Bossvatn og Nutevatn i Valle

Transkript

1 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Bossvatn og Nutevatn i Valle Dybdeforhold, vannkjemi og muligheter for kalking (Espen Enge, des. 2004) Med ekkolodd og GPS på Bossvatn

2 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Innhold Innhold 2 0 FORORD 3 1 INNLEDNING 4 2 METODER Opplodding av innsjøer - dybdekart Kjemiske og fysiske målinger Deteksjonsgrense Statistiske metoder 8 3 RESULTATER OG VURDERINGER Opplodding av innsjøer - dybdekart Resultater av kjemiske og fysiske målinger Generelt om de vannkjemiske målingene Vannkjemien i undersøkelsesområdet 13 4 KALKING Effekter av dagens kalking Referansestasjon for vannkvalitet Framtidig kalking 18 5 KONKLUSJONER 20 6 LITTERATUR 21 7 VEDLEGG 22

3 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 0 FORORD Undersøkelsesområdet ligger nord for Roskreppfjorden, på heia mellom Sirdal og Setesdal. Undersøkelsene har omfattet Bossvatn, og andre store innsjøer i området. Oppdragsgiver er Miljøvernavdelingen hos Fylkesmannen i Aust-Agder. Følgende delprosjekter har inngått: A: Vannkjemi: Analyser og vurdering B: Dybdekartlegging/dybdekart og beregninger C: Vurdering av kalking A) har omfattet vannkjemisk prøvetaging i Bossvatn, L. Bossvatn, Nutevatn samt tilløpsbekker. B) omfattet opplodding av Nutevatn i tillegg til sporadisk opplodding av Bossvatn og C) vurderinger av kalking for de samme lokalitetene. Det er også utført arbeid som har gått ut over rammene for oppdraget: Det er foretatt full opplodding også av selve Bossvatn, og også hentet en prøveserie på Nomelandskvæven. Feltarbeidet er utført av Daniel Finnesand, Barry Moe og Espen Enge. Sistnevnte har bearbeidet materialet og skrevet rapporten. I tillegg har også andre bidratt til undersøkelsene, og disse takkes for hjelpen: Statskog v/geir Hovland (lån av hytte og båter), Sira-Kvina v/ivar Skregelid (lån av båt og ekkolodd) og Odd Kvinen (hjelp til feltarbeid). I Tjørndalen, rett øst for Roskreppfjorden, ble det i juli 2004 gjennomført liknende undersøkelser i regi av Sira-Kvina. Vannkjemien i dette området har mye til felles med Bossvatn-området, så det er av stor nytte å se disse områdene i sammenheng. Sira-Kvina har gitt tillatelse til at vannkjemien fra Tjørndalen også presenteres i denne rapporten. Øyvind Kaste (NIVA) takkes for gjennomlesing og kommentering av rapporten.

4 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 1 INNLEDNING Setesdalsheiene ble for alvor rammet av forsuring på slutten av 1960-tallet, og mange fiskebestander døde ut eller ble redusert. I øvre deler av dalføret er vestheiene sterkest påvirket. Lengre nede i dalen er begge sider av dalføret sterkt rammet (Sevaldrud og Muniz 1980). Njardarheim er et stort fjellområde beliggende på vestheiene i ca m høyde. Området ligger stort sett over tregrensen. Vannkvaliteten i innsjøene er moderat sur, men ekstremt ionefattig (Sevaldrud og Muniz 1980, Enge 2002b, 2003). Området var tidligere kjent som et "fiske-eldorado", men forsuringen har utryddet nesten alle aurebestandene i området (Sevaldrud og Muniz 1980). Det var bare i Grønaplasset og Ljosådalen at det inntil nylig var kjent at det var restbestander (Hansen 1986). I 2002 ble det også funnet to isolerte restbestander nord-øst for Roskreppfjorden (fig. 1), på Nomelandskvæven og i Risåni/Kolsvassåni (Enge 2002b). Det er gjort få fiskeundersøkelser i dette området. SNSF prøvefisket flere innsjøer i området i august I Riså-vassdraget omfattet undersøkelsene bl.a. Svårtenuttjørn og Oppstad-Midtfjøddvatn. Det ble ikke fanget fisk (Bjørn Olav Rosseland, pers. medd.). Fylkesmannen i Vest-Agder el.-fisket en stor del av tilløpsbekkene og elvene til Roskreppfjord sommeren På 12 stasjoner ble det kun fanget 2 bekkerøyer (P.A. Larsen, pers. medd.). I tillegg ble det gjort fiskeundersøkelser i forbindelse med prøveutsettinger av fisk i Skammevatn (REFISH). Av foreliggende vannkjemiske data kan nevnes SNSF (1970-tallet), 1000-sjøer (1986), Enge (upubliserte data), REFISH (Skammevatn) og Sira-Kvina's prøvestasjon "Gjuvatnet" (fig. 2). Fra Gjuvatnet foreligger sammenhengende måleserie fra Vannkvaliteten er moderat sur, men svært ionefattig. Middelverdier fra 2002/2003 var: ph=5.54±0.04, Konduktivitet=8.9±0.3 µs/cm, Al=37±9 µg/l og Ca=0.33±0.03 mg/l (n=6). Også på denne stasjonen har det skjedd betydelige forbedringer i forsuringssituasjonen i overvåkningsperioden.

5 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Figur 1: Oversiktskart over Roskreppfjord vassdraget oppstrøms. Undersøkelsesområdet i 2004 ligger i kartets øvre del. Tjørndalen, som det også presenteres data fra (Sira-Kvina), ligger på sør-øst siden av Roskreppfjorden.

6 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 6,0 Gjuvatnet - ph 5,5 ph 5,0 4,5 jan-84 jan-87 jan-90 jan-93 jan-96 jan-99 jan-02 jan-05 R-square = # pts = 65 y = e-005x 30 Gjuvatnet - konduktivitet* Kond. (µs/cm) jan-84 jan-87 jan-90 jan-93 jan-96 jan-99 jan-02 jan Gjuvatnet - Al Al (µg/l) jan-84 jan-87 jan-90 jan-93 jan-96 jan-99 jan-02 jan-05 R-square = # pts = 64 y = x Figur 2: Resultater fra Sira-Kvina's overvåkningsstasjon "Gjuvatnet". Figur med regresjonslinje betyr at trenden er signifikant (p<0.05). Analysemetodene er beskrevet i kap (*: konduktivitet er korrigert for H + -bidraget)

7 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 2 METODER 2.1 Opplodding av innsjøer - dybdekart Bossvatn (T ) og Nutevatn (T ) ble systematisk opploddet, mens det kun ble tatt sporadiske dybdemålinger i Lisle Bossvatn (T ) og Gjuvatn (T ). Dybde ble målt med ekkolodd ("MDK 20 INARI"), og alle dybdemålingene ble stedfestet med GPS (Magellan GPS300). På bakgrunn av EXCEL-regneark med koordinater og innsjødyp (vedlegg 1), ble det laget punktkart på digitalt kartverktøy. Kartene ble lagret i BMP-format og bearbeidet videre i "Paintbrush", hvor blant annet dybdekoter (10 m) ble inntegnet manuelt. Det ble ikke tegnet kart for Lisle Bossvatn og Gjuvatn på grunn av få punkter. Disse to innsjøene var heller ikke inkludert i oppdraget mhp. opplodding. Ytterligere innsjødata og hydrologi er hentet fra "NVE-atlas" ( 2.2 Kjemiske og fysiske målinger Vannprøvene fra forskjellige dyp ble hentet med Ruttner vannhenter. Utløp-, innløp- og bekkeprøver ble tatt rett i prøveflasken. Temperatur ble målt med termometeret i vannhenteren til nærmeste halve grad. Dette er kontrollert mot sertifisert kalibreringstermometer, og hadde en usikkerhet på ± 0.3 C. Siktedyp ble målt med en Secchi-skive med diameter 20 cm. Vannfarge ble bestemt som farge mot Secchi-skive ved ca. halve siktedypet. De resterende parametrene er enten målt på feltlaboratorium, rigget opp på Statskoghytta "Gråmannen", eller tatt med tilbake for analyse på ordinært laboratorium. ph ble bestemt på "feltlab" (ph-meter Orion mod. 221/elektrode Radiometer phc2401). Referanse: Standard Methods 4500-H +. Usikkerhet: ± 0.1 ph. Fargetall ble bestemt på "feltlab" med komparator (HACH CO-1) etter Standard Methods 2120B d) "Field method". Ved høye fargetall vil komparatormålinger gi systematisk lavere verdier enn fotometriske målinger (Enge 2002a). Ved lave fargetall (<30 mg Pt/l) er samsvaret med fotometriske metoder godt. Konduktivitet ble bestemt på "feltlab" med konduktivimeter (HACH CO150). Referanse: Standard Methods Usikkerhet: ± 1 µs/cm (for K<100 µs/cm). I flere sammenhenger bruker rapporten H + -korrigert konduktivitet. Det er vist at ph sammen med H + -korrigert konduktivitet i stor grad forklarer fiskestatus i sure innsjøer (Sevaldrud og Muniz 1980). Alkalitet ble bestemt på "feltlab". Prøven ble titrert til ph=4.50 og resultatet omregnet til ekvivalens-alkalitet, ALK E. Referanse: Henriksen (1982). Usikkerhet: ± 5 µekv./l.

8 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Kalsium ble bestemt med ioneselektiv elektrode. Referanse: Radiometer (2000). Usikkerhet: ± 0.05 mg/l (ved Ca=0.3 mg/l), ± 0.15 mg/l (ved Ca=0.8 mg/l) Aluminium ble målt fotometrisk med Eriochrome Cyanine R. Referanse: Standard Methods 3500-Al (D). Usikkerhet: ± 11 µg/l (for Al<250 µg/l). Al-verdier bestemt etter metoden ovenfor, gir noe lavere verdier enn RAl. På 20 prøver fra Sirdal ("Al"= µg/l, ph= ) er det funnet (Enge 1992): RAl (µg/l) = 1.12 x Al (µg/l) + 14 {r 2 =0.89} Sulfat ble bestemt turbidimetrisk som BaSO 4. Referanse: Standard Methods 4500-SO 4 2- (E). Modifisering for verdier < 10 mg/l er benyttet. Usikkerhet: ± 0.4 mg/l (SO 4 <5 mg/l). Klorid ble titrert konduktometrisk med AgNO 3. Referanse: Modifisert etter Vogel (1961). Usikkerhet: ± 0.3 mg/l (Cl<5 mg/l). Turbiditet ble bestemt med et HACH "pocket turbidimeter" (880 nm). Referanse (HACH 1997 / ISO 7027). HACH oppgir selve instrumentets usikkerhet til ± 0.1 NTU. Usikkerheten på selve målingene vil være noe høyere. Nitrat ble bestemt fotometrisk etter Zn-reduksjon. Referanse: Standard Methods 213 Nitrogen (nitrate). Usikkerhet: ± 20 µg/l. Merknad: Tallene som er presentert i denne rapporten som nitrat (NO 3 -N), er egentlig summen av nitrat og nitritt (NO 2 -N). Konsentrasjonene av sistnevnte er ubetydelig. Magnesium ble bestemt fotometrisk med calmagite og EDTA/EGTA. Referanse: Modifisert etter HACH (2003). Usikkerhet: ± 0.04 mg/l (Mg<0.3 mg/l) Jern ble bestemt fotometrisk med ferrozine. Referanse: HACH (2003). 2.3 Deteksjonsgrense Verdier under deteksjonsgrense er oppgitt som < "deteksjonsgrense". Ved bearbeidelse/beregning med utgangspunkt i slike verdier, er det benyttet midtpunktet i intervallet 0 til deteksjonsgrense ("verdi"=deteksjonsgrense/2). Denne tilnærmingen er ikke benyttet når andelen slike verdier utgjør mer enn 1/3 av verdiene for den aktuelle parameter. Slik tilnærming er heller ikke benyttet når det er grunn til å tro at resultatene lå rett under deteksjonsgrensen (f.eks. sulfat). 2.4 Statistiske metoder Test av trender og sammenhenger mellom parametre er utført med regresjonsanalyse og T-test. Testoppsettet var H 0 : 1 =0 mot H 1 : 1 g0, hvor 1 er stigningskoeffisienten til regresjonslinjen. Signifikante trender (p<0.05) er på figurene vist med regresjonslinje. Verdier som oppgis med standardavvik skrives på formen verdi ± st.avvik.

9 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 3 RESULTATER OG VURDERINGER Resultatpresentasjonen viser dels rådata, dels bearbeidede/avledede data for dybde og vannkjemi. Resten av rådata er presentert i vedleggene. 3.1 Opplodding av innsjøer - dybdekart Innsjøene ble loddet opp i begynnelsen av august 2004 på lav vannstand. Et "gjennomsnittlig" middeldyp vil derfor være noe høyere enn de utregnede verdier. Bossvatn og Nutevatn: Både Bossvatn og Nutevatn var relativt dype innsjøer, men likevel ikke så dype som forventet utfra terrengformasjonene rundt vannene. Det ble funnet middeldyp (max-dyp) på 20.3 (59) m og 13.2 (43) m i Bossvatn og Nutevatn (fig. 3, tab. 1). Til sammenligning kan nevnes at Kolsvatn, en naboinnsjø til Bossvatn som ble opploddet i 2003, hadde et max-dyp på 60 m (Enge 2003). Figur 3: Dybdekart for Bossvatn og Nutevatn. Kote-avstand er 10 m (rådata i vedlegg 1). For fisk er grunnområdene av størst betydning. Interpolering av arealkurvene (fig. 4 og vedlegg 2) viste at 16 og 23% av innsjøarealene i Bossvatn og Nutevatn hadde dyp < 5 m. Både Bossvatn og Nutevatn ble prøvetatt (vannkjemi) ned til 30 m, mens max-dyp for begge

10 ESPEN ENGE (org. nr MVA) var endel mer enn dette. Det er imidlertid relativt små volumer under 30 m (Bossvatn 14%, Nutevatn 2.4%), så prøvetaging ned til 30 m gir likevel et godt kvantitativt mål på vannkvaliteten i innsjøene. Dyp (-m) Dyp (-m) ,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 6,0 Areal (km²) Arealkurve for Bossvatn Arealkurve for Nutevatn -60 0,0 1,0 2,0 Areal (km²) Volum (Mm³) Figur 4: Areal- og volumkurver for Bossvatn og Nutevatn. Rådata er gitt i vedlegg 2. Dyp (-m) Dyp (-m) Volumkurve for Bossvatn Volumkurve for Nutevatn Volum (Mm³) Andre innsjøer: Det er foretatt sporadisk opplodding av L. Bossvatn og Gjuvatn. Opplodding av disse var ikke del av oppdraget, så det ble kun tatt sporadiske målinger i forbindelse med vannprøvetaging (vedlegg 1). Utfra en grov skisse av dybdeforholdene er det anslått et middeldyp (tab. 1). Tabell 1: Innsjødata for innsjøer i undersøkelsesområdet Innsjø NVE-nr Innsjø- Middel- Volum Nedslags- Års- Middel- Spes. Oppholdsareal dyp felt avløp avløp avløp tid km² m Mm³ km² Mm³ m³/s l/s pr. km² år Nutevatn ,86 13,2 24,6 22,2 45,0 1, ,55 L. Bossvatn (*) , ,1 53,6 1, ,10 Bossvatn ,17 20, , , ,59 Gjuvatn (*) , , , ,08 (*: sporadisk opploddet)

11 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 3.2 Resultater av kjemiske og fysiske målinger Det ble i alt tatt 23 prøver i Bossvatn-området, og i tillegg 3 prøver på Nomelandskvæven (tab. 2). Med unntak av prøvene fra Nomelandskvæven og kalkingslokalitetene, var det generelle inntrykket at vannet var svakt/moderat surt (ph= ) og klart ([15 mg Pt/l, [0.5 NTU). Vannet hadde også svært lave verdier for konduktivitet (H + -korrigert: µs/cm). Det var ingen tydelige dybdegradienter i vannkvalitet for innsjøene. De forskjeller som ble funnet var med et par unntak mindre enn analyseusikkerheten for den aktuelle parameter. Vannkvaliteten i Tjørndalen viste noe høyere verdier for fargetall og sulfat, men var ellers relativt lik vannkvaliteten fra Bossvatn-området. På Nomelandskvæven var vannkvaliteten klart mindre sur enn i de andre områdene (ph= ). Mange av bekkene i dette området var rustfarget. Vannprøvene hadde relativt høye verdier for jern og sulfat (tab. 2). Tabell 2: Resultater av vannprøver tatt i august 2004 i Bossvatn og vassdraget oppstrøms. Det grå feltet nederst i tabellen representerer data fra Tjørndalen (Sira-Kvina). Lokalitet Sted/dyp dato Temp. Turb. ph Kond. Farge Ca Mg Al Fe ALKe Cl SO4 NO3-N (m) C NTU µs/cm mg Pt/l mg/l mg/l µg/l µg/l µekv./l mg/l mg/l µg/l Bossvatn utløp ,4 5,7 7,9 <5 0,40 0, ,8 1,0 150 (sikt>12m / blå) ,2 5,7 7,8 5 0,39 0, ,7 < ,5 0,1 5,7 7,9 <5 0,42 0, ,8 < ,5 0,3 5,7 8,0 5 0,37 0, ,7 1, ,3 5,7 8,0 5 0,37 0, ,8 < ,5 0,4 5,7 8,2 5 0,36 0, ,7 1,1 150 Låghellerv. ut (*) ,5 6,6 8,6 5 0,79 0, <0,5 1,4 10 liten bekk Krøet ,1 5,9 6,8 <5 0,39 0, <0,5 1,3 <10 vann 1042m ,5 6,1 8,1 15 0,51 0, <0,5 1,5 10 bekk sør-vest ,8 6,9 5 0,31 0, <0,5 1,9 <10 L. Bossvatn utløp ,3 5,5 6,8 <5 0,27 0, <0,5 <1 100 (sikt>12m / blå) ,5 0,4 5,4 7,3 <5 0,29 0, <0,5 1, ,3 5,5 7,1 <5 0,27 0, <0,5 < ,5 0,4 5,5 7,3 5 0,26 0, ,6 <1 100 elv fra Revsdal ,2 5,4 6,7 5 0,27 0, <0,5 <1 90 Nutevatn utløp ,2 6,1 7,5 <5 0,37 0, ,6 <1 70 (sikt>12m / blå) ,5 0,1 6,0 7,2 <5 0,44 0, ,7 1, ,2 6,0 7,0 <5 0,41 0, ,6 < ,5 0,1 6,1 7,1 5 0,36 0, ,7 1, ,5 0,2 6,0 7,5 5 0,40 0, ,7 < ,5 0,2 5,9 7,6 5 0,37 0, ,6 <1 70 Ussåni ,1 5,8 6,3 5 0,29 0, <0,5 <1 40 Tjørnebekk (*) ,2 6,6 9,6 10 0,89 0, <0,5 1,3 <10 Nomelands- øv. tjern utløp ,1 10,8 25 0, kvæven ned. tjern innløp ,5 13,6 20 0,95 0, ,0 2,5 - ned. tjern utløp ,4 19,8 15 1,3 0, ,9 3,1 - Tjørndalen: 0 m ,5 2,3 6,0 7,2 10 0, <0,5 1,7 <10 Storetjørn 2,5 m ,6 6,0 7,1 10 0, <0,5 1,7 <10 (sikt>9m / grl.gul) 5 m ,5 0,7 6,0 7,0 10 0, <0,5 2,1 <10 hovedtilløp ,2 7,8-0, Tjørndalen: 0 m ,5 1,3 6,1 7,1 15 0, <0,5 1,7 <10 Lisletjørn 2,5 m ,9 6,1 7,2 15 0, <0,5 2,2 <10 (sikt>4m / gul) hovedtilløp ,4 6,1 6,9 10 0, <0,5 2,0 < ,3 8,7-0, mindre bekk ,6 5,9 12,1 30 0, ,6 2, ,8 13,5-1, (*: kalkingslokaliteter)

12 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 3.3 Generelt om de vannkjemiske målingene Vannkvaliteten i undersøkelsesområdet var ekstremt ionefattig, og mange av parametrene lå gjennomgående på verdier rundt deteksjonsgrensen. Selvom den absolutte usikkerheten i analysene er liten, blir den relative usikkerheten stor ved så lave måleverdier. For f.eks. sulfat er deteksjonsgrensen 1 mg/l, og analyseusikkerheten er ± 0.4 mg/l. 40% av prøvene hadde sulfat [ 1 mg/l, og 70% av prøvene [ 1.5 mg/l. Dette tilsvarer en relativ usikkerhet på m 30% i dette måleområdet. Tilsvarende betraktninger kan gjøres for klorid og magnesium. Dette setter begrensninger på bruken av materialet, både fordi mange av måleresultatene faller under deteksjonsgrensen, og fordi verdiene rett over grensen er forbundet med stor relativ usikkerhet. Verdier under deteksjonsgrensen reduserer "n" med over 80% i enkelte multiple regresjoner. I tillegg varierte mange av parametrene innenfor svært små intervaller. Tilfeldigheter vil derfor kunne gi store utslag. Et eksempel på dette er kalsium, hvor nær halvparten av verdiene lå mellom 0.30 og 0.40 mg/l. Til sammenligning er analyseusikkerheten ±0.05 mg/l i dette måleområdet. Datamaterialet kan ikke uten videre benyttes til teoretiske beregninger av konduktivitet og ionebalanse på grunn av at verken Na eller K er analysert. Det regnes som meget vanskelig å måle ph i lite bufret ionesvakt vann. Det er ikke bare måletekniske årsaker til dette, men også at prøvenes ph-verdier er ustabile, og lett kan endres ved gassutveksling, kontaminering, m.m. Det anbefales derfor ofte å måle slike prøver i spesielle målekammer for å minimalisere CO 2 -utveksling (Standard Methods). Alkaliteten endres imidlertid ikke av CO 2 -utveksling (Stumm&Morgan 1996). Biologisk aktivitet kan også endre ph- og alkalitetsverdiene i vannprøver. Imidlertid var alle disse prøvene ionesvake klarvannsprøver fra ultraoligotrofe innsjøer, så noen biologisk aktivitet av betydning var lite sannsynlig. Prøveflaskene ble fylt helt opp med prøvevann for å minimalisere gassutvekslingen. Flere av parametrene, deriblant ph, ble normalt målt samme kvelden som prøvene ble tatt. ph ble målt først, øyeblikkelig etter at prøveflasken ble åpnet. ph ble ikke målt sammen med alkalitet, da dette ville ha forsinket ph-målingene. Både alkalitet og konduktivitet ble målt etter at alle ph-målingene var ferdige. Vanligvis skjedde dette 1/2-1 time etter ph-målingene. Unntaksvis stod prøvene over natten før alkalitet ble målt. I mellomtiden stod prøvene i halvfull flaske som hadde vært åpnet. Det viste seg at prøvenes ph-verdier hadde endret seg -0.20±0.06 ph-enheter (n=22) mellom ph-måling og alkalitetsmåling. Også ved tidligere undersøkelser i dette området er liknende effekter observert, selvom dette ikke spesifikt ble nevnt i rapportene. Feltnotatene fra undersøkelsene i Risåni/Kolsvassåni i 2002 (Enge 2002b) viste at ph-verdiene endret seg -0.18±0.06 (n=12) fra ph-måling til alkalitetsmåling. Prøvene ble også kontrollmålt etter hjemkomst, 2-4 dager seinere. Det var hentet dobbelt prøvesett, så også disse prøvene ble målt på full flaske. Endringene i ph på disse prøvene var ubetydelig (+0.06±0.06, n=22).

13 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Det kan derfor konkluderes med at ph-verdiene er stabile i minst 2-4 dager, dersom det ikke er luft i prøveflasken. Luft i prøveflasken bidrar til et hurtig ph-fall. Tilsvarende effekt må forventes på konduktivitet, da H + representerer et viktig bidrag til konduktiviteten. Eksempelvis vil et ph-fall fra 5.8 til 5.6 endre konduktiviteten +0.3 µs/cm (H + -bidraget). Alkaliteten er målt og oppgitt som "ALK e " (Henriksen 1982). På vannprøver fra Setesdal er det tidligere registrert at denne metoden har gitt noe høyere verdier enn f.eks. Norsk Standard (Enge 2002b). For tre av prøvene fra 2004, som hadde ALK e =4.7, 6.6 og 7.9 µekv./l, var datamaterialet av en slik beskaffenhet at det på samme analyse også kunne regnes ut alkalitet etter "Standard Methods". Denne metoden er ekvivalent med NS. Etter denne metoden hadde alle disse 3 prøvene en alkalitet på akkurat 0.0 µekv./l. En sammenligning av 448 prøver fra kalkede vann i Rogaland (Vik og Tyvold 2004) viste at ALK e systematisk gav høyere verdier enn ALK (NS). Dette er en indikasjon på at ALK e gir høyere verdier enn ALK (NS) ved "tynne" vannkvaliteter. 3.4 Vannkjemien i undersøkelsesområdet Sjiktning: Det var ingen tydelig termisk sjiktning i noen av innsjøene (fig. 5). Teoretisk skulle det forventes at dypere vannlag hadde Temperaturkurver en temperatur på ned imot 4 C. I Kolsvatn, som er en nærliggende stor innsjø, ble det i 0 aug målt en temperatur på 6 C på 20 m dyp. I Bossvatn og Nutevatn ble det på -10 samme dyp målt 9 og 9.5 C i Dyp (-m) Temp. ( C) Bossv. L.Bosv. Nutev. Figur 5: Temperaturkurver for innsjøene Mulige årsaker til den sparsomt utviklede sjiktningen kan være temperatur og vindforhold i tiden etter vårsirkulasjonen, evt. kombinert med den noe lavere snømagasineringen i feltet i 2004 enn vanlig. Lite snømagasin betyr vanligvis kortere snøsmelting og tidligere start på oppvarmingen av vannmassene. Oppholdstid og variasjoner i vannkvalitet: Mens innsjøer med korte oppholdstider oftest vil ha en vannkvalitet som til en hver tid gjenspeiler vannkvaliteten i tilløpene, vil innsjøer med lange oppholdstider ha en mer stabil vannkvalitet. Tilsvarende gjelder også langt nede i større innsjøsystemer, selvom oppholdstidene i de enkelte innsjøene er korte. Den samlede oppholdstiden for slike "serier" med innsjøer kan likevel bli betydelig. Et eksempel på begge disse effektene er Gjuvatn (se "Innledning"). Tydeligst vises dette på NO 3 -verdiene. Om sommeren er det knapt påvisbar nitrat i småbekkene, mens nitrat i innsjøene økte med økende oppholdstid. Dette skyldes at nitratverdiene er

14 ESPEN ENGE (org. nr MVA) høyere på andre tider av året, og at innsjøvannet i innsjøer med lang oppholdstid representerer en "gjennomsnittsvannkvalitet". Høyeste nitratverdier ( µg/l) ble målt i Bossvatn, som har lang oppholdstid (0.6 år) og mange innsjøer oppstrøms. Det ble målt svært lave nitratverdier i innsjøene Tjørndalen (<10 µg/l), men disse har svært kort oppholdstid, trolig <0.05 år (ikke opploddet). Forsuringsstatus: På overvåkningsstasjonen "Gjuvatn" økte ph enheter pr. år. I perioden tilsvarer dette totalt enheter. Hindar og Wright (2002) har laget et regneark ("opprinnelig regneark.xls") som kan benyttes til å estimere vannkvaliteten i uforsuret tilstand. Anvendt på 1000-sjøers data fra området, kan det antydes at dagens ph-verdier er enheter under en uforsuret vannkvalitet. Slike beregninger er beheftet med en del usikkerhet, og må ikke forstås eksakt. Likevel tyder dette på at mye av den potensielle forbedringen i vannkvalitet allerede har inntruffet. Tilsvarende er påvist i forsuringsområder i Rogaland (Enge og Lura 2003). Forsuring, ph og alkalitet: Det ble funnet meget god sammenheng (r²=0.92, n=34) mellom ph og alkalitet (fig. 6). I et karbonatbuffersystem er HCO 3 - ("alkalitet") sammen med CO 2 bestemmende for ph-verdiene (Stumm&Morgan 1996). En viktig kilde til alkalitet er forvitring av kalsiumholdige mineraler. Det ble derfor også funnet god sammenheng (r²=0.66, n=33) mellom ph og kalsium (fig. 6). 7,0 ph og alkalitet 7,0 ph og kalsium 6,5 6,5 ph 6,0 ph 6,0 5,5 5,5 5, ALKe (µekv./l) 5,0 0,0 0,5 1,0 1,5 Ca (mg/l) Figur 6: ph, alkalitet og kalsium. (* er utelatt i regresjonene) Området er påvirket av forsuring. I en multippel lineær regresjon på ph mot alkalitet, sulfat og nitrat (r²=0.84, n=18), gav de to siste negativt bidrag (p<0.05), mens alkalitet gav positivt bidrag (p<0.05). Alkalitet er tatt med i regresjonen, siden denne motvirker forsuringen, representert ved sulfat og nitrat. En ren ph mot SO 4 /NO 3 regresjon blir derfor mindre relevant, siden alkaliteten varierte betydelig mellom prøvelokalitetene. Forsøk på slik regresjon gav også vesentlig dårlig korrelasjon (r²=0.51). Ved undersøkelsene i Sira i 2003 syntes sulfatbidraget å være av mindre betydning (Enge 2004).

15 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Konduktivitet: Berggrunnen består av harde langsomtforvitrende bergarter, så ionebidraget herfra, vesentlig Ca ++ og HCO 3-, er lite. I tillegg ligger området langt fra kysten, så det marine bidraget er også lite. I sum gir dette svært lave verdier for konduktivitet. Det gode sammenhengen mellom kalsium og H + -korrigert konduktivitet (r²=0.89, n=36) indikerer at det vesentligste bidraget til konduktiviteten har opprinnelse fra berggrunn/forvitring (fig. 7). En multippel regresjon viste at berggrunn (Ca) og sjøsalt (Cl) til sammen forklarte hele den målte konduktiviteten (r²=0.99, n=16). Siden flerdimensjonale plott ikke er mulig, vises her estimert konduktivitet fra Ca/Cl-regresjonen mot observert konduktivitet (fig. 7). 25 Konduktivitet og kalsium 25 Konduktivitet, obs. og est. Kond. (µs/cm) Kond-obs (µs/cm) obs/est 1 : 1 0 0,0 0,5 1,0 1,5 Ca (mg/l) Kond-est (µs/cm) Figur 7: Venstre figur viser kalsiumets betydning for ledningsevnen. I høyre figur er estimert konduktivitet (fra Ca og Cl) plottet mot observert. Alle verdier for konduktivitet er korrigert for H +. Fargetall: Undersøkelsesområdet ligger >950 m over havet. Området ligger i sin helhet over skoggrensen, og snaufjell dominerer i høyden. Innsjøene tilføres derved lite organisk materiale, noe som gir lave fargetall. For Bossvatn-området hadde 21 av 23 vannprøver fargetall på [ 5 mg/l. Lokalitetene i de to andre områdene, Nomelandskvæven og Tjørndalen, hadde noe høyere fargetall. Disse ligger litt lavere enn Bossvatn-området og er noe mer myrpåvirket. Aluminium: På grunn av datamaterialets beskaffenhet er det ikke mulig å gjøre multippel regresjon på Al mot alle parametre som forventes å ha innvirkning på Al. Utfra regresjoner mot enkeltparametre syntes nitrat å være best korrelert til Al (r²=0.47, n=30). Til sammenligning var ph og Al dårligere korrelert (r²=0.35, n=36). I en multippel regresjon på Al mot ph, farge og nitrat, som var de enkeltparametre som syntes å være best korrelert til Al, gav kun nitrat signifikant bidrag (p<0.05). Al er giftig for fisk. Det er de uorganiske Al-fraksjonene som er giftige for fisk. Både løselighet og fraksjonering er ph-avhengig. Humus kan kompleksbinde Al og redusere giftigheten

16 ESPEN ENGE (org. nr MVA) (Rosseland og Skogheim 1986). Med de lave fargetallene som ble funnet, må det forventes at en stor del av aluminiumet foreligger på "giftig" form. Al-verdiene var imidlertid lave, og vil derfor neppe representere noe problem for aure. Analysemetoden som er benyttet gir noe lavere verdier enn "RAl" (se tidligere omtale). Prøvene i tabell 2 hadde en gjennomsnittlig Al-verdi på 28 µg/l (10-45 µg/l). Omregnet til "RAl" tilsvarer dette 48 µg/l (25-65 µg/l). Vannkvaliteten i utvalgte lokaliteter: Fra utløpet av øvre tjern på Nomelandskvæven og ned til innløpet i nedre, økte Ca-verdiene fra 0.61 til 0.95 mg/l (+0.34 mg/l). Dette tilsvarer en teoretisk alkalitetsøkning på +17 µekv./l. Dette stemte meget bra med observert alkalitetsøkning (+15 µekv./l). Gjennom nedre tjernet økte Ca-verdiene fra 0.95 til 1.3 mg/l (+0.35 mg/l), hvilket skulle tilsvare en alkalitetsøkning på 18 µekv./l. Forventet alkalitet ut av tjernet skulle derfor være 49+18=67 µekv./l. Det ble imidlertid observert en nedgang i alkalitet, til 41 µekv./l. Det har således skjedd et alkalitets-tap gjennom tjernet tilsvarende 26 µekv./l. Utfra data fra undersøkelsene i 2002 (Enge 2002b), kan et tilsvarende alkalitets-tap beregnes til 29 og 36 µekv./l. Mange av bekkene i dette området var tydelig rustfarget, noe som skyldes Fe(III)-forbindelser (se bildet til venstre). Verdiene for Fe i vannprøvene var også relativt høye ( µg/l). Oksydasjon av Fe(II) til Fe(III) med etterfølgende utfelling som Fe(III)-hydroksyd er en syreproduserende reaksjon. Dersom jern foreligger som sulfid, kan dette under spesielle forhold oksyderes til svovelsyre. Både jernverdiene og de relativt høye sulfatverdiene indikerer at oksydasjon av jern er en mulig forklaring på alkalitetstapet. Nomelandskvæven. El.-fiske Det ble funnet 3 ganger høyere klorid-verdier ut av nedre tjern enn inn. Tilsvarende ble også funnet i Det er ble den gang antatt at dette tjernet på prøvetagingstidspunktet av ukjente årsaker var mer sjøsalt-eksponert enn lokalitetene lenger oppe i feltet. Korte avstander mellom lokalitetene taler mot en slik tolkning. Mg (2004) viste samme verdi inn og ut av tjernet, noe som indikerer at det er andre og hittil ukjente årsaker til forskjellene i klorid. I Tjørndalen renner en av tilløpsbekkene til Lisletjørn ("mindre bekk") gjennom, og delvis under, en stor myr nord-vest for Lisletjørn. Bekken hadde en ph-verdi som var vesentlig lavere enn forventet utfra både Ca og alkalitet, og ble derfor utelatt i forskjellige regresjoner som omfattet ph (fig. 6). Beregnet CO 2 utfra ph og alkalitet (Stumm&Morgan 1996) var for denne lokaliteten 140 og 180 µmol/l mot 33±3 µmol/l for de andre lokalitetene i Tjørndalen. Vannet fra myrområdet kan derfor er karakteriseres som "ekstrem-overmettet" med CO 2.

17 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 4 KALKING 4.1 Effekter av dagens kalking I Tjørnebekken er det brukt 118 t skjellsand fra Kvaliteten på skjellsand er varierende, og oppløsningen endel dårligere enn for kalksteinsmel og slurry. Det er her antatt at 1 tonn skjellsand over tid gir totalt 0.5 t løst CaCO 3. I forhold til 8 årsavløp for Nutevatn (45*8 Mm³) gir dette en økning i Ca på mg/l. Med utgangspunkt i en empirisk titrerkurve, basert på ph og Ca, gir dette en estimert ph-økning i Nutevatn på 0.2±0.1 enheter som følge av kalkingen i Tjørnebekken. Kalkingen av Tjørnebekken gir også effekt i Bossvatn. I tillegg får Bossvatn også kalk fra Svelingsåni. Her er det kalket med til sammen 190 tonn BIOKALK i Summeres disse effektene, gir dette en økning i Ca på 0.11 mg/l og 0.3±0.1 ph i Bossvatn. En ukalket vannkvalitet kan også estimeres ved å se på hvordan vannkvaliteten i ukalkede referanselokaliteter har utviklet seg. Fra 1986 (1000-sjøer) finnes data fra Revsvatn og Skammevatn, som ligger i nedslagsfeltet til Bossvatn. I begge disse var Ca 0.05 mg/l lavere i 2004 enn i Dette kan skyldes både at prøvene er tatt på forskjellig årstid, og/eller at redusert forsuring kan ha bidratt til mindre utvasking av basekationer. For ph kan det gjøres tilsvarende betraktninger. Dette gir følgende ukalket vannkvalitet for Bossvatn og Nutevatn (tab. 3): Tabell 3: Ukalket 2004-vannkvalitet basert på målt vannkvalitet justert for kalkingseffekt, og ukalket vannkvalitet estimert med utgangspunkt i referanselokaliteter. Innsjø ph Ca (mg/l) ph Ca (mg/l) kalk.just. ref.lok. kalk.just. ref.lok. "middel" "middel" Bossvatn 5,4±0,1 5,4-5,6 0,27 0,28 5,5 0,28 Nutevatn 5,8±0,1 5,6-5,8 0,32 0,34 5,7 0, Referansestasjon for vannkvalitet I regi av Sira-Kvina er vannkvaliteten i Gjuvatn overvåket siden midt på 1980-tallet. Det har i denne perioden skjedd vesentlige forbedringer i vannkvaliteten. På denne stasjonen viser regresjonsanalysen at ph-verdiene økte med gjennomsnittlig ph-enheter pr. år i observasjonsperioden (fig. 2).

18 ESPEN ENGE (org. nr MVA) De siste årene er overvåkningsstasjonen "Gjuvatnet" svakt påvirket av kalking og derfor ikke lenger helt representativ for overvåkning av forsuringssituasjonen. Kjennskap til vannkvalitetsutviklingen i området er av stor betydning både for planlegging og evaluering av evt. fisketiltak og kalking. Det bør derfor etableres en ny ukalket referansestasjon i dette området. Det bør velges en lokalitet som er stor nok til å være representativ, samtidig som den ikke bør være aktuell for kalking. Skammevatn peker seg ut som den beste lokaliteten i området. Det foreligger dessuten mye vannkjemiske data herfra, bl.a. fra REFISH (Kroglund et al. 1992). Andre aktuelle områder kan være L. Bossvatn - Revsdalen, men dette er et området som rent teknisk kan være aktuelle kalkingsobjekter (se kap. 4.3). Det foreligger dessuten heller ikke noe særlig bakgrunnsdata på vannkjemien fra dette området. Flere av de foreslåtte lokalitetene ligger langt inne på fjellet, så det er neppe realistisk med mer enn en prøve eller to pr. år. I forhold til adkomst kan derfor mindre vassdrag langs Roskreppfjorden vurderes. Ulempen er at mange av disse representerer relativt små felter. 4.3 Framtidig kalking Det har skjedd betydelige forbedringer i vannkvaliteten siden 1985, og det er grunn til å tro at mye av forbedringspotensialet for vannkvalitet allerede er tatt ut (se tidl. omtale). Dette taler imot en omfattende kalking. Mulige kalkinger og kalkingsstrategier for området kan kort oppsummeres slik: 1). Bekkekalking/skjellsandkalking. Tilløpsbekker til Nutevatn og Bossvatn 2). Innsjøkalking av Nutevatn (gir også effekter i Bossvatn og Gjuvatn) 3). Innsjøkalking av Nutevatn og Bossvatn (gir også effekter i Gjuvatn og Roskreppfj.) 4). Andre områder (Skammevatn, Revsdalen, mindre innsjøer/vassdrag i området) Dagens kalking kan plasseres i 1 (Tjørnebekken) og 4 (Svelingsåni). Prinsipielle spørsmål: Før vurdering av kalkingsstrategi er det et par prinsipielle spørsmål som både forvaltning og grunneier(e) må ta stilling til: a) En oppkalking ("fullkalking") av Bossvatn (m.fl.) som ledd i en oppkalking av øvre Kvina, kan føre til overbefolkning (aure) i selve kalkingslokalitetene og i innsjøer rett nedstrøms. I de store innsjøene lenger nede (Roskreppfjord m.fl.) kan fisken bli fin. Det må diskuteres om det er ønskelig å risikere overbefolkning i et stort urørt vassdrag for å få fin fisk i et eller flere vann som er påvirket av tekniske inngrep. Når kalken dessuten har nådd et reguleringsmagasin, kommer den ikke tilbake i selve vassdraget igjen, men går i tunnel/kraftstasjoner fra magasin til magasin. b) Ved en omfattende kalking for vassdraget nedstrøms, må selve kalkingslokaliteten kalkes opp til en høyere ph-verdi enn forventet i uforsuret tilstand.

19 ESPEN ENGE (org. nr MVA) Beregninger av kalkmengder: Siden vannkvaliteten antagelig er nær uforsuret allerede i dag, blir beregninger av kalkmengder svært usikre. I Nutevatn f.eks. er kalkingsmålet (ph=6.0) allerede oppnådd ved dagens skjellsandkalking i Tjørnebekken. Ytterligere beregninger/simuleringer på Nutevatn blir derfor av mindre interesse. Som en illustrasjon er det valgt å gjøre simuleringer på kalking av Bossvatn. Det er satt som forutsetning at ph ikke skal gå under 6.0, for å sikre vannkvaliteten helt ned til Roskreppfjorden. Det forutsatt at vassdraget er ukalket, og at det heller ikke skal kalkes lenger oppe i feltet. Disse beregningene viste at en fullkalking av Bossvatn vil bli meget kostbart (tab. 4). Første års kalking er kostnadsberegnet til 3.0 mill. kr, og omkalking koster 2.3 mill. ph-verdiene vil svinge mellom 6 og 7 (tab. 4). Tabell 4: Simuleringer av fullkalking av Bossvatn - kalkmengder, kostnader og vannkvalitet. Simuleringene er foretatt med KALK2K (Enge 2000). Kalktype er VK3. RAPPORTGENERATOR FOR BEREGNING AV TOTALE KOSTNADER AV KALKING LOKALITET *.sim SPRDN INNSJØ TILLØP PRIS TOT.KOST. B/H t kalk t kalk kr/t mill. kr Bossvatn boss1.sim Bossvatn boss2.sim SUM/MIDDEL: Antall filer: 2 Rapport laget: FILNAVN INNSJØ Vannføring ph-verdier etter (TID, ÅR) (*.sim) (m3/s) boss1.sim Bossvatn boss2.sim Bossvatn SUM / MIDDELVERDIER Antall filer: 2 Rapport laget: Ved "seriekalking" kan kalkmengdene reduseres noe, men da må det kalkes i oppstrømslokaliteter hvorav noen allerede har akseptabel vannkvalitet for aure. Av mindre sidevassdrag som kan kalkes er Revsdalen. Dette sidevassdraget er fortsatt forsuret, og det er usikkert om aure vil overleve uten kalking. Opplodding av innsjøene i Revsdalen gikk imidlertid ikke inn i årets oppdrag, og det foreligger derfor ikke nok data til å vurdere kalking her.

20 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 5 KONKLUSJONER Det har skjedd betydelige forbedringer i vannkvaliteten i området siden De målte ph-verdiene nærmer seg trolig en uforsuret vannkvalitet. Dagens kalkingsaktiviteter (Tjørnebekken/Svelingsåni) gir en svak effekt på vannkvaliteten i de store innsjøene (Ca: +0.1 mg/l, ph: ). Omfattende kalking anbefales ikke. Mindre kalkingsprosjekter i sidevassdrag eller gytebekker er trolig tilstrekkelig for å sikre en mest mulig naturlig vannkvalitet i området. Revsdalen er et aktuelt kalkingsområde, men det foreligger ikke nok data til å regne på dette. Det bør opprettes en ukalket referansestasjon for vannkvalitet i området, da eksisterende stasjon ("Gjuvatn") er noe påvirket av kalking. I denne vannkvaliteten er ph-verdiene svært ustabile og synker hurtig etter åpning av prøveflasken. Det må ikke være luft i prøveflaskene! I helt fulle flasker er ph-verdiene relativt stabile, i hvert fall i 2-4 dager.

21 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 6 LITTERATUR Enge, E. (1992): Vannkjemisk overvåkning i Sira-Kvina's konsesjonsområde (aug aug. 1991). Enge, E. (2000): Brukermanual Kalk2k - del. 1: Beskrivelse av program og virkemåte. Enge, E. (2002a): Fiskeribiologiske undersøkelser i Bygland - august 2001 Enge, E. (2002b): Fiskeribiologiske undersøkelser i Setesdal sommeren 2002 Enge, E. (2003): Undersøkelser av vassdrag nord og øst for Roskreppfjorden sommeren 2003 Enge, E. (2004): Fiskeribiologiske undersøkelser i Sirdal 2003 Enge, E. og Lura, H. (2003): Forsuringsstatus i Rogaland 2002 (AMBIO, rapport ) Hansen, J.H. (1986): Forslag til forvaltningsplan for fisk i Njardarheim Veidemark (Fylkesmannen i Aust-Agder, rapport ) Hach (2003): Water analysis handbook (HACH-Company) Hach (1997): Pocket Turbidimeter Instrument - MANUAL (HACH-Company) Henriksen, A. (1982): Alkalinity and acid precipitation research (Vatten, 38: 83-85) Hindar, A. og Wright, R. (2002): Beregning av opprinnelig vannkjemi i forsurede innsjøer - uttesting av en regnemodell (Norsk institutt for vannforskning (NIVA, rapport 4546) Kroglund, F., Dalziel, T., Rosseland, B.O., Lien, L., Lydersen, E. og Bulger, A. (1992): Restoring Endangered Fish In Stressed Habitats ("ReFish") Project, 1988 to 1991 (NIVA, Acid Rain Report 30/1992) Radiometer (2000): ISE-Ca - Calcium Electrode - Operating Instructions (Radiometer Analytical) Rosseland, B.O. og Skogheim, O.K. (1986): Acidic soft water and neutralization: Effects on Fish Physiology, Fish Toxicology and Fish Populations (Dr. philos avhandling) Sevaldrud, I. og Muniz, I. P. (1980): Sure vatn og innlandsfiske i Norge. Resultater fra intervjuundersøkelsene (SNSF, IR 77/80) Stumm, W. & Morgan, J. J. (1996): Aquatic chemistry. (Wiley Interscience) Vik, Harald og Tyvold, Torbjørn (2004): Grafisk sammenstilling av alkalitet (etter NS 4754) mot ALKe (ekvivalens alkalitet). (West Lab Services AS, notat til Fykesmannen av ) Vogel, A. (1961): A text-book of quantitative inorganic analysis (3. edt.). Longman, London 1961.

22 ESPEN ENGE (org. nr MVA) 7 VEDLEGG Vedlegg 1: Dybdemålinger og stedfesting. Bossvatn og Nutevatn er systematisk opploddet. Det er tatt spredte enkeltmålinger i L. Bossvatn og Gjuvatn. Datum er WGS84. dyp (m) UTM-N UTM-E dyp (m) UTM-N UTM-E dyp (m) UTM-N UTM-E Vedlegg 2: Areal- og volumkurver - rådata Dyp (m) Bossvatn Nutevatn Areal (km²) Volum (Mm³) Areal (km²) Volum (Mm³) 0 5,17 105,1 1,86 24,5 10 3,53 61,6 1,02 10,1 20 2,18 33,0 0,40 3,1 30 1,36 15,3 0,09 0,6 40 0,58 5,7 0,02 0,1 50 0,27 1,4 0,00 0,0 60 0,00 0,0 - -