Basisovervåking av innsjøer i foreløpige resultater (rapport under utarbeidelse):

Transkript

1 Basisovervåking av innsjøer i 21 - foreløpige resultater (rapport under utarbeidelse): Prosjektgruppen har bestått av følgende personer med ansvar og arbeidsoppgaver angitt i parentes: Ann Kristin Schartau, NINA (prosjektleder NINA, koordinering av feltarbeid og rapportering, ansvarlig krepsdyrundersøkelser) Sigrid Haande, NIVA (prosjektleder NIVA, koordinering av feltarbeid og rapportering, ansvarlig vannkjemiske undersøkelser) Birger Skjelbred, NIVA (ansvarlig planteplanktonundersøkelser) Marit Mjelde, NIVA (ansvarlig vannvegetasjonsundersøkelser) Anders Often, NINA (vannvegetasjonsundersøkelser) Thomas C. Jensen, NINA (krepsdyrundersøkelser) Zlatko Petrin, NINA (ansvarlig bunndyrundersøkelser) Tor Erik Eriksen, NIVA (bunndyrundersøkelser) Randi Saksgård, NINA (fiskeundersøkelser) Atle Rustadbakken, NIVA (fiskeundersøkelser) Leidulf Fløystad, NINA (aldersbestemmelser fisk) Odd Terje Sandlund, NINA (ansvarlig fiskeundersøkelser) Anne Lyche Solheim, NIVA (bidrag tilstandsklassifisering) Erik Framstad, NINA og Anne Lyche Solheim, NIVA har kvalitetssikret rapporten.

2 Presentasjon av innsjøene Basisovervåkingen i 21 ble gjennomført i 12 utvalgte innsjøer med beliggenhet på Østlandet. (Tabell 1, Figur 1). Det ble valgt ut seks sjøer som var antatt lite påvirket (i denne rapporten kalt referansesjøer), to forsurede innsjøer og fire eutrofierte innsjøer. NINA hadde hovedansvaret for fire referansesjøer og de to forsurede innsjøene, mens NIVA hadde ansvaret for to referansesjøer og de fire eutrofe innsjøene. Bilde og nøkkelfakta for hver enkelt innsjø er presentert i kapittel. Tabell 1: Presentasjon av innsjøene som er inkludert i basisovervåking i 21 med innsjøkode, geografisk beliggenhet (fylke, kommune), vanntype (Vanntype: koder i hht. Vann-nett, IC-type: se Klassifiseringsveilederen) og påvirkningstype. Innsjø Innsjøkode Kommune Fylke Vanntype 1 IC-type Påvirkningstype Austre Bjonevatnet 12-6-L Gran Oppland LEM222 LN-6 Antatt referanse Blindevatnet L Svelvik, Sande Vestfold LEL221 LN-2b Antatt referanse Hersjøen 2-22-L Østre Toten Oppland LEM222 LN-6 Antatt referanse Sandungen 1-31-L Hurum Buskerud LEL221 LN-2b Antatt referanse Skjærsjøen 12-2-L Ringerike Buskerud LEM222 LN-6 Antatt referanse Vatnebrynnvatnet L Flesberg Buskerud LEM222 LN-6 Antatt referanse Ravnsjøen L Våler, Sarpsborg Østfold LEL122 LN-3 Forsuring Trestikket 1-6-R Halden, Aremark Østfold REL212 na 2 Forsuring Akersvatnet L Tønsberg, Stokke Vestfold LEL231 LN-1 Eutrofiering Borrevatnet L Horten Vestfold LEL231 LN-1 Eutrofiering Isesjø L Sarpsborg Østfold LEL322 LN-3 Eutrofiering Tunevatnet L Sarpsborg Østfold LEL231 LN-1 Eutrofiering 1 Vanntypekoden angir kategori mht seks ulike typifiseringsparametre: 1) vannkategori (L: innsjø, R: elv som også kan omfatte mindre innsjøer), 2) økoregion (E: Østlandet), 3) klimaregion (L: lavland, M: skog), 4) størrelse (1: svært små, 2: små-moderat stor, 3: store), ) kalsiuminnhold (1: svært kalkfattige, 2: kalkfattige, 3: moderat kalkrike), 6) humusinnhold (1: klare, 2: humøse). Se Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29) for mer informasjon. 2 Ingen IC-type etabelert for denne vanntypen (svært kalkfattig og humøs).

3 Figur 1: Kart som viser den geografiske beliggenheten av de 12 innsjøene i Basisovervåkingen 21

4 Materiale og metoder Tidspunkt for prøvetaking Feltarbeidet i de 12 innsjøene ble gjennomført i perioden juni-oktober 21. Tabell 2 viser prøvetakingsfrekvens og tidspunkt for feltarbeidet for de ulike biologiske kvalitetselementene og for de fysisk-kjemiske støtteparametrene. Det ble gjennomført feltarbeid for fysiskkjemiske parametre seks ganger i løpet av perioden juni-oktober i referansesjøene og i de eutrofe innsjøene, mens de forsurede innsjøene ble kun prøvetatt tre ganger (kun vannkjemi). Prøver til planteplankton (referanse- og eutrofe innsjøer) ble tatt seks ganger ved samme tidspunkt som for prøver til fysisk-kjemiske parametre. Prøver til bunndyr og småkreps (referanse- og forsurede innsjøer) ble tatt to ganger, i hhv. juni og september, og i juni og oktober. Dette ble samkjørt med feltarbeidet for fysisk-kjemiske parametre og planteplankton. Kartlegging av vannplanter ble gjennomført i referansesjøene og de eutrofe innsjøene i perioden juli-august, og prøvefiske ble gjennomført i referansesjøene og de forsurede innsjøene i perioden august-september. Feltarbeidet ble gjennomført etter standard metoder beskrevet i Veilederene 1:29 og 2:29 (Direktoratsgruppa, Vanndirektivet 29), men se også beskrivelse i kap Tabell 2: Prøvetakingsfrekvens og tidspunkt for feltarbeid for de ulike biologiske kvalitetselementene (P=planteplankton, V=vannplanter, S=småkreps, B=bunndyr, F=fisk) og for kjemiske støtteparametre (K) Innsjø Juni (Uke 22-23) Juli (Uke 26-27) Aug (Uke 3-31) Aug (Uke 34-3) Sept (Uke 38-39) Okt (Uke 42-43) K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F Austre Bjonevatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Blindevatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Hersjøen x x x x x x x x x x x x x x x x x x Sandungen x x x x x x x x x x x x x x x x x x Skjærsjøen x x x x x x x x x x x x x x x x x x Vatnebrynnvatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Ravnsjøen x x x x x x x x Trestikket x x x x x x x x Akersvatn x x x x x x x x x x x x x Borrevatn x x x x x x x x x x x x x Isesjø x x x x x x x x x x x x x Tunevatn x x x x x x x x x x x x x Fysisk-kjemiske parametre Prøvetaking av fysisk-kjemiske parametre ble gjennomført fra båt ved det dypeste punktet av hver innsjø. Temperatur og innhold av oksygen (µg/l) ble målt i med et YSI 6 instrument, og siktedyp ble målt med en 2 cm Secchiskive. I hver innsjø ble det tatt integrerte blandprøver fra eufotisk sone, tilsvarende ca. 2, x siktedypet. Feltarbeidet ble gjennomført etter standard metoder beskrevet i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Alle kjemiske analyser ble gjennomført etter akkrediterte metoder ved NIVAs analyselaboratorium. Følgende analyseparametre ble målt: Referansesjøer: surhetgrad (ph), ledningsevne, alkalitet, klorid, sulfat, nitrat, kalsium, magnesium, natrium, kalium, total nitrogen, total organisk karbon, reaktivt og illabilt aluminium, total aluminium, total fosfor, fosfat, ammonium, farge, klorofyll-a, turbiditet. Forsurede innsjøer: surhetgrad (ph), ledningsevne, alkalitet, klorid, sulfat, nitrat, kalsium, magnesium, natrium, kalium, total nitrogen, total organisk karbon, reaktivt og illabilt aluminium, total aluminium, total fosfor, ammonium, farge. Eutrofe innsjøer: surhetgrad, ledningsevne, turbiditet, alkalitet, kalsium, nitrat, ammonium, total nitrogen, fosfat, total fosfor, total organisk karbon, klorofyll-a, farge.

5 Planteplankton Planteplankton ble undersøkt i 1 innsjøer; 6 referansesjøer og 4 eutrofierte innsjøer. Hver innsjø ble besøkt seks ganger i perioden juni-oktober 21. Prøvetakingen ble foretatt i henhold til standardprosedyre (NS-949) med blandprøve fra eufotisk sone (2, x siktedypet). Det ble tatt ut prøver for klorofyllanalyse, vannkjemi og planteplankton fra samme blandprøve. Kvantifiseringen av planteplanktonet ble foretatt i omvendt mikroskop iht. norsk standard (NS-EN 124) og biomassen og artssammensetningen ble beregnet. Vurdering av økologisk tilstand for planteplankton er foreløpig kun basert på klorofyll a, jfr. Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29), mens en ny trofiindeks (PTI) for artssammensetning er under utvikling og vil bli benyttet ved neste års rapportering, dersom den da er interkalibrert. Det samme gjelder indekser for algeoppblomstringer (jfr. Vedlegg V i vanndirektivet). Vannvegetasjon Vannvegetasjonen ble undersøkt i 1 innsjøer; 6 referansesjøer og 4 eutrofierte innsjøer. Hver innsjø ble besøkt én gang i perioden juli-august 21. Registreringene ble foretatt i henhold til NIVAs standardprosedyre i samsvar med NS-EN 146; ved hjelp av vannkikkert og kasterive fra båt. Kvantifisering av vannvegetasjonen er gjort etter en semi-kvantitativ skala, hvor 1=sjelden, 2=spredt, 3=vanlig, 4=lokalt dominerende og =dominerende. I tillegg ble de viktigste helofyttene (sivvegetasjon) notert. Alle dybdeangivelser er gitt i forhold til vannstand ved registreringstidspunktet. Navnsettingen for karplantene følger Lid og Lid (2), mens kransalgene er navngitt etter Langangen (27). Vurdering av økologisk tilstand for vannvegetasjonen, inkl. kransalgene, er basert på trofiindeks (TIc) for vannplanter, jfr. Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29) 1. I tillegg benyttes TIa, trofiindeks basert på semikvanitative data (Mjelde, upubl.). Trofindeksen TIc er basert på forholdet mellom antall sensitive, tolerante og indifferente arter for hver innsjø. Sensitive arter er arter som foretrekker og har størst dekning i mer eller mindre upåvirkede innsjøer (referanseinnsjøer), og som får redusert forekomst og dekning (etter hvert bortfall) ved eutrofiering. Tolerante arter er arter med økt forekomst og dekning ved økende næringsinnhold, og ofte sjeldne eller med lav dekning i upåvirkede innsjøer. Indifferente arter er arter med vide preferanser, vanlig både i upåvirkede og eutrofe innsjøer, men får redusert forekomst i hypereutrofe innsjøer. Trofiindeksen beregner én verdi for hver innsjø. Verdien kan variere mellom +1, dersom alle tilstedeværende arter er sensitive, og - 1, dersom alle er tolerante. I TIc (trofiindeks basert på forekomst-fravær-data) teller alle artene likt uansett hvilken dekning de har. I TIa (trofiindeks basert på semi-kvantitative data) tas det hensyn til den kvantitative forekomsten av hver art. Grenselinjer for økologisk tilstand er bare utarbeidet for TIc. Det er viktig å være oppmerksom på at klassifikasjonssystemet er foreløpig og fortsatt under utvikling. Det er først og fremst referanseverdiene og grenselinja 1 Det har oppstått en feil i EQR god/moderat grensa i interkalibreringsrapporten fra fase 1 (Poikane 29) for TIc for kalkfattige, klare innsjøer, som gir feil referanseverdi for TIc i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). En EQR-verdi for god/moderatgrensa på,61 for denne innsjøtypen (se Poikane 29) er ikke korrekt, da den gir en referanseverdi på 113, som er over maksimalverdien for indeksen (=1). Den riktige referanseverdien for TIc for denne vanntypen skal derfor være 1 (som er maks indeksverdi), hvilket gir en G/M-grense på,6. Klassegrensen for svært god/god er korrekt (,94), men gir en absolutt-verdi for TIc på 88 (og ikke 1, slik det står i Veileder 1:29; Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Ved beregning av EQR verdi for innsjøene i denne vanntypen har vi derfor brukt 1 som referanseverdi og 88 som svært god/god grense.

6 svært god/god hvor det vil bli foretatt nye vurderinger basert på nyinnsamlete data. Ved vurdering av økologisk tilstand i forhold til eutrofiering bør man i tillegg til indeksene vurdere forekomsten av fremmede arter, for eksempel vasspest (Elodea canadensis). Dersom slike arter danner massebestander, bør ikke tilstanden for vannvegetasjon vurderes som god. Det er også viktig å være klar over at vannvegetasjonen gjenspeiler forholdene i strandnære områder. Status for vegetasjonen vil derfor kunne avvike fra forholdene i sentrale vannmasser, særlig i store innsjøer. Småkreps Prøver av litorale og pelagiske småkreps (Cladocera: vannlopper, Copepoda: hoppekreps) ble samlet inn i åtte av basisovervåkingssjøene (6 referansesjøer og 2 forsurede innsjøer) i juni og september 21. Prøvene ble tatt med en planktonhåv (maskevidde 9 µm) etter prosedyre beskrevet i NS-EN 111 og spesifisert i egen prøvetakingsmanual (se Skjelkvåle m.fl. 26). I strandsonen (litoralen) ble prøvene tatt som horisontale trekk; en over eksponert strand og en gjennom dominerende vannvegetasjon. I de åpne vannmasser (pelagialen) ble to vertikale håvtrekk tatt over innsjøens dypeste punkt; fra en halv meter over bunnen og opp til overflaten. Denne metoden er først og fremst egnet når formålet er å få informasjon om tilstedeværelse av indikatorarter og et grovt estimat over artssammensetning. Dersom formålet er en mengdeangivelse (tetthet, biomasse) av småkreps og andre arter av dyreplankton, må det benyttes en volumhenter (rørhenter eller Schindlerfelle) for å få kvantitative prøver. Prøvene ble fiksert med lugol og lagret mørkt og kjølig fram til bearbeiding i laboratoriet. Alle småkreps, med unntak av små copepoditter og nauplier (hoppekreps) er bestemt til art. Vannloppene er bestemt ved hjelp av Flössner (1972) og Herbst (1976), mens hoppekrepsene er bestemt ved hjelp av Sars (193, 1918) og Einsle (1993, 1996). Prøver med mange individer (anslagsvis > 2 ind) er fraksjonert (subsamplet) før artsbestemmelse, men hele prøven er gjennomgått for registrering av arter med lav tetthet. Bunndyr Bunndyrprøver ble samlet inn fra åtte innsjøer (6 referansesjøer og 2 forsurede innsjøer) i mai/juni og oktober 21. Fra hver innsjø og prøvetakingsdato ble det tatt to prøver; en fra innsjøens litoralsone og en fra utløpselven. Prøvene ble tatt ved hjelp av sparkemetoden (NS-ISO 7828) og spesifisert i egen prøvetakingsmanual (se Skjelkvåle m.fl. 26). Det ble sparket ca 3 min per prøve, og prøven ble silt gjennom en håv med maskevidde µm. Prøvene ble konservert med 96 % etanol etter at mesteparten av vannet var fjernet. I laboratoriet ble invertebratene sortert og idenfisert til lavest mulige taksonomiske nivå. I tilfeller med et stort antall individer av enkelte taksonomiske grupper, ble disse talt og idenfisert fra en fraksjon av prøven mens hele prøven ble gjennomgått for registrering av andre taksa 2. Taksonomisk sammensetning ble brukt til å beregne fem ulike bunndyrindekser. For å vurdere økologisk tilstand i innsjøene ble forsuringsindeks 1 (modifisert Raddum indeks 1) og MultiClear (Schartau og Petrin, upubl., benyttet, mens innsjøens utløpselv ble vurdert ved hjelp av forsuringsindeks 2 (modifisert Raddum indeks 2), NIVA indeks og ASPT (Average Score per Taxon) (se Veileder 1:29; 2 Fire tilfeller hvor det forekom store mengder av knott (Simuliidae), fjærmygg (Chironomidae), muslinger (Pisidium sp.) og vårfluer (Hydropsyche spp., Hydropsychidae).

7 Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29) 3. ASPT indeksen benyttes for å vurdere eutrofieringstilstanden, de øvrige for vurdering av forsuringstilstand. Indeksene Raddum 1, MultiClear og ASPT ble beregnet ved hjelp av to forskjellige tilnærminger: (1) indeksene ble beregnet for hver prøve, og den gjennomsnittlige verdien (over stasjoner og datoer) ble beregnet. (2) indeksene ble beregnet for kombinerte prøver (littoral + utløp) fra hver prøvetakingsdato, og den gjennomsnittlige verdien over datoer ble beregnet. Førstnevnte er den tradisjonelle tilnærmingen, sistnevnte et nyere alternativ. Erfaringer viser at kombinerte prøver ofte gir en noe høyere indeksverdi (spesielt for MultiClear) enn den tradisjonelle tilnærmingen, men dette er hensynstatt i etablering av klassifiseringssystemet. I denne rapporten er kun resultater fra sistnevnte presentert i form av figurer. Bruken av forsuringsindeks 1 og NIVA indeks i den videre basisovervåkingen vil være begrenset fordi det ikke er mulig å sette referanseverdier for disse. Bruken av forsuringsindeks 2 (modifisert Raddum indeks 2) for tilstandsklassifisering er heller ikke helt uproblematisk. På grunn av beregningsmåten for denne indeksen er det ikke mulig å angi en maksimumsverdi for denne (men se kap 3.6). MultiClear indeksen har ikke vært tradisjonelt brukt i Norge, og dermed har vi liten erfaring med egnethet og pålitelighet av denne indeksen for å vurdere økologisk tilstand. MultiClear er imidlertid den eneste av forsuringsindeksene som fullt ut tilfredsstiller kravene i vanndirektivet, den har dessuten vist en klar sammenheng med forsuringsindeks 1 i andre studier (Schartau, upubl.), og indeksen interkalibreres også mot andre forsuringsindekser brukt i blant annet Storbritannia og Sverige. Fisk Totalt åtte av basisovervåkingssjøene (seks referansesjøer og to forsurede innsjøer) ble prøvefisket i 21; syv ble prøvefisket i september, mens én ble prøvefisket i oktober. Det ble benyttet bunngarn av typen Nordiske oversiktsgarn stratifisert på dyp etter standard metode (NS-EN 1477). Antall garn som ble satt, ble imidlertid redusert i forhold til standardens anbefaling, men det ble satt flere garn enn det som er minstekravet i følge standarden. Bunngarna er 3 m lange og 1, m dype (4 m 2 ) og har 12 maskevidder fra til mm. I tillegg ble det satt flytegarn i seks av innsjøene (Austre Bjonevatnet, Blindevatnet, Hersjøen, Sandungen, Skjærsjøen og Vatnebrynnvatnet). Dette omfattet innsjøer der pelagisk sone var beregnet å utgjøre en vesentlig andel av innsjøvolumet (se NS-EN 1477) og innsjøer der det tidligere er registrert pelagiske fiskearter. Fiske med flytegarn ble gjennomført etter standard metode (NS-EN-1477), men med forskjellige garntyper. Flytegarnserien som ble benyttet i Skjærsjøen og Vatnebrynnvatnet var 2 m lang og m dyp, med 11 maskevidder fra 6,2 til mm, areal 1 m 2. Flytegarnserien som ble brukt i A. Bjonevatn, Blindevatn, Hersjøen og Sandungen var 4 m lang og 6 m dyp, areal 324 m 2, med åtte maskevidder fra 1 til 43 mm 4. Fangstutbytte (Cpue: Catch per unit effort) er beregnet som antall fisk fanget pr 1 m 2 garnareal per natt. Beregning av fiskeindeksen (FI) og klassifisering av økologisk tilstand basert på sammenligning av dagens fiskesamfunn med data om tilstand i fiskebestandene fra tidligere (angitt som naturtilstand), er beskrevet i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). 3 Beskrivelse av forsuringsindeks 1 og forsuringsindeks 2 i Klassifiseringsveilederen avviker noe fra de opprinnelige beskrivelsene i hht. Raddum og Fjellheim (1984) og Raddum (1999). Indeksene er justert på bakgrunn av ny kunnskap og behov for tilpasning til Vannforskriftens krav. Maksimumsverdi for forsuringsindeks 2 er satt lik 4. 4 Med en viss varsomhet kan fangstene gjort med flytegarnseriene med noe ulikt utvalg av maskevidder sammenlignes med mindre fisk med kroppsstørrelser som fanges i de minste eller største maskeviddene utgjør en betydelig del av fangsten i noen av innsjøene. På sikt bør det tilstrebes at man benytter det samme utvalget av maskevidder, men i norske innsjøer kan bruk av garn med små arealer av hver maskevidde (f.eks. Nordiske oversiktsgarn) føre til så små fangster at materialet ikke kan analyseres statistisk.

8 Informasjon om naturtilstanden (opprinnelig fiskesamfunn) er hentet fra Vanninfo (som inkluderer NINAs fiskedatabase), fylkesmannen og fra lokale grunneiere/fiskere. Informasjon om naturtilstanden er primært basert på intervjuundersøkelser (Hesthagen m.fl. 1993), men i noen tilfeller foreligger det også data fra tidligere prøvefiske. Mer informasjon om metodikk finnes i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). All fisk ble lengdemålt til nærmeste mm, og med unntak av fire lokaliteter (A. Bjonevatn, Blindevatn, Ravnsjøen, Trestikket) ble all fisk veid og kjønnsbestemt. På grunn av begrensede ressurser ble det bestemt at kun et utvalg av fiskematerialet skulle aldersbestemmes. Det ble tatt ut otolitter (ørret, røye og abbor) og skjell (ørret) til aldersbestemmelse. Aldersbestemmelse ble utført på et utvalg av 4-94 abbor per innsjø samt all ørret og røye. Rapportering av data I denne rapporten presenteres aggregerte data i form av årsgjennomsnitt og beregnede indekser (kaittel 4 og ). I tillegg er feltdata (temperatur- og oksygenprofiler) gitt i Vedlegg A og kjemiske primærdata og klorofyll-a verdier gitt i Vedlegg B. De øvrige primærdataene for alle de biologiske kvalitetselementene vil gjøres tilgjengelig i Vannmiljøsystemet så snart dataformat for en slik rapportering foreligger.

9 Resultater pr. kvalitetselement Fysisk-kjemiske støtteparametre Det gamle klassifiseringssystemet for miljøkvalitet i ferskvann (SFT, 1997) er basert på et utvalg fysisk-kjemiske parametre og klorofyll, mens Vanndirektivet vektlegger bruk av biologiske kvalitetselementer i innsjøklassifiseringen og definerer fysisk-kjemiske parametre som støtteparametre. I basisovervåkingen for 21 har det like fullt blitt analysert en lang rekke fysisk-kjemiske parametre (Tabell 3, Vedlegg A). Det anses som viktig å få gode data for både fysisk-kjemiske parametre og biologiske kvalitetselementer, for å teste sammenhenger mellom disse. I basisovervåkingen for 21 ble det i hovedsak valgt ut innsjøer av typen L-N3/L-N6 og (se kapittel 1.2). Blindevatn og Sandungen er kalkfattige klarvannssjøer og tilhører vanntypen LN-2b. Akersvatnet og Borrevatnet er moderat kalkrike klarvannssjøer og tilhører vanntype L-N1. Trestikket er humøs og svært kalkfattige (<1 mgca/l). De andre innsjøene tilhørte den vanntypen som allerede var oppgitt i Vann-Nett. Tunevatnet har imidlertid en vanntype som plasserer den på grensen mellom to vanntyper, hhv. moderat kalkrik klar (L-N1) og kalkfattig klar (L-N2). Vi har her valgt den førstnevnte innsjøtypen. Eutrofieringsparametre Figur 2 viser resultatene for eutrofieringsparametrene total fosfor, total nitrogen og siktedyp i 21 i alle basisovervåkingssjøene. Gjennomsnittsverdiene for Tot-P viser at alle referansesjøene kan klassifiseres i tilstandsklasse svært god. For Tot-N kan de fleste referansesjøene klassifiseres som svært god, mens Blindevatnet og Sandungen henholdsvis ligger i tilstandsklasse moderat og dårlig. Det er sannsynlig at hogstarbeid i nedbørfeltet til disse to innsjøene kan være en medvirkende årsak til økte tilførsler av Tot-N, men omfanget av dette er ukjent. Basert på siktedyp ble fire av referanse-sjøene klassifisert i tilstandsklasse God, mens Skjærsjøen og Vatnebrynnvatnet ble klassifisert i tilstandsklasse Moderat. Siktedypsklassifiseringen er ikke humuskorrigert, og det gis i kapittel.1 en utførlig forklaring på hvorfor denne parametren foreløpig ikke tillegges vekt i tilstandsklassifiseringen. Dette har betydning for de humøse sjøene, men også for de klare sjøene hvor humusinnholdet ligger relativt høyt (2-3 mgpt/l). Alle de eutrofe innsjøene er i moderat eller dårligere tilstand basert på eutrofieringsparametrene. Akersvatnet er i tilstandsklasse svært dårlig basert på Tot-P og i tilstandsklasse dårlig basert på både Tot-N og siktedyp. Borrevatnet er i tilstandsklasse dårlig basert på Tot-P og Tot-N, og i tilstandsklasse moderat basert på siktedyp. Isesjø er i tilstandsklasse moderat basert på alle de tre parametrene, og Tunevatnet er i tilstandsklasse dårlig basert på Tot-P og siktedyp og i tilstandsklasse moderat basert på Tot-N. Forsuringsparametre Figur 3 viser resultatene for forsuringsparametrene surhetsgrad (ph), uorganisk aluminium (LAl) og syrenøytraliserende kapasitet (ANC) i 21 i referansesjøene og de forsurede innsjøene. Minimumsverdiene for ph viser at de fleste referansesjøene klassifiseres i tilstandsklasse svært god, med unntak av Sandungen som klassifiseres i tilstandsklasse god basert på denne parametren. Gjennomsnittsverdiene for ANC tilsier at de fleste referansesjøene kan klassifiseres i tilstandsklasse svært god basert på denne parametren, mens igjen Sandungen klassifiseres i tilstandsklasse god. Alle referansesjøene tilhører tilstandsklasse god basert på uorganisk alumimium. De to forsurede innsjøene er i moderat eller dårligere tilstand basert på forsuringsparametrene. Ravnsjøen klassifiseres i tilstandsklasse moderat basert på ph og uorganisk alumimium og i tilstandsklasse god basert på ANC. Trestikket kan klassifiseres i

10 tilstandsklasse moderat basert på ph og i tilsandsklasse dårlig basert på ANC og uorganisk alumimium. Tabell 3: Typifiseringsparamtere (Kalsium og Farge), kjemiske støtteparametre (Tot-P, Tot-N, ph, ANC og LAl) og klorofyll-a, minimums-, gjennomsnitts-, og maksimumsverdier i basisovervåkingssjøene i 21. Innsjø Ca Farge Tot-P Tot-N Klf-a ph ANC LAl mg/l mg Pt/l µg/l µg/l µg/l µekv/l µg/l Min 1,87 4,7 3 28,6 6,42 16,2 6, A. Bjonevatnet Gj.snitt 1,97 1,2, ,3 6,7 11, 9,3 Maks 2,7 8, ,7 6,7 126, 14, Min 1,72 11,6 3 3,98 6,6 8,2 8, Blindevatnet Gj.snitt 1,82 16,2,3 4 1,6 6,79 91,1 12,3 Maks 1,92 18, ,1 7,21 98, 21, Min 1,49 3, ,1 6,4 81, 2, Hersjøen Gj.snitt 1,4 37,6 7, ,7 6,3 86,6 4,7 Maks 1,66 41, ,4 6,7 96,6 8, Min 1,88 6,6 2 44,8 6,19 36,1 12, Sandungen Gj.snitt 1,93 8,1 3,8 72 1,4 6,33 7,8 1,8 Maks 2,1 9, ,2 6,43 93,4 2, Min 2,6 46, ,1 6,63 14, 3, Skjærsjøen Gj.snitt 3,66 71,4 7,2 33 1,9 6,9 27,9 6, Maks 3,98 93, ,8 7,19 227,7 1, Min 2,9 37, ,4 6, 113, 2, Vatnebrynnvatnet Gj.snitt 2,63 9, 6, 294 2,8 6,74 144,9, Maks 4,12 73, ,7 6,87 234,2 8, Min,97 32,1 6 28,2 2, 3, Ravnsjøen Gj.snitt 1,8,3 1,7 438,68 41,3 38,7 Maks 1,26 64,6 2 72,77 2, 4, Min,36 3,2 32,11-1, 29, Trestikket Gj.snitt,39 47,9 6, 367,24 13,6 33, Maks,44 9,6 7 46,48 39,4 36, Min 14, 23, ,6 7,76 Akersvatnet Gj.snitt 14,8 26,6 89, ,9 8,76 Maks 16,2 33, , 9,92 Min 17,3 17, ,7 7,78 Borrevatnet Gj.snitt 18,4 23, 32, , 8,3 Maks 19,9 29, , 8,31 Min 2,79 8, ,2 6,68 Isesjø Gj.snitt 2,84 72,8 2, ,7 6,76 Maks 2,89 9, , 6,9 Min 4,76 11,6 26 4,2 7,24 Tunevatnet Gj.snitt 4,87 13,6 39, ,9 7,46 Maks 4,96 1, , 7,96

11 Siktedyp (m) Tot-N (µg/l) Tot-P (µg/l) Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Tot-N Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Siktedyp Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) 1 2 Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Figur 2: Tilstandsklassifisering av kjemiske støtteparametre; eutrofiparametrene total fosfor (Tot-P), total nitrogen (tot-n) og siktedyp i basisovervåkingssjøene i 21. Søylene viser gjennomsnittsverdier for hver innsjø. Økologisk tilstandsklasse er angitt med farge; svært god (blå), god (grønn), moderat (gul), dårlig (oransje) og svært dårlig (rød). Tilstanden er basert på typespesifikke grenseverdier.

12 ANC (µekv/l) LAl (µg/l) ph 7, 6, 6,,, Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Uorganisk aluminium Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Syrenøytraliserende kapasitet (ANC) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Figur 3: Tilstandsklassifisering av kjemiske støtteparametre; forsuringsparametrene ph, uorganisk aluminium (LAl) og syrenøytraliserende kapasitet (ANC) i basisovervåkingssjøene i 21. Søylene viser sesonmessig minimumsverdi for ph, maksimumsverdi for LAl og gjennomsnitt for ANC (se kap. 6.8 i Klassifiseringsveileder). Økologisk tilstandsklasse er angitt med farge (se figur 2). Tilstanden er basert på typespesifikke grenseverdier. Merk: de fire eutrofierte innsjøene (E) er ikke tilstandsvurdert mht. forsuringsparametrene.

13 Klorofyll (µg/l) Planteplankton inkl. klorofyll Figur 4 viser den økologiske tilstandsklassifiseringen basert på klorofyll-a i basisovervåkingssjøene for 21. Klorofyllverdiene er lave i alle referansesjøene og medfører at disse kan klassifiseres i tilstandsklasse svært god basert på dette kvalitetselementet. I de forsurede innsjøene ble det ikke målt klorofyll-a. Referanseinnsjøene hadde generelt lavt biovolum med en variert sammensatt flora (Figur ). I en av innsjøene, Sandungen, dominerte cyanobakterier i slekten Merismopedia på ettersommeren og høsten, men den totale planteplanktonbiomassen var lav. Denne slekten av cyanobakterier er kjent for å kunne forekomme i næringsfattige innsjøer. I Akersvatnet var gjennomsittsverdien av klorofyll-a på 3,9 µg/l i 21, og dette tilsvarer tilstandsklasse svært dårlig. Det var en sterk dominans av cyanobakterier i Akersvatnet gjennom hele vekstsesongen, og særlig dominerte Microcystis aeruginosa som er en potensiell cyanotoksin (microcystin) produsent. Tunevatnet kunne klassifiseres i tilstandsklasse dårlig, og også i Tunevatnet var det en sterk dominans av cyanobakterier i 21. De dominerende slektene var Microcystis, Anabaena og Planktothrix, og alle disse slektene er potensielle cyanotoksin (microcystin) produsenter. Borrevatnet ble klassifisert i tilstandsklasse moderat, og planteplanktonsamfunnet var dominert av svelgflagellater, grønnalger og kiselalger. Isesjø ble også klassifisert i tilstandsklasse moderat, og her var det en klar dominans av nåleflagellaten Gonyosyomum semen. Denne arten foretrekker humusholdig vann, og ved store oppblomstringer kan den skape ubehag ved bading fordi slim fra algen gir utslett Austre Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Figur 4: Økologisk tilstandsklassifisering av klorofyll-a i basisovervåkingssjøene i 21. Søylene viser gjennomsnittsverdier for hver innsjø. Økologisk tilstandsklasse er angitt med farge (se figur 2). Merk: det ble ikke tatt klorofyll prøver i de to forsurete innsjøene (F). Tilstanden er basert på typespesifikke grenseverdier.

14 Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Austre Bjonevatnet Blindevatnet 3 3 M U Ø F S K G G B J J A A S O J J A A S O Hersjøen Sandungen M U S F S K G G B 2 1 M U F S K G G B J J A A S O J J A A S O Skjærsjøen Vatnebrynnvatnet M U S Ø F S K G G B J J A A S O J J A A S O

15 Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Biomasse (mm3/m3) Akersvatnet Borrevatnet G M U Ø F S K G G B My Ub Sv Øy Fu Sv Ki Gu Gr Bl J J A S S O J J A S S O Isesjø Tunevatnet M U S N Ø F S K G G B Gu My Ub Sve Øy Fur Sve Kis Gu Grø Blå J J J A S O J J* J A S O Blågrønnalger Grønnalger Gullalger Kiselalger Svelgflagellater Fureflagellater Øyealger Nåleflagellater (G. semen) Svepeflagellater Ubestemte tax My-alge Gulgrønnalger Figur : Biomasse og fordeling av planteplankton i basisovervåkingssjøene i 21. Merk: ulik skala på y-akse. *Prøve mangler. Biomasse er gitt i mm3/m3 og tilsvarer mg/m3 våtvekt. Vannplanter Artssammensetning og artsantall i innsjøene er vist i tabell 4. Både artssammensetning og artsantall er stort sett som forventet ut fra innsjøtype, innsjøstørrelse og påvirkningsgrad. Referansesjøene Austre Bjorvatn, Blindevatn, Hersjøen og Sandungen har forholdsvis lave

16 artsantall. Muligens skyldes dette en noe lavere alkalinitet, og dermed svært lavt bikarbonatinnhold, i disse innsjøene, noe som spesielt påvirker gruppen av elodeider, hvor de fleste er bikarbonatbrukere. I Akersvatn ble det ikke observert undervannsplanter. Dette skyldes en kombinasjon av svært dårlige lysforhold og kraftige helofyttbelter ut til 2-2. m dyp. Økologisk tilstand for de undersøkte innsjøene er vist i figur 6 og 7. Basert på indeksen TIc kan tilstand for vannvegetasjonen karakteriseres som svært god eller god for alle antatte referansesjøer; Austre Bjonevatn, Blindevatn, Hersjøen, Sandungen, Skjærsjøen og Vatnebrynnvatn. I tillegg viser vannvegetasjonen i de eutrofierte innsjøene Isesjø og Tunevatn god tilstand. Dette skyldes nok at det er forholdsvis store områder uten helofyttbelter, slik at vannvegetasjonen kan vokse på grunt vann selv om lysforholdene til tider er dårlige. Tilstanden i Akersvatn er dårlig, mens vegetasjonen i Borrevatn kan karakteriseres svært dårlig tilstand. Begge disse innsjøene anses som hypereutrofe. Hvis vi inkluderer artenes mengdemessige forhold (TIa), forblir tilstanden for vannvegetasjonen uendret i alle innsjøene. Manglende undervannsplanter i Akersvatn tyder på svært dårlige forhold for vannvegetasjonen. Trofiindeksen gir ikke et godt nok bilde av denne situasjonen. Når en vesentlig del av vannvegetasjonen er forsvunnet, bør dette gjenspeiles i indeksen. Man bør vurdere å korrigere indeksen, f.eks. ved å redusere med en tilstandsklasse når undervannsplantene er forsvunnet. Lys er en viktig begrensende faktor for dybdeutbredelse av vannplantene, og nedre grense for vegetasjonen er korrelert med lysforholdene i vann (f.eks. Chambers & Kalff 198, Middelboe & Markager 1997). Reduserte lysforhold, f.eks. ved økt planteplanktonbiomasse på grunn av eutrofiering, vil føre til redusert mengde og dybdeutbredelse av vannplanter (jfr. Figur 8). Ulike livsformgrupper (isoetider, elodeider osv.) og ulike arter har forskjellige lyskrav (f.eks. Rørslett 1996, Schwarz et al. 1996, Middelboe & Markager 1997). Også humusinnhold (Kolada m.fl. 21) og breddegrad har betydning for dybdeutbredelsen (Duarte & Kalff 1987). PAR (fotosynteseaktiv stråling) er den viktigste lysparameteren for vannplantene. Erfaringsmateriale indikerer at 1 % -nivået av overflateintensiteten kan korrelere med dybdegrense for fastsittende vegetasjon (Rørslett 22, Lydersen m.fl. 2). Det er ikke noen direkte sammenheng mellom siktedyp og PAR, men siktedyp er ofte den eneste lysparameteren som er målt i norske innsjøundersøkelser. Nedre dybdegrense for vannvegetasjonen er foreslått som dekningsindeks for vurdering av økologisk tilstand iht. Vanndirektivet (se bl.a. Kolada m.fl 21). En norsk indeks for nedre grense er under utvikling (Mjelde, under utarb.). Nedre dybdegrenser for vegetasjonen i basisnnsjøene er vist i tabell. Nedre grense varierer mellom 1,6 og 2,8 m dyp. Figur 8 viser at det er en sammenheng mellom siktedyp og nedre grense for vegetasjonen, også for basissjøene. Vatnbrynnvatn skiller seg ut med liten dybdeutbredelse. I oligotrofe og kalkfattige innsjøer kan Isoetes lacustris gå ned til 6-7 m dyp. Forekomster av denne arten på så store dyp er vanskelig å registrere uten dykkere, særlig hvis vannet er noe humøst. Dette kan være årsaken til de avvikende dataene for Vatnbrynnvatn. Ytterligere vurderinger kan ikke foretas før indeksen med grenselinjer er utarbeidet.

17 Tabell 4: Vannvegetasjonen i basisovervåkingssjøene i 21. Forekomst: +=driveksemplar, 1=sjelden, 2=spredt, 3=vanlig, 4=lokalt dominerende og =dominerer lokaliteten. ABJ=Austre Bjonevatn, BLI=Blindevatn, HER=Hersjøen, SAN=Sandungen, SKJ=Skjærsjøen, VAT=Vatnebrynnvatn, AKE=Akersvatn, BOR=Borrevatn, ISE=Isesjø, TUN=Tunevatn. Latinske navn norske navn ABJ BLI HER SAN SKJ VAT AKE BOR ISE TUN ISOETIDER Elatine hydropiper korsevjeblom 1 Eleocharis acicularis nålesivaks Isoetes echinospora mjukt brasmegras Isoetes lacustris stivt brasmegras Limosella aquatica evjebrodd 1 Littorella uniflora tjønngras Lobelia dortmanna botngras Lythrum potula vasskryp 1 Ranunculus reptans evjesoleie Subularia aquatica sylblad ELODEIDER Batrachium aquatile kystvassoleie 2 2 Batrachium eradicatum dvergvassoleie 3 Callitriche palustris småvasshår 2 Ceratophyllum demersum hornblad Hippuris vulgaris hesterumpe 2 Juncus bulbosus krypsiv Myriophyllum alterniflorum tusenblad Myriophyllum spicatum akstusenblad 2 Potamogeton berchtoldii småtjønnaks Potamogeton gramienus grastjønnaks 2-3 Potamogeton obtusifolius buttjønnaks 1 Potamogeton perfoliatus hjertetjønnaks 3 Utricularia intermedia gytjeblærerot Utricularia minor småblærerot Utricularia vulgaris storblærerot 1 NYMPHAEIDER Nuphar lutea gul nøkkerose Nymphaea alba coll hvit nøkkerose Persicaria amphibia vasslirekne Potamogeton natans vanlig tjønnaks Sparganium angustifolium flotgras Sparganium emersum stautpiggknopp Sparganium natans småpiggknopp 1 Totalt antall arter

18 Trofiindeks (TIc) Trofiindeks (TIc) 1 Vannplanter - -1 Austre Bjonevatn (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjø (E) Tunevatnet (E) Figur 6: Økologisk tilstand for vannvegetasjonen i basisovervåkingssjøene i 21. Økologisk tilstandsklasse er angitt med farge (se Figur 2). Merk: vannvegetasjonen er ikke undersøkt i de to forsurete innsjøene. 1 ABJ BLI VAT HER ISE SKJ TUN SAN - BOR AKE Trofiindeks (TIa) Figur 7: Økologisk tilstand for vannvegetasjonen i basisovervåkingssjøene i 21. Sammenlikning mellom trofiindeksene TIc (basert på forekomst-fravær) og TIa (basert på artenes semi-kvantitative skala). Øvrige innsjøer i NIVAs database er vist med åpne sirkler. Økologisk tilstand er basert på Tlc og angitt med farge (se Figur 2).

19 nedre grense for vegetasjonen (m) siktedyp (m) Figur 8: Forholdet mellom siktedyp og nedre grense for vegetasjonen. Kransalger ble ikke registrert i basissjøene 21. Figuren inkluderer bare arter innenfor livsformgruppene isoetider, elodeider og nymphaeider siden kransalgene er svært sjeldne i basisinnsjøene. Basissjøene er markert med blågrønn farge, mens åpne sirkler representerer øvrige data fra NIVAs database. Tabell : Nedre dybdegrense for vegetasjonen. Norske navn se tabell 4. nr innsjø nedre grense (m) Art ved nedre grense 1 Austre Bjonevatn 1,6 Myriophyllum alterniflorum, Utricularia minor 2 Blindevatn - 3 Hersjøen 2 Isoetes lacustris 4 Sandungen 2 Juncus bulbosus Skjærsjøen 2 Nuphar lutea 6 Vatnebrynnvatn 2,3 Isoetes lacustris 7 Akersvatn 2 Nuphar lutea 8 Borrevatn 2,7 Persicaria amphibia 9 Isesjø 2,1 Nuphar lutea 1 Tunevatn 2,8 Myriophyllum alterniflorum Småkreps Bruk av dyreplankton og litorale småkreps for tilstandsvurdering av innsjøer har lange tradisjoner i Norge og enkelte andre land. Det er vist at mange arter av småkreps er følsomme for forsuring, og endringer i artssammensetning som følge av forsuring er grundig dokumentert (Hobæk og Raddum 198, Walseng og Schartau 21, Walseng m.fl. 23, Schartau m.fl. 27). Endringer i sammensetningen av pelagiske småkreps har også blitt relatert til eutrofiering (Karabin 198, Lyche 199, Straile og Geller 1998). Et nasjonalt klassifiseringssystem basert på artsantall og sammensetning av småkreps er under utvikling. Totalt 6 arter av småkreps, 42 vannlopper og 18 hoppekreps, ble registrert i de åtte innsjøene inkludert i basisovervåkingen i 21. Artsantallet varierte mellom 21

20 (Vatnebrynnvatnet) og 33 (Blindevatnet) (Figur 9). Lavest artsantall ble registrert i Vatnebrynnvatnet og Sandungen, to innsjøer med antatt lav belastning, men også de to forsurete innsjøene Ravnsjøen og Trestikket hadde lavt antall småkreps. De fleste av artene av vannlopper og hoppekreps har en vid geografisk utbredelse og er tolerante mht. de fleste miljøforhold, inklusive forsuring. Enkelte arter synes imidlertid å begunstiges ved forsuring, antagelig som følge av redusert konkurranse fra mer forsuringsfølsomme arter. Acantholeberis curvirostris, Alona rustica, Acanthocyclops vernalis og Diacyclops nanus er arter som kan regnes som survannsindikatorer, dvs. at de forekommer hyppigst i sure lokaliteter (Walseng 1994, Walseng upubl.). Eksperimentelt er det også vist at Acantholeberis curvirostris er meget tolerant mot lav ph (Locke 1991). Totalt 11 slike survannsindikatorer ble registrert i materialet. Arter innen vannloppeslekten Daphnia, for eksempel Daphnia cristata, Daphnia longiremis og Daphnia longispina, og hoppekrepsslekten Eucyclops, for eksempel Eucyclops speratus, Eucyclops denticulatus og Eucyclops macrurus (Walseng 1998), er alle karakterisert som forsuringsfølsomme. Totalt 24 av artene i materialet betraktes som moderat eller sterkt forsuringsfølsomme. Andelen forsuringsfølsomme arter var relativt høy i alle innsjøene (Figur 1) og utgjorde mellom 18 (Trestikket) og 44 % (Skjærsjøen). De forsurete innsjøene Ravnsjøen og Trestikket hadde de laveste andelene, med henholdsvis 21 og 18 %. Sandungen, en av innsjøene med antatt lav belastning, hadde også en lav andel forsuringsfølsomme arter (22 %). Sandungen hadde imidlertid en lavere ph (6,2-6.4) enn de øvrige referansesjøene, og det ble målt forhøyede verdier av labilt aluminium på alle prøvetakingsdatoer (12-2 µg/l), noe som indikerer at Sandungen likevel er noe påvirket av forsuring. De fem resterende referanseinnsjøer hadde alle andeler over 3 %. I forbindelse med overvåkingsprogrammet Langtransporterte forurensninger biologiske effekter ferskvann (sur nedbør programmet) er andelen forsuringsfølsomme arter brukt som et mål for å vurdere innsjøens forsuringstilstand. I en ikke-forsuret referansesjø er det anslått at andelen varierer med innholdet av kalsium og andre ioner, humusinnhold og klimatiske forhold. For svært kalkfattige og kalkfattige innsjøer inkludert i sur nedbør programmet ligger referanseverdien normalt mellom 2 og 3 % forsuringsfølsomme arter (SFT 29). Referansesjøene i basisovervåkingen i 21 har generelt et noe høyere kalsiuminnhold og et gunstigere klima enn de fleste innsjøene inkludert i sur nedbør overvåkingen. Det er sannsynlig at referanseverdien for disse sjøene må settes noe høyere, for eksempel ved 3 % forsuringsfølsomme arter. Arter innen slekten Daphnia har en sentral funksjon som indikatorer, både for dagens innsjøer og i historisk sammenheng. Dafniene er blant de mest forsuringsfølsomme småkrepsene (Havens m.fl. 1993). Allerede ved ph 6, begynner artene å opptre med avtagende frekvens, og de mangler med få unntak i lokaliteter med ph lavere enn,4. Det er imidlertid vist at kalsium kan være begrensende faktor for Daphnia spp. (Hessen m.fl. 199, Hessen m.fl. 2), og de kan derfor mangle ved lave kalsiumkonsentrasjoner, selv om innsjøen har en god vannkvalitet for øvrig (Schartau m.fl. 21). For de vanntypene som er representert i basisovervåkingen i 21 (kalkfattige sjøer i lavlandet og skog), er det likevel lite sannsynlig at kalsiumkonsentrasjonen forklarer manglende forekomst av dafnier. I to av referanseinnsjøene (Blindevatnet og Sandungen) ble det ikke registrert dafnier. I de fire resterende referanseinnsjøer ble det registrert to eller tre dafniearter. Andelen i tre av fire innsjøer var generelt lav og med unntak av Skærsjøen (24,8 %) varierte andelen mellom 4,7 % (Vatnebrynnvatnet) og 1,4 % (Hersjøen) (Figur 11). Det er vist at forekomsten og tettheten av dafnier vil variere med en rekke forhold, blant annet med artssammensetning og tetthet av planktonspisende fisk, og det er sannsynligvis vanskelig å fastsette typespesifikke referanseverdier. I alle referansesjøene med tynn eller maglende bestand av dafnier er det påvist planktonspisende fisk som røye eller sik (se kap. 4.6).

21 Antall arter Resultatene fra basisovervåkingen viser ellers at det må tas hensyn til både artsantall, andel indikatorarter og relativ mengde av utvalgte indikatorarter (for eksempel dafnier) for å vurdere forsuringstilstanden til en innsjø. Krepsdyrfaunaen i innsjøer endrer seg med trofitilstanden, (Karabin 198, Lyche 199, Straile og Geller 1998). Noen arter blir ofte forbundet med næringsfattige forhold eutrofieringsfølsomme), så som Bosmina longispina og Holopedium gibberum, andre assosieres med mer næringsrike innsjøer som for eksempel Bosmina longirostris, Mesocyclops leuckarti og Thermocyclops oithonoides (eutrofieringstolerante, Walseng upubl.). Alle de forannevnte arter er representert i dette materiale. Arter, som utfra et erfaringsmessig grunnlag kan karakteriseres som eutrofieringsfølsomme, utgjør mellom 16 (Hersjøen) og 2 % (Ravnsjøen) av den totale krepsdyrfaunaen i innsjøene. Basert på totalt individantall utgjør de eutrofifølsomme artene mellom 63 % (Ravnsjøen) og 99 % (Vatnebrynnvatnet) av krepsdyrene. Innsjøene som er undersøkt mht. småkreps dekker en smal trofigradient og er alle forholdsvis næringsfattige. Under slike forhold vil småkrepsfaunaen først og fremst være bestemt av andre forhold enn innsjøens innhold av næringssalter Hoppekreps Vannlopper Figur 9: Artsantall av småkreps (vannlopper og hoppekreps) i seks referansesjøer (R) og to forsurete sjøer (F) i 21. Merk: krepsdyrfaunaen er ikke undersøkt i de fire eutrofierte innsjøene (E).

22 % av totalt antall individer % av totalt antall arter Figur 1: Andel forsuringsfølsomme småkreps (vannlopper og hoppekreps) i seks referansesjøer (R) og to forsurete sjøer (F) i 21. Rød linje angir mulig genseverdi for svært god/god tilstand (se hovedtekst). Merk: krepsdyrfaunaen er ikke undersøkt i de fire eutrofierte innsjøene (E) * * * * Figur 11: Andel dafnier (Daphnia spp.) i planktonet i seks referansesjøer (R) og to forsurete sjøer (F) i 21. * ingen dafnier funnet i 21. Merk: krepsdyrfaunaen er ikke undersøkt i de fire eutrofierte innsjøene (E).

23 Bunndyr Bruk av bunndyr (makroinvertebrater) for tilstandsvurdering av elver har lange tradisjoner i Norge, som i Europa og i Nord-Amerika. Basert på kunnskap om artenes følsomhet for forsuring utviklet Raddum og Fjellheim (1984) og Raddum (1999) tidlig et klassifiseringssystem for vurdering av forsuringstilstand i rennende vann. For innsjøer er kunnskapen mer begrenset. I dette kapitlet er resultater både fra undersøkelse av bunndyr i innsjøenes litoralsone og i utløpselven presentert. Fokus har vært på vurdering av forsuringssituasjonen. Totalt 124 taksa av bunndyr ble registrert i åtte undersøkte innsjøer basert på litorale prøver i strandsonen og innsjøens utløpselv. Antallet taksa per innsjø varierete fra 23 til 6. Innsjøene kan imidlertid ikke sammenlignes direkte. Dette skyldes ulikheter i litoralsonens/utløpets utstrekning, utforming og substrat. Forskjeller i substratets sammensetning kan ha effekt på bunndyrenes abundans og artssammensetning i tillegg til effekten av forsuring. I prinsippet forblir det derfor usikkert om målte effekter på bunndyr reflekterer forsuring eller er forårsaket av andre miljøfaktorer. De mest artsrike gruppene var vårfluer (Trichoptera, 33 taksa), biller (Coleoptera, 2 taksa), døgnfluer (Ephemeroptera, 17 taksa), steinfluer (Plecoptera, 12 taksa), tovinger (Diptera, 11 taksa) og øyenstikkere (Odonata, 11 taksa). I tilstandsvurdering av ferskvann basert på bunndyr fokuseres det vanligvis på døgn- og steinfluer. Listen ovenfor indikerer imidlertid at det bør være mer fokus på bruk av vårfluer og biller i tilstandsvurderingen. Selv om disse kan være noe vanskeligere å identifisere enn døgn- og steinfluer, så er dette artsrike grupper med et potensiale for å gi en mer sikker tilstandsvurdering av ferskvann. For klassifisering av innsjøer basert på bunndyr vil det derfor være en klar fordel med en standardisert taksonomisk liste for å sikre at makroinvertebratene identifiseres til samme taksonomiske nivå. Av bunndyrforsuringsindeksene er det kun forsuringsindeks 1 (modifisert Raddum indeks 1) og MultiClear indeksen som gir et rimelig godt bilde av forsuringssituasjonen (Figur 12-1). Dersom beregningene av indeksene er basert på kombinerte prøver (litoral + utløp) gir disse to indeksene tilsvarende tilstandsklasse: Alle potensielle referansesjøer er klassifisert til svært god tilstand bortsett fra Hersjøen som har blitt klassifisert til god tilstand; de forsurede innsjøene er klassifisert til dårlig eller svært dårlig tilstand. Tilstandsklassen for en gitt innsjø kan imidlertid variere med hvordan indeksen er beregnet. Forsuringsindekser basert på kombinerte prøver (litoral + utløp) synes å gi et rimelig godt bilde av forsuringssituasjonen. Tilstandsvurderingen basert på enkeltprøver er imidlertid inkonsistent, dvs. at de ulike forsuringsindeksene indikerer til dels svært forskjellig tilstand for en gitt innsjø (resultater ikke vist). De øvrige indeksene gir en dårligere tilstandsklasse for noen av referanseinnsjøene. Eutrofieringsindeksen ASPT indikerer at all referanseinnsjøene (her representert med utløpsprøver, Figur 16) er i god tilstand, mens forsurede innsjøer er klassifisert til moderat eller god tilstand. Små eller ingen forskjeller mellom referansesjøene og de forsurete innsjøene indikert ved ASPT er ikke uventet i og med at ASPT indeksen først og fremst er utviklet for å vurdere effekten av eutrofiering/organisk belastning. Fra de eutrofierte basisovervåkingssjøene finnes det imidlertid ingen bunndyrdata. Indeksverdi = 1 for forsuringsindeks 1 betyr at tilstanden er god eller bedre. For å kunne skille mellom god og svært god tilstand er antall individer av de mest forsuringsfølsomme bunndyrene benyttet jfr. beskrivelse i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa, Vanndirektivet 29). I Austre Bjonevatnet, Blindevatnet, Sandungen, Skjærsjøen og Vatnebrynnvatnet ble det funnet flere svært sensitive bunndyr i alle prøvene, noe som indikerer svært god tilstand. Hersjøen har derimot få individer og arter tilhørende de mest følsomme bunndyrene, og tilstanden vurderes derfor som god.

24 Forsuringsindeks 1 (snitt) En omfattende litteratur dokumenterer at forsuring fører til redusert artsdiversitet. Det er derfor sannsynlig at noen av de problemene som er knyttet til de benyttede indeksene kan løses ved å vurdere forhold knyttet til diversitet, artsantall og dominansforhold framfor forhold som er knyttet til spesifikke arter. Selv om innsjøer med samme grad av forsuringspåvirkning kan inneholde ulike arter av invertebrater, er det mulig å modellere hvilke artssamfunn som kan forventes og sannsynligheten for dette, fordi tilsvarende relative mengdeforhold og artssammensetninger kan forventes. Det er også mulig å utvikle indekser basert på total tetthet av bunndyr, men dette vil kreve en strikt standardisering av innsamlingsprosedyren, noe som vanligvis ikke er gjennomførbart dersom de fysiske forholdene varierer mye. I tillegg kan vurderingen av økologisk tilstand med hensyn til forsuring også være basert på sammensetningen av funksjonelle grupper, for eksempel andelen scrapers forhold til andelen shredders eller andelen av arter med korte livssykluser i forhold til andelen av arter med lang livssyklus. Til slutt, i stedet for å basere tilstandsvurderingen på en enkelt indeks, vil kombinasjon av ulike indekser eller parametre, for eksempel i form av en multimetrisk indeks, kunne brukes for å ta høyde for ulike effekter av forsuring (akkurat som i MultiClear indeksen). For eksempel, noen bunndyrgrupper påvirkes av forsuring ved endring i artsantall, andre gjennom endringer i dominansforhold og atter andre gjennom endring av sammensetning av arter, for eksempel ved et skifte i artsinventar. Et integrert mål på forsuringstilstanden kan derfor balansere ulike effekter, og gi en mer robust indeks som er mindre mottakelig for de økologiske virkningene av andre miljøfaktorer og derigjennom bidra til en mer sikker klassifisering av innsjøers økologiske tilstand. 1,,9,8,7,6,,4,3,2,1 *, A. Bjonevatnet (R) Blindevatnet (R) Hersjøen (R) Sandungen (R) Skjærsjøen (R) Vatnebrynnvatnet (R) Ravnsjøen (F) Trestikket (F) Akersvatnet (E) Borrevatnet (E) Isesjøen (E) Tunevatnet (E) Figur 12: Tilstandsklassifisering av bunndyr basert på forsuringsindeks 1 for seks referansesjøer (R) og to forsurete sjøer (F) i 21. Verdien er basert på gjennomsnitt av kombinerte prøver (litoral + utløp) fra hver prøvetakingsdato. Økologisk tilstandsklasse er angitt med farge (se figur 2). Rød stjerne (*) angir at forsuringsindeksen har verdi, dvs. svært dårlig tilstand. Fastsettelse av god tilstand vs svært god tilstand er basert på mengden av de mest forsuringsfølsomme bunndyrene (se hovedteksten). Merk: bunndyrfaunaen er ikke undersøkt i de fire eutrofierte innsjøene (E).