekjøttet er vanlig. Parasitter og sykdommer kan forekomme.
Klasse 2: Egnet Vannet er egnet til jordvanning, og kan brukes på vekster i kategori I inntil to uker før høsting, eller inntil høstingsdato ved dryppvanning. Vannet kan brukes restriksjonsfritt til andre typer vekster. Klasse 3: Mindre egnet Vannet er mindre egnet til jordvanning, og skal under ingen omstendighet brukes på vekster i kategori I. Kan brukes til vekster i kategori I1 inntil to uker før innhøsting. Kan brukes restriksjonsfritt for vekster i kategori I11 (for vekster i denne kategorien tillates opp til 150 TKB og 1500 KB). Klasse 4: Ikke egnet Vannet er uegnet som vanningsvann, og skal ikke brukes på noen typer vekster. For vekster i kategori I11 tillates opp til 150 TKB og 1500 KB.
Alabaster, J. S. & R. Lloyd 1982. Water quality criteria for freshwater fish. Butterworths. 361 p. Bækken, T. og K. J. Aanes 1990. Bruk av vassdragets bunnfauna i vannkvalitetsklassifiseringen: Forsuring. SFT/NIVA rapport nr 2491, ny utgave i 1996. 38 s. Bratli, J. L., G. Utkvitne, E. Hauan & L. Størseth. in press. Miljømålfastsetting og tiltaksutredninger, hovedveileder. Miljømål for vannforekomstene, SFT-veileder nr. 95:05. ISBN-nr. 82-7655-261-7. Bratli, J. L., T. Jacobsen & H. Holtan 1995. Forventet naturtilstand, veileder. Miljømål for vannforekomstene, SFT-veileder nr. 95:04. ISBN-nr. 82-7655-260-9. 41 s. Direktoratet for naturforvaltning 1995. Kalking - bringer liv tilbake i forsurede vann og vassdrag. ISBN-nr. 82-7072-184-0. 41 s. Holtan H. (red.) 1989. Vannkvalitetskriterier for ferskvann. Statens forurensningstilsyn, TA-630. Holtan, H. & D. Rosland 1992. Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann, kortversjon. SFT-veiledning nr. 92:06, TA-905/1992, ISBN-nr. 82-7655-085-1. 32 s. Rosseland B. O., P, Jacobsen og M. Grande 1990. Miljørelatertte tilstander. In: T. Poppe (red.) Fiskehelse, sykdom, behandling og forebygging. John Grieg Forlag, pp 279-293. Sosial- og helsedepartementet 1995. Forskrift om vannforsyning og drikkevann m.m. Forskrift nr. 1-9/95. 38 s. Statens helsetilsyn 1994. Vannkvalitetsnormer for friluftsbad. Friluftsbad - badevann. Rundskriv IK-21/94 med vedlegg. Statens landbrukstilsyn 1994. Kvalitetskrav for vann til jordvanning. Utredning foretatt av en arbeidsgruppe nedsatt av STIL. 96 s. Rådsdirektiv 75/440/EØF om overflatevann til fremstilling av drikkkevann. Rådsdirektiv 79/869/EØF om kvalitetskrav til overflatevann som benyttes til fremstilling av drikkevann. Rådsdirektiv 80/778/EØF om drikkevannets kvalitet.