Forord. Trondheim, desember Yngve Svarte Direktør Artsavdelingen

Transkript

1

2

3 Forord Forsuring av vann og vassdrag er fortsatt et av de alvorligste miljøproblemer i Norge. Langtransportert sur nedbør (SO2 og NOx) er den enkeltfaktor som har ført til størst reduksjon av biologisk mangfold i ferskvatn. Hovedmottiltaket er reduksjoner i luftutslipp basert på internasjonale avtaler. I den senere tid har vi begynt å registrere virkningen av reduserte utslipp i form av mindre surt vatn i vassdragene, økt overlevelse av fiskeyngel og forekomst av flere forsuringsfølsomme bunndyrarter i områder med forsuringsskader. Direktoratet for naturforvaltning (DN) har det sentrale forvaltningsansvaret for kalkingsvirksomheten i Norge. Inntil vannkvaliteten er kommet tilbake til et nivå som er akseptabelt for fisk og annet liv i ferskvann, er det i utvalgte områder gitt statlig støtte til å restaurere vannkvaliteten ved hjelp av kalking. Hovedmålene for virksomheten er bevaring av biologisk mangfold i forsuringsskadde vassdrag og å bedre forholdene for fritidsfiske i de forsuringsramma områdene. DN gjennomfører årlig flere forsknings- og utviklingsprosjekt for å optimalisere effekten av vassdragskalkingen både med hensyn til effekt på fisk og annet liv i ferskvann. Dette gjør det mulig å dosere rett kalkmengde og bruke rett kalkingsstrategi, noe som igjen gjør det mulig å gjennomføre kalkingen kostnadseffektivt. I de senere år har det vært økt fokus på å justere kalkdosene i takt med registrerte endringer i forsuringssituasjonen. Kunnskap om endringer får vi fra statlig overvåking av vannkvaliteten og i forekomst av biologiske organismer i ukalkede og kalkede forsuringspåvirkede vassdrag. I Norge er det lang erfaring med kalking av gytebekker med skjellsand og kalkgrus som tiltak for å styrke aurebestander truet av forsuring. Det har likevel manglet kunnskap om hvordan bekkekalkingen virker på vannkjemi, bunndyr og fisk. Denne kunnskapen er en forutsetning for å kunne lage gode retningslinjer for utlegging av skjellsand og kalkgrus. For å øke kunnskapen om bekkekalking har DN gjennomført to forskningsprosjekt i perioden der målet var å dokumentere effekter av bekkekalking på vannkvalitet, bunndyr og fisk. På bakgrunn av disse resultatene skulle det gis konkrete anbefalinger om dosering og utleggingsmåte for skjellsand og kalkgrus. Denne rapporten inneholder resultatene fra disse undersøkelsene. Undersøkelsene er gjennomført i samarbeid mellom Laboratorium for ferskvannsøkologi (LFI) og innlandsfiske, Universitetet i Bergen og Norsk institutt for vannforskning (NIVA), Sørlandsavdelingen, der Bjørn Barlaup (LFI) har vært prosjektleder. Fylkesmennene i Aust-Agder, Hordaland og Sogn og Fjordane har deltatt i utvelgelsen av forsøkslokaliteter og levert sentralt grunnlagsinformasjon til forskningsprosjektet. Kontaktperson for prosjektet i DN er Roy M. Langåker. Trondheim, desember 2002 Yngve Svarte Direktør Artsavdelingen 3

4 Prosjektleders forord Bekkekalking er en av de første kalkingsteknikkene som ble brukt i Norge. Allerede på 1920-tallet ble kalkstein og skjellsand brukt for å bedre vannkvaliteten i gytebekker og klekkeri på Sørlandet. Da forsuringsproblemene økte på og tallet økte også omfanget av bekkekalking, og i de etterfølgende tiår er det blitt en vanlig brukt kalkingsstrategi. Erfaringene med bekkekalking er for det meste positive, og et stort antall aurebestander er trolig oppretthold på grunn av denne kalkingen. Imidlertid foreligger det få studier som omhandler bekkekalking, og dokumentasjon på hvordan metoden fungerer har derfor vært liten. Behovet for slike studier ble derfor påpekt fra miljøvernavdelingene hos Fylkesmannen og fra Norges jeger- og fiskerforbund (NJFF). For å imøtekomme dette behovet tildelte Direktoratet for naturforvaltning (DN) to prosjekter på bekkekalking til LFI v/universitet i Bergen og NIVA Sørlandsavdelingen. Det første prosjektet ble utført i og undersøkte aurens valg av gyteplass i forhold til utlagt skjellsand. Et oppfølgende prosjekt, som inkluderte både bekkekalking med skjellsand og kalkgrus, ble utført i perioden Samlet har prosjektene hatt som mål å dokumentere effekter av bekkekalking på biologi og vannkjemi for å gi konkrete anbefalinger om dosering og utleggingsmåte. Begge prosjektene rapporteres i denne rapporten. Prosjektene har vært utført som et samarbeid mellom Laboratorium for ferskvannsøkologi og innlandsfiske (LFI) ved Universitetet i Bergen og NIVA Sørlandsavdelingen. Laboratorium for analytisk kjemi (LAK) v/norges Landbrukshøyskole har utført analysene av aluminium på fiskegjeller og plommesekkyngel. I tillegg har vi hatt et godt samarbeid og konstruktive diskusjoner med miljøvernavdelingene hos Fylkesmannen i Agder-fylkene og i Sogn og Fjordane. Miljøvernavdelingen i Sogn og Fjordane har bidratt med vannkjemiske data fra flere av bekkene som er kalket med kalkgrus. NJFF v/kontaktperson Helge Pedersen har også gitt nyttige innspill og bidratt til å få satt bekkekalking på dagsordenen. En rekke grunneiere, grunneierlag og lokale fiskelag har bistått med lokal informasjon om de enkelte bekkene. Vi takker alle for et godt samarbeid underveis. Bergen, Bjørn T. Barlaup Forsker, LFI, Universitetet i Bergen 4

5 Sammendrag På oppdrag fra Direktoratet for naturforvaltning (DN) er det i perioden utført undersøkelser for å framskaffe kunnskap om hvordan bekkekalking med skjellsand og kalkgrus påvirker biologiske og vannkjemiske forhold. Målsettingen med prosjektet er å utarbeide konkrete retningslinjer for metode og doseringsmengde ved bekkekalking. Det er foretatt undersøkelser i ni bekker som er kalket med skjellsand i Agder-fylkene og sju bekker som er kalket med kalkgrus i Hordaland og Sogn og Fjordane. Opplysninger om når bekkene er kalket og kalkmengder er innhentet fra miljøvernavdelingene, kommunene, grunneierlag og lokale fiskelag. Det er også foretatt en intervjuundersøkelse for å bestemme rådende praksis når det gjelder utførelse og oppnådd effekt av bekkekalking med skjellsand i Aust-Agder. Feltarbeidet har i hovedsak vært basert på vannkjemisk prøvetaking av overflatevann og av vann nede i bekkegrusen, registrering av gytegroper og eggoverlevelse, og undersøkelser av bunndyrsamfunn. Resultatene viser at bekkekalking med skjellsand og kalkgrus gir en positiv effekt på overflatevann ved lav vannføring, men ved høy vannføring og flom vil ikke denne type kalking avsyre overflatevannet. Kalkingen gir derimot en positiv effekt på de vannkjemiske forhold nede i bekkegrusen både ved lav og høy vannføring. Dette skyldes at kalken blander seg godt med bekkegrusen, noe som oppnås uavhengig av om kalken legges ut manuelt eller maskinelt. I perioder med surt vann, som blant annet forekommer i forbindelse med snøsmelting om våren, vil kalken nede i bekkegrusen beskytte rogn og plommesekkyngel. Disse tidlige livsstadiene er de mest surhetsømfintlige i aurens livssyklus. Når yngelen kommer opp av grusen er snøsmeltingen over, og de vannkjemiske forholdene er som regel bedret som følge av lavere vannføring og større innslag av grunnvannstilsig. Beskyttelsen bekkekalkingen gir rogn- og plommesekkstadiene er derfor trolig hovedårsaken til den positive effekten på bestander av aure. Bunndyrene som lever over bekkegrusen gis ikke samme beskyttelse, og bekkekalkingen synes derfor ikke å føre til etablering av forsuringsfølsomme bunndyr slik det skjer når elver kalkes med kalksteinsmel fra doserere. Den positive effekten av bekkekalking på vannkjemien nede i bekkegrusen oppnås selv om den synlige mengden skjellsand eller kalkgrus på bekkebunnen er svært lav (~ 0-10 % overflatedekning). Effekten oppnås på en strekning minst hundre meter nedstrøms kalkingspunktet. Sistnevnte forhold vil naturlig nok være avhengig av hvor mye kalk som legges ut og av strømningsforholdene i bekken. Fisken velger som regel gyteplasser på steder med innslag av kulper og stryk, og hvor bekkegrusen har en kornfordeling på mm. Utlegging av skjellsand og kalkgrus med en kornstørrelse på 3-8 mm endrer den optimale sammensetningen av gytegrusen i retning av mer finkornet grus. Resultatene viser at auren aktivt unngår å gyte i bekkene dersom overflatedekningen av skjellsand blir over ca. 50%. Overdosering som resulterer i for høy dekningsgrad (>50%) er et generelt problem som kan føre til en betydelig forringelse av gyteområdene. Slik overdosering vil i tillegg redusere produksjonen av bunndyr, som er den viktigste næringskilden for fisken. Basert på undersøkelsene utført i Agderfylkene anbefaler vi en nedbørfeltbasert dose med skjellsand på 1 tonn/km 2 /år. Ut fra tilsvarende undersøkelser med kalkgrus på Vestlandet anbefales en nedbørfeltbasert dose med kalkgrus på 2 tonn/km 2 /år ved førstegangskalking. Dosene kan også beregnes i forholdet til kalket bekkestrekning, og anbefalt dosering er da 20 kg skjellsand/m/år (Agder) og kg kalkgrus/m/år (Vestlandet). Den årlige tilførselen (vedlikeholdskalking) bør bestå i å supplere kalk som er oppløst (trolig opp mot 20%) eller vasket ut (opp mot 100%) i løpet av året. Hvis kalken akkumuleres over år bør en avvente videre kalking. Resultatene viser at de anbefalte dosene vil bedre vannkjemien nede i bekkegrusen og dermed beskytte rogn og plommesekkyngel. I flere av de undersøkte bekkene har et slikt doseringsnivå trolig bidratt til å opprettholde reproduksjon av aure. Anbefalingen er lavere enn den veiledende dosen fra 5

6 miljøvernavdelingen, som de siste årene har vært oppgitt til ca. 3 tonn/km 2 /år. Større doser i bekker vil som regel komme i konflikt med en målsetting om å ivareta fiskens gyteområder og dette forholdet er tillagt stor vekt ved anbefaling av dose. En annen grunn til å unngå overdosering er at den vannkjemiske effekten ikke vil øke i takt med økende dosering siden større mengder skjellsand og kalkgrus vil fylle opp kulper og høler og dermed redusere løseligheten. Ved iverksetting av bekkekalking er det viktig at doseringen tilpasses den enkelte bekk ved å ta hensyn til gyteområdene for fisken. Dette vil i enkelte tilfeller kunne medføre en lavere dosering enn anbefalt. Før utlegging av kalk bør gyteområdene lokaliseres slik at kalken kan legges ut oppstrøms strekningene med gyteområder. Dette vil sikre at kalken blandes med gytegrusen. Overdosering ( > 50% overflatedekning med kalk på gyteplassene) må unngås. Rapporten viser også til vellykkede eksempler på at kalkgrus kan brukes til å øke eggoverlevelsen på gyteplassene til innsjøgytende aure. Ved denne formen for kalking er det helt avgjørende at kalkgrusen har en kornfordeling (hovedsaklig mm) som samsvarer med gytegrusen. Videre er det viktig at kalkgrusen vaskes ren for kalksteinsmel, at den blandes opp med noe naturlig grus, og at den legges ut på eller nær kjente gyteområder. 6

7 Innhold Side Forord... 3 Prosjektleders forord... 4 Sammendrag Innledning Bekkekalking som tiltak mot forsuring Effekter på fiskebestander av aure Målsetting for prosjektet Materiale og metoder Opplysninger om kalking med skjellsand og kalkgrus Kalktyper Lokaliteter og prøvetaking Resultater og diskusjon skjellsand Bekkekalking med skjellsand Vannkjemiske forhold Rådende praksis for dosering av skjellsand Overlevelse av rogn i bekker med skjellsand Aurens valg av gyteplass i forhold til utlagt skjellsand Undersøkelser av bunndyr i bekker med skjellsand Anbefalt dosering av skjellsand Konklusjoner og retningslinjer for kalking med skjellsand Resultater og diskusjon kalkgrus Kalking av Vesleelva, Ortnevik Kalking av sidebekker i Vaksdal, Hordaland Kalking av innløpsbekker til tre innsjøer i Sogn og Fjordane Rådende praksis for dosering av kalkgrus Andre resultat ved bruk av kalkgrus Aurens valg av gyteplass i forhold til utlagt kalkgrus Undersøkelser av bunndyr i bekker med kalkgrus Anbefalt dosering av kalkgrus Konklusjoner og retningslinjer for kalking med kalkgrus Litteratur...64 Vedlegg

8 1. Innledning 1.1 Bekkekalking som tiltak mot forsuring Sur nedbør er det alvorligste miljøproblemet for ferskvannsfisk i Norge. Det er antatt at forsuring har medført skade på fiskebestander i et område som tilsvarer om lag 25% av landets totale areal, og at omlag 9600 bestander har gått tapt og at ytterligere 5400 bestander er skadet (Hesthagen m.fl. 1999a). Aure er den arten som er hardest rammet, og den utgjør om lag 80% av de tapte bestandene. Internasjonale avtaler for å begrense svovel- og nitrogenutslipp har medført betydelige reduksjoner av svovel i nedbøren som igjen har ført til en viss bedring av vannkjemien (SFT 1999). Imidlertid vil det ta lang tid å oppnå akseptabel vannkvalitet i store områder, og det er derfor stadig nødvendig å fortsette med mottiltak for å bevare eller gjeninnføre fiskebestander i forsuringsutsatte vassdrag. For å motvirke de skadelige effektene av forsuring avsyres vannet i vassdragene med kalk (DN 2000; Kroglund m.fl. 1994). Innsjøkalking og kalking av vassdrag med doseringsanlegg er de dominerende kalkingsstrategiene og det er gjennomført kalking av ca. 20 laksevassdrag og ca innsjøer. I disse prosjektene er det hovedsakelig kalksteinsmel som brukes til å avsyre vannet. Bekkekalking med skjellsand og kalkgrus utgjør i kvantum en relativt liten del av kalkingen på landsbasis, men kan allikevel sies å være en utbredt kalkingsstrategi, særlig på Sørlandet (tabell 1). Andre kalktyper blir også brukt ved bekkekalking, bl.a. har en positive erfaringer med bruk av korallgrus (Pedersen m.fl. 1992; 1995), og det har også vært utført forsøk med fast silikat som avsyringsmiddel. Forsøk med utlegging av fast silikat har imidlertid vist minimale effekter ettersom denne typen silikat ikke løser seg raskt nok opp til å gi de ønskede effekter (Åtland m.fl. 1998). Foreliggende rapport er avgrenset til bekkekalking med skjellsand og kalkgrus. Bekkekalking er en av de første kalkingsteknikkene som ble brukt i Norge. Allerede på 1920-tallet ble kalkstein og skjellsand brukt for å bedre vannkvaliteten i gytebekker og klekkeri på Sørlandet (Dahl 1926; Torgersen 1934). Sømme (1944) omtaler både kalking av bekker med kalkstein og skjellsand for å bedre forholdene for fisk bl.a. ved å blande inn skjellsand i gytegrusen. Samtidig med økende forsuringsproblemer på og 1970-tallet økte også omfanget av bekkekalking med skjellsand (Kalleberg 1976; Baalsrud m.fl. 1985), og utover på og 1990-tallet har skjellsandkalking blitt en vanlig brukt kalkingsstrategi, særlig i Agder-fylkene. Skjellsandbrønner var vanlig i bruk på og 1980-tallet (Storhaug & Tryland 1984), men bruken har avtatt utover på 1990-tallet. Det skyldes at de er arbeidsintensive og at en har hatt store driftsproblemer. Bekkekalking med bruk av kalkgrus har for det meste vært benyttet i Telemark og Sogn og Fjordane og har et langt mindre omfang enn kalking med skjellsand. 8

9 Tabell 1. Oversikt over forbruk av de vanligste kalkproduktene i tonn/år i ulike fylker. Data innhentet fra miljøvernavdelingen hos Fylkesmannen i de ulike fylker. Fylke År Kalksteinsmesangrus Skjell- Kalksteins- Østfold Hedmark Oslo og Akershus Oppland Buskerud Vestfold Telemark Aust-Agder Vest-Agder Rogaland Hordaland Sogn og Fjordane Sum Hensikten med bekkekalking er å ta vare på fiskebestander ved å bedre rekrutteringsforholdene for fisk som gyter på bekk, dvs. i hovedsak aure. Lokale erfaringer med bekkekalking med skjellsand og kalkgrus er for det meste positive med tilbakemeldinger om at det har ført til økt rekruttering av fisk. Dette forholdet gjenspeiles også i resultatene fra prosjekter om biologisk status i kalka innsjøer der det ble påvist en positiv sammenheng mellom bekkekalking med skjellsand og fangst av aure i forsuringspåvirkede lokaliteter (Forseth m.fl. 1997; Kleiven & Håvardstun 1997). Imidlertid er kunnskapen om hvordan bekkekalkingen påvirker vannkjemiske og biologiske forhold begrenset. 1.2 Effekter på fiskebestander av aure Ved bekkekalking kalkes som regel bekken som er gyte- og oppvekstområde for aure. Aure gyter om høsten, og ved befruktning graver hunnfiskene eggene ned i elvegrusen. I løpet av våren utvikler eggene seg til øyerogn, før de klekker. Etter klekking ligger plommesekkyngelen i grusen i flere uker, avhengig av temperaturforholdene, før den har brukt opp plommesekken og kommer opp av grusen. Fra da av går den over til å ta til seg føde ved egen hjelp. I lavereliggende strøk i Sør-Norge skjer dette som regel i siste halvdel av mai eller i første halvdel av juni. Yngelen bruker deretter bekken som oppvekstområde. Hvor lenge aureyngelen blir på bekken før den eventuelt vandrer ut i innsjø eller elv kan variere fra dager til år (Jonsson 1989). Aurebestander som er påvirket av forsuring karakteriseres som regel ved rekrutteringssvikt, dvs. bestanden domineres av eldre fisk (Jensen & Snekvik 1972; Muniz & Leivestad 1980; Rosseland m.fl. 1980). Rekrutteringssvikten skyldes som regel at gytebekkene forsures med det resultat at rogn og plommesekkyngel dør. Rogn hos aure og andre laksefisk er sensitive for lav ph (Brown & Lynam 1981; Brown 1982; Brown & Sadler 1989), og stadiet før øyerogn er generelt mer sensitivt enn øyerognstadiet (Woodward m.fl. 1989; Ingersoll m.fl. 1990). Årsaken til at eggene er følsomme for surt vann er trolig en reduksjon i ph i eggets indre miljø. Det forstyrrer den normale enzymaktiviteten (Peterson m.fl. 1980; Kugel & Peterson 1989). Etter klekking er plommesekkyngelen sensitiv for både lav ph og aluminium som hemmer normal ioneregulering i gjellene som er under utvikling (Baker & Schofield 1982; Skogheim & Rosseland 1984; Reader m.fl. 1988). Eksponering til surt, aluminiumsrikt vann har også vist seg å redusere svømmeaktiviteten hos plommesekkyngel (Reader m.fl. 1988; Sayer m.fl. 1991a). Det kan indirekte forårsake dødelighet ved at yngelen ikke klarer å komme seg opp av grusen eller ved at den ikke klarer å 9

10 ta til seg nok næring (Gunn & Noakes 1987; Woodward m.fl. 1989; DeLonay m.fl. 1993). Etter at yngelen har kommet opp av grusen er den utsatt for de kombinerte effektene av lav ph og høye konsentrasjoner av giftig aluminium (labilt aluminium) (Driscoll m.fl. 1980; Baker & Schofield 1982; Fivelstad & Leivestad 1984; Wood & McDonald 1987; Rosseland & Staurnes 1994). Svikt i ionereguleringen er vanligvis betraktet som hovedårsaken til fiskedød i surt vann, men utfelling av aluminium på gjellene kan også forårsake respirasjonssvikt (Wood & McDonald 1987; Rosseland m.fl. 1990). Vannets konsentrasjon av kalsium er biologisk viktig siden økte konsentrasjoner av kalsium reduserer giftigheten av lav ph og labilt aluminium (Leivestad m.fl. 1980; Brown 1983; Wood & McDonald 1987). Imidlertid er denne positive effekten av kalsium ofte begrenset av de lave kalsiumkonsentrasjonene en finner i vann påvirket av forsuring (Wright & Snekvik 1978; Bulger m.fl. 1993; Lien m.fl. 1996). Effekten av bekkekalkingen på vannkjemi og biologi vil være avhengig av en rekke faktorer; som mengde kalk lagt ut, vannføring, vannkvalitet og bekkens utforming (bunnprofil og fall). Noen av disse forholdene kan variere mye over kort tid (vannføring og vannkvalitet), og bekken kan ha skiftende karakter fra øverst til nederst. Dette gjør det vanskelig å dokumentere hvordan ulike former for bekkekalking påvirker fisk og annen biologi. To forhold er viktige ved en vurdering av sammenhengen mellom bekkekalking og biologi. For det første effekten kalkingen har på overflatevannet og dernest effekten kalken har på vannet nede i bekkegrusen. Sistnevnte forhold er viktig siden flere forsøk har vist at skjellsand og kalkgrus kan blandes inn i bekkegrusen og dermed beskytte egg og plommesekkyngel mot surt vann (Gunn & Keller 1980; Rosseland & Skogheim 1984; Lacroix m.fl. 1992; Barlaup m.fl. 1998). Det er imidlertid usikkert i hvor stor grad dette resultatet har gyldighet for normal bekkekalking hvor kalken ofte tilføres bekken uten at den manuelt blir blandet med gytegrusen. Beskyttelse av de tidlige livsstadiene (egg og plommesekkyngel) nede i grusen har vært foreslått som forklaring på at bekkekalkingen har hatt en positiv effekt på rekruttering og dermed opprettholdelse av aurebestander i sure bekker (Rosseland & Skogheim 1984; L`Abbee Lund m.fl. 1985). Hvordan bekkekalking påvirker overflatevannet vil være avhengig av kalkdose, vannmengde, vannkvaliteten og kalkens løselighet. Oppløsningsforholdene er bestemt av bekkens utforming, både hvor mye av kalken som eksponeres for det sure vannet (tverrprofil og substrat) og den turbulensen som kan bidra til å knuse partiklene og dermed øke kalkens totale reaktive overflate. Det generelle inntrykket er at bekkekalking har en avsyrende effekt i perioder med liten vannføring, men at effekten er lav ved større vannføringer og flom (Matzow m.fl. 1985; Rosseland m.fl. 1984; L Abée Lund m.fl. 1985). 1.3 Målsetting for prosjektet Basert på en dokumentasjon av sammenhengene mellom kalkingsstrategi, vannkjemi og biologi, har hovedmålet for prosjektet vært å utarbeide konkrete retningslinjer for bekkekalking med skjellsand og kalkgrus. Dette kan gi en kalkingspraksis som er bedre tilpasset de biologiske målene, og dermed også en praksis som kan være mer kostnadseffektiv. Delmål for prosjektet har vært å svare på følgende spørsmål: 1) Hva er dagens praksis med tanke på kalkingsstrategi, dvs. mengde og frekvens av utlagt skjellsand/kalkgrus? 2) Hvilken nytteverdi opplever en lokalt at bekkelkalkingen har? 2) Hvilke vannkjemiske endringer medfører bekkekalking i overflatevann og nede i substratet? 3) Hvordan påvirker utlagt skjellsand gyteforholdene for aure? 4) Hvilken effekt har bekkekalking på rekruttering til fiskebestandene? 5) Hvilken effekt har bekkekalking på bunndyrsamfunnet? 10

11 2. Materiale og metoder De hydrologiske forholdene i en bekk er karakterisert ved stor variasjon som følge av raske endringer i vannføring. Dette ustabile miljøet fører til at en rekke ukontrollerbare faktorer kan være bestemmende for levende organismer i en bekk og i enkelte tilfeller overskygge effektene av kalking. For å oppnå resultater med mest mulig generell gyldighet, er undersøkelsene derfor basert på prøvetaking i mange bekker framfor mer intensiv prøvetaking i et fåtall bekker. 2.1 Opplysninger om kalking med skjellsand og kalkgrus Data fra miljøvernavdelingen i Aust-Agder er brukt for å gi en nærmere presentasjon av skjellsandkalking. Det er innhentet opplysninger om kalkingslokalitetene, kalkingsaktørene og tildelt kalkmengde til de enkelte prosjektene. I tillegg er et tilfeldig utvalg av kalkingsaktørene, representert ved grunneiere og fiskelag, intervjuet om bruk og resultat av skjellsandkalking. Informasjon om bruk av kalkgrus er i hovedsak hentet inn fra miljøvernavdelingene i Hordaland og Sogn og Fjordane, som er de fylkene hvor denne type kalking er mest utbredt. 2.2 Kalktyper Denne rapporten omhandler bruk av skjellsand og kalkgrus, som er de vanligste kalktypene benyttet ved bekkekalking. En oversikt over kalktyper og leverandører av kalk er gitt i en egen rapport fra DN (DN 1994). Skjellsand er et kalsiumbasert avsyringsmiddel som består av skalldyrrester som er sedimentert på havbunnen. Økologiske konsekvenser ved utvinning er vurdert av Golmen og Oug (1992). Basert på kornfordelingen av skjellsanden skilles det fra leverandør mellom ubehandlet skjellsand eller mergel (med dominerende kornstørrelse 1-7 mm), fin skjellsand (med dominerende kornstørrelse 1,5 til 2 mm) og grov skjellsand (med kornstørrelse 3-7 mm). Ved bekkekalking brukes grov eller ubehandlet skjellsand (mergel). Skjellsand har en egenvekt på om lag 0,8. Kalkgrus er et kalsiumbasert avsyringsmiddel som består av knust kalkstein. Kalkgrusen leveres som regel med spesifisert kornstørrelse innenfor ett av intervallene 3-8 mm, 8-16 mm eller mm. Ved bekkekalking brukes normalt fraksjonen 3-8 mm. Kalksteinsgrusen har en egenvekt på om lag 1, Lokaliteter og prøvetaking I perioden er ni skjellsandkalka bekker eller elver i Agder-fylkene undersøkt med tanke på vannkjemiske og biologiske forhold (se tabell 2). I tillegg er sju bekker eller elver i Hordaland og Sogn og Fjordane valgt ut for å måle effekten av utlagt kalkgrus (tabell 3). Navnene på bekkene er hentet direkte fra kart eller basert på stedsnavn og kan derfor avvike fra lokalt navn. Tabell 2. Oversikt over bekker/elver i Agder-fylkene som er kalket med skjellsand og som inngår i undersøkelsene. Lengde på kalket strekning er avstanden fra utleggingspunktet og nedstrøms til første innsjø. Undersøkelser utført i de ulike bekkene er angitt som følger 1= vannkjemi overflate, 2 = vannkjemi substrat, 3 = bunndyr, 4= gytegroper. Bekk/elv Kartreferanse (UTM) Nedbørfelt (km 2 ) Middelvann-føring (m 3 /s) Tilført skjellsand (tonn/år) Lengde på kalket strekning (m) Undersøkelser Beislandbekken ,93 0, ,2,3,4 Snøløsbekken ,93 0,19 8, ,2,3,4 Hålandsbekken ,18 0, >1000 1,2,3,4 Iglebekken ,18 0,07 0, ,2,3,4 Grøslebekken ,93 0, > 500 1,3 Mørløsbekken ,4 0, ,3 Åstjernbekken ,37 0,3 8 7 > ,3 Gompedalselva ,93 0, > ,2,3 Lisleelva ,38 0, ,2 11

12 1) 7 tonn/år i perioden , 1 tonn på forsøksfelt høsten1997, 2) 25 tonn/år i perioden , deretter 8,5 tonn/år, 3) Fra 1972 i mindre mengder og ulike kalktyper, men 10 tonn skjellsand/år fra ca til 1998, 4) 5 tonn , 0,9 tonn på forsøksfelt høsten 1997, 5) minimum 7 tonn årlig, 6) 7 tonn i 1995 og 1996, 10 tonn i 1997, 7) om lag 8 tonn fra ca til 1998, 8) 20 tonn pr. år i perioden , 9) 32, 30, 32, 20, 20 og 20 tonn fra Tabell 3. Oversikt over bekker/elver på Vestlandet som er kalket med kalkgrus og som inngår i undersøkelsene. Lengde på kalket strekning er avstanden fra utleggingspunktet og nedstrøms til første innsjø. Undersøkelser utført i de ulike bekkene er angitt som følger: 1= vannkjemi overflate, 2 = vannkjemi substrat, og 3= bunndyr. I alle bekkene har det vært brukt kalkgrus med kornfordeling fra 3-8 mm. Bekk/elv Kartreferanse (UTM) Nedbø r-felt (km 2 ) Middelvann-føring (m 3 /s) Tilført kalkgrus (tonn/år) Lengde på kalket strekning (m) Undersøkelser Vesleelva ,0 2, ,2,3 Norsebekken ,5 0,38 12, ,2,3 Mokobekken ,0 0,51 0,4 i ,2, 3 Innløp Botnavatn ,9 1, Innløp Holmevatn ,59 0, Innløp Krokevatn ,58 0, Mysterelva ,3 0,5 8,4-9, ,2,3 1) 50 tonn i mai 1999, 2) 12,8 tonn/år i perioden , 3) tonn i årene , to innsjøer oppstrøms Botnavatnet ble kalket i 1998, 4) tonn/år i perioden , 5) tonn/år i perioden , 6) 8,4 tonn i januar 2000 og 9,8 tonn i januar Kart med stedsangivelse av de ulike bekkene som inngår i undersøkelsen. Bekkene som er undersøkt på Sørlandet er kalket med skjellsand mens bekkene undersøkt i Hordaland og Sogn og Fjordane er kalket med kalkgrus 12

13 Vannkjemi I alle bekkene ble det tatt kjemiprøver av overflatevann opp- og nedstrøms utlagt skjellsand eller kalkgrus. Prøvene betegnet som oppstrøms ble tatt på strekningen ovenfor utlagt kalk hvor vannkjemi og biologi ikke er påvirket av kalk. Imidlertid er det umulig å ha full kontroll over hele vassdragets kalkingshistorie og noen av prøvene tatt oppstrøms kan derfor være påvirket av tidligere eller pågående kalkinger lenger opp i vassdraget. Dette gjelder særlig skjellsandkalking hvor det ofte blir tilført små mengder på en rekke steder innen et vassdrag. De vannkjemiske prøvene betegnet som nedstrøms ble tatt nedenfor strekningen hvor det meste av skjellsanden eller kalkgrusen har lagt seg, dvs. nedenfor bekkestrekningen hvor kalken tydelig kan sees på elvebunnen. I mindre bekker er disse prøvene som regel tatt m nedstrøms utleggingspunktet, men i noen bekker er det også tatt flere prøver i ulik avstand fra utleggingspunktet. Vannprøvene er analysert for ph, kalsium, alkalitet og aluminiumsfraksjoner hos NIVA og NINA. Alkalitet i mmol er den verdien som oppnås ved å titrere prøvevannet til ph 4.5. LAl og UmAl er den uorganiske aluminiumsfraksjonen. Den er beregnet som differansen av reaktivt Al og ikke-labil Al (NIVA) eller total monomert Al og organisk monomert Al (NINA). De valgte parametrene gir gode sammenhenger mellom vannkjemi og bestandsstatus hos aure (Lien m.fl. 1992; Andersson & Andersson 1984; Turnpenny 1992; Hesthagen & Jonsson 1998; Hesthagen m.fl. 1999b) og god informasjon om kalkoppløsning. I de fleste bekkene ble vannprøver av overflatevannet supplert med prøvetaking nede i elvegrusen. Hos laksefisk vil størrelsen på gytegrusen og gravedypet (dvs. hvor dypt eggene graves ned i grusen) øke med økende størrelse på gytefisken (e.g. White 1942; Crisp & Carling 1989; Kondolf 1993b; Kitano & Shimazaki 1995; Fleming 1996; Steen & Quinn 1999). Auren (fiskelengde < 30 cm) vil som regel grave ned eggene sine til om lag 10 cm dyp (De Vries 1997), og vannprøver ble derfor tatt i et sjikt ca. 10 cm nede i elvegrusen. Prøvetakingen ble utført ved bruk av en vannhenter konstruert for å ta vannprøver nede i elvegrus (Terhune 1958; Peterson 1978) (se tabell 1). Prøvetakeren består av et stålrør (lengde 135 cm, indre diameter 4 cm) som er perforert (porer som er 4 mm i diameter) i nedre enden. Når røret slås ned i grusen holder et stempel perforeringen tett slik at det ikke kommer vann inn i røret. Ved ønsket dyp trekkes det innvendige stempelet opp og vannet som omgir perforeringene nede i grusen strømmer inn i røret. Vannet blir så sugd opp fra røret og ned på prøveflaske ved hjelp av en håndpumpe. Disse vannprøvene er analysert for ph og kalsium ved NIVA. I tillegg ble det målt ph i felt fra et utvalg gytegroper i Snøløsbekken. Ved prøvetaking fra bekkegrus som er påvirket av kalkutlegging kan kalkpartikler komme med i prøvene. Kalkpartiklene kan deretter gå i løsning og øke ph-verdien og kalsiumkonsentrasjonen i prøvene før de analyseres. Likeledes kan konsentrasjonen av kalsium i prøvene bli overestimert ved at prøvene konserveres med salpetersyre før analyse. Til tross for en eventuell overestimering av ph og kalsium i disse substratprøvene vil resultatene gjenspeile om det er kalk tilstede i bekkegrusen hvor prøvene er tatt, og om kalken gir grunnlag for et forbedret miljø for egg- og plommesekkstadiet. I tillegg til vannkjemiske målinger ble det også utført en del målinger av oksygenforholdene nede i elvegrusen ved å senke en oksygenelektrode (YSI model 57) ned i røret. Målingene av oksygenkonsentrasjonene ble gjort i forbindelse med undersøkelsene av gytegroper. Vannføring Middelvannføringen i de undersøkte bekkene ble beregnet ved å legge til grunn nedbørfeltet og spesifikk avrenning for regionen (NVE 1987). I flere av bekkene ble vannføringen ved prøvetakingstidspunktet bestemt ved å måle vannhastighet i tverrprofiler av elveløpet. Vannhastigheten ble målt med en elektronisk vannhastighetsmåler. I de bekkene der dette ikke ble gjort ble vannføringen vurdert i forhold til middelvannføring. Undersøkelse av gyteområder og eggoverlevelse Gytegroper av aure ble lokalisert i de fire skjellsandkalkede bekkene Snøløsbekken, Beislandsbekken, Hålandsbekken og Iglebekken. Undersøkelser i disse bekkene ble lagt til grunn for studier av aurens valg av 13

14 gyteplass i forhold til utlagt skjellsand og forholdet mellom vannkjemi og eggoverlevelse. I hver av disse bekkene ble arealet egnet for gyting tallfestet utfra kriterier om substrat-sammensetning, vanndyp og vannhastighet. Deretter ble gytegroper lokalisert ved graving i substratet. Eggene ble samlet inn i en hov og overlevelse og forekomst av ulike livsstadier (rogn-øyerognplommesekkyngel) ble notert for hver enkelt gytegrop. Innslaget av skjellsand i den enkelte gytegrop ble definert som dekningsgrad av skjellsand på substratoverflaten innen en 30*30 cm ramme til nærmeste 10% og fordelt i kategoriene 0%, 0-25%, 25-50%, 50-75% og %. I Snøløsbekken ble det i tillegg tatt substratprøver fra gytegroper og fra utlagt skjellsand med en substratsamler (McNeil & Ahnell 1964). Substratprøvene ble analysert med tanke på partikkelsammensetning som igjen ga grunnlaget for å beregne forventet eggoverlevelse basert på den såkalte Fredleindeksen. Fredle-indeksen er basert på et stort empirisk materiale som beskriver sammenhengen mellom kornsammensetning i gytegroper og eggoverlevelse hos laksefisk (Lotspeich & Everest 1981; Chapman 1988). Imidlertid finnes det ikke empiriske data på sammenhengen mellom Fredle-indeks og overlevelse av aureegg. Sammenhengen mellom Fredle-indeks og eggoverlevelse hos regnbueare (r 2 = 0,95) (Tappel & Bjornn 1983; Chapman 1988) ble derfor lagt til grunn for å beregne forventet eggoverlevelse for aureegg ved ulike Fredle-verdier. I tillegg ble gyteområdene i Beislandsbekken og Iglebekken (oppstrøms tidligere utlagt skjellsand) kalket med skjellsand i august Dette ble gjort for å bestemme om aurens valg av gyteplass ble påvirket av dette utlegget. Disse gyteområdene ble derfor igjen undersøkt for gytegroper våren Imidlertid ble studiene i Iglebekken forringet grunnet en flom forårsaket av sprengning av en beverdam. Flommen vasket ut det meste av den utlagte skjellsanden og det ble derfor besluttet å avbryte forsøket i Iglebekken. Bunndyr For å bestemme effekter på bunndyrsamfunnet ble det innsamlet kvalitative prøver av bunndyrsamfunnet fra områder oppstrøms og nedstrøms utlagt skjellsand og kalkgrus (jf. tabell 1 og 2). Prøvene ble tatt med sparkemetoden (Frost m.fl. 1971). Prøvene ble samlet inn med en bunndyrhov, maskevidde 250 µm. I tillegg ble det tatt kvantitative prøver i Snøløsbekken med en Surber-samler med maskevidde 250 µm. Alle prøvene ble fiksert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av bunndyrmaterialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum 1990, Lien m.fl. 1992; Larsen m.fl. 1996). I forbindelse med forsuring og kalking er det først og fremst invertebratenes tålegrenser med hensyn på konsentrasjonen av H + (ph), kalsium, aluminium og humus som er aktuelle, dvs. ved hvilke konsentrasjoner stoffene enkeltvis eller i kombinasjon er dødelige for ulike arter. Under suboptimale forhold har en ofte skader knyttet til reproduksjonsrater, levetid, vekst og endring av konkurranseforhold. Mengdeforholdet mellom samme arter, henholdsvis under optimale forhold og nær tålegrensene for en eller flere arter, vil være forskjellige. Eksempelvis kan følsomme døgnfluer i rennende vann sammenlignes med tolerante steinfluer. I lite forsuret vann (ph > 6,0) er det alltid en overvekt av døgnfluer i forhold til steinfluer. Ved økende forsuring øker stresset på døgnfluene og tettheten av individer synker raskt. Ved ph 5,5 er som regel alle de følsomme døgnfluene borte i rennende vann, mens de tolerante steinfluene fortsatt finnes i stort antall (Raddum & Fjellheim 1984). Forholdstallet mellom følsomme døgnfluer og tolerante steinfluer kan derfor benyttes som indikator i en tidlig forsuringsfase av rennende vann og gir forsuringsindeks 1 og 2 (Raddum 1999). 14

15 3. Resultater og diskusjon skjellsand 3.1 Bekkekalking med skjellsand Det er i Agder-fylkene en bruker størst mengde skjellsand, og resultatene som presenteres her er ment å gi et bilde av rådende praksis. Resultatene fra undersøkelsen gjenspeiler både hvordan skjellsandkalking gjennomføres i praksis og hvordan en lokalt opplever at denne kalkingsstrategien fungerer. Forbruket av skjellsand i Aust-Agder nådde toppen i 1995 og 1996 med ca tonn pr. år (figur 1). Senere har forbruket gått ned til ca tonn årlig. Kommunevis fordeling av 214 bekker som fikk tildelt kalkingsmidler til skjellsandkalking i Aust-Agder i tidsrommet er vist i figur 2. De fleste lokalitetene (54%) ligger i Evje og Hornnes, Birkenes, Vegårshei og Valle. Med unntak av Bykle i Setesdal så er alle kommunene i Aust- Agder representerte. Skjellsandforbruk i A ust-agder Skjellsandforbruk, tonn/år År Figur 1. Totalt forbruk av skjellsand i Aust-Agder på 1990-tallet. 40 Antall lokaliteter Valle Bygland Evje og Hornnes Iveland Birkenes Lillesand Grimstad Gr.stad/Birkenes Froland Arendal Gjerstad Vegårshei V.hei/Tvedestrand Åmli Åmli/ Froland Risør Figur 2. Kommunevis fordeling av bekker som har fått tildelt kalkingsmidler til skjellsandkalking i Aust-Agder i tidsrommet

16 Fiskearter i kalkingsbekker; N = Antall bekker Aure Aure og bekkerøye Bekkerøye Fisketom Sjøaure Figur 3. Oversikt over fiskearter i et utvalg bekker med skjellsandkalking i Aust-Agder basert på intervju. Karakteristiske trekk ved skjellsandkalkede bekker Basert på et tilfeldig intervjumateriale som omfattet opplysninger fra 61 bekker i Aust- Agder er den gjennomsnittlige lengden på bekker som er skjellsandkalket 2,6 km. Den strekning som er kalket i disse bekkene er 0,57 km. Gjennomsnittlig fiskeførende strekning var 0,55 km (N = 15). Gjennomsnittlig høyde over havet ved bekkeslutt for de samme bekkene er 253 m o.h. Fiskearter i bekkene I bekkene dominerer rene bestander av aure, men det er også flere blandingsbestander med aure og bekkerøye (figur 3). Derimot er det bare en bekk med kun bekkerøye. Dessuten er det tre bekker der det er sjøaure. En bekk er fisketom. Det blir opplyst at bekkerøya er på retur i bekker som blir skjellsandkalket Metode for utlegging Det foreligger data om utleggingsteknikk for 17 lokaliteter i Aust-Agder. Det vanlige er å tippe skjellsanden delvis i bekken (9 bekker) og/eller på land like ved bekken (7 bekker), for så å spa ut etter behov. I bare ett tilfelle ble det opplyst at all skjellsanden ble tippet direkte i bekken/elva. I ett tilfelle ble det opplyst at de tidligere brukte brønn, men at det ble forlatt fordi det ble for mye arbeid. Det er også en tendens en har sett ute i felten, der en relativt ofte kan finne forlatte brønnarrangementer av ulik utforming og størrelse. Utlegging i forhold til gyteplasser Gyteplassene i de 14 bekkene med slike opplysninger var hovedsakelig lokalisert til den nedre delen av bekken (figur 4). Det ble ikke opplyst om gyteplasser langt oppe eller i sidegreiner i bekken. Skjellsanden i 26 lokaliteter ble i all hovedsak lagt ut oppstrøms gyteplassene. I seks tilfeller ble det opplyst at skjellsanden ble lagt ut på gyteplass, og i to tilfeller at den ble lagt ut nedstrøms gyteplass. Bestandsstatus og effekten av skjellsandkalking Av 76 lokaliteter kalket med skjellsand i Aust- Agder hadde 72 reproduserende aurebestander mens bare fire lokaliteter var uten reproduserende bestander. I et materiale på 10 lokaliteter ble bestandene karakterisert som god/overbefolket i de fleste av bekkene (6 stk), mens bestanden ble karakterisert som tynn i de resterende fire bekkene. Kalkingseffekten ble karakterisert som god eller svært god i 6 av 9 lokaliteter og moderat i to. Bare i ett tilfelle ble det opplyst at skjellsandkalking ikke hadde hatt noen effekt. 16

17 10 8 Gyteplasser i kalkingsbekker; N = 14. Antall Flere plasser oppover Langt nede Midt oppe Langt oppe Sidegrein(er) til Lokalisering i bekken bekken Figur 4. Oversikt over lokalisering av gyteplasser i et utvalg bekker med skjellsandkalking i Aust-Agder basert på intervju. 3.2 Vannkjemiske forhold Vannkjemi fra samtlige undersøkte bekker er sammenstilt i figurer. Noen av bekkene er representert ved flere målinger tatt på ulike tidspunkt. En oversikt over prøvetakingen og de vannkjemiske resultatene fra bekkene kalket med skjellsand er gitt i vedlegg 1 og 2. I de fleste bekkene var det ingen eller bare marginale forskjeller i kjemien målt oppstrøms og nedstrøms utlagt skjellsand (figur 5). Tre av lokalitetene, Mørløsbekken, Lislebekken og Gumpedalselva, skilte seg ut ved at det ble registrert en klar effekt nedstrøms utlagt skjellsand. I Mørløsbekken medførte skjellsandkalkingen en økning i ph fra 4,81 til 6,68, en økning i Ca fra 1,1 til 5,0 mg/l og en reduksjon i labilt Al fra 131 til 5 µg/l. I Lislebekken ble det registrert en tilsvarende økning fra ph 5,5 til 7,26, en økning i Ca fra 0,61 til 4,55 mg/l og en reduksjon i labilt Al fra 59 til 14µg/l. Begge disse bekkene er karakterisert ved å ha en høy kalkdose, lite nedbørfelt og at vannføringen var lav ved prøvetakingstidspunktet (< middelvannføring). I Gumpedalselva ble det registrert en økning i ph fra 5,36 til 5,70, en økning i Ca fra 1,23 til 1,54 mg/l og en reduksjon i labilt Al fra 44 til 15 µg/l. Gumpedalselva har et relativt stort nedbørfelt (20,9 km 2 ) og vannføringen ved måletidspunktet var 0,5 m 3 /s, noe under middelvannføring. Oppstrøms utlagt skjellsand ble det i de fleste bekkene bare påvist mindre forskjeller i ph målt i overflatevann og nede i substratet (figur 6). Derimot var konsentrasjonene av kalsium gjennomgående høyere nede i substratet sammenliknet med overflatevannet (figur 6). Enkelte målinger i Snøløsbekken, Beislandsbekken, Iglebekken og Hålandsbekken viste påfallende høye konsentrasjoner av kalsium nede i substratet oppstrøms skjellsandkalkingen. Dette skyldes sannsynligvis rester etter gammel skjellsandkalking som ikke ble oppdaget ved prøvetakingen. For Iglebekken og Beislandsbekken ble dette forholdet bekreftet ved innhenting av lokalinformasjon. Nedstrøms utlagt skjellsand ble det i samtlige bekker funnet en klar økning både i ph og kalsiumkonsentrasjonene målt nede i substratet sammenliknet med målinger fra overflatevann (figur 7). Dette viser at skjellsandpartiklene blander seg med grusen og påvirker vannkjemien nede i grusen. Løst kalsium kan imidlertid adsorberes (feste seg) til mineral- og moseoverflater og også gi økt bufferkapasitet i grusen (Hindar & Lydersen 1995). Vannet i bekkegrusen nedstrøms utlagt skjellsand hadde derfor en klart høyere ph og høyere kalsiumkonsentrasjon enn områdene oppstrøms den utlagte skjellsanden (figur 8). Dette gjelder samtlige undersøkte bekker og synes derfor å være uavhengig av utleggingsmetode. 17

18 ph i overflatevann oppstrøms utlagt skjellsand 8,0 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 ph i overflatevann nedstrøms utlagt skjellsand Ca (mg/l) i overflatevann oppstrøms utlagt skjellsand 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Ca (mg/l) i overflatevann nedstrøms utlagt skjellsand 30 Labilt Al (µg/l) i overflatevann oppstrøms utlagt skjellsand Labilt Al (µg/l) i overflatevann nedstrøms utlagt skjellsand Figur 5. Resultatene fra målinger av ph (øverst), Ca (midten) og labilt Al (nederst) i overflatevann opp- og nedstrøms utlagt skjellsand i bekker i Aust-Agder. 1:1-linjen angir resultatet dersom det ikke er forskjell mellom verdiene målt opp- og nedstrøms skjellsand. 18

19 ph i overflatevann oppstrøms utlagt skjellsand 8,0 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 ph i substrat oppstrøms utlagt skjellsand Ca (mg/l) i overflatevann oppstrøms utlagt skjellsand 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 Ca (mg/l) i substrat oppstrøms utlagt skjellsand Figur 6. Resultatene fra målinger av ph (øverst) og Ca (nederst) i overflatevann og nede i substratet på området oppstrøms utlagt skjellsand i bekker i Aust-Agder. 1:1-linjen angir resultatet dersom det ikke er forskjell mellom ph-verdiene målt i overflatevann og substrat. 19

20 ph i overflatevann nedstrøms utlagt skjellsand 8,0 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 ph i substrat nedstrøms utlagt skjellsand Ca (mg/l) i overflatevann nedstrøms utlagt skjellsand 5,0 4,5 4,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 Ca (mg/l) i substrat nedstrøms utlagt skjellsand Figur 7. Målinger av ph (øverst) og Ca (nederst) i overflatevann og nede i substratet på området nedstrøms utlagt skjellsand i bekker i Aust-Agder. 1:1-linjen angir resultatet dersom det ikke er forskjell mellom phverdiene målt i overflatevann og substrat. 20

21 8,0 ph i substrat oppstrøms utlagt skjellsand 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 ph i substrat nedstrøms utlagt skjellsand Ca (mg/l) i substrat oppstrøms utlagt skjellsand 10,0 9,0 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 Ca (mg/l) i substrat nedstrøms utlagt skjellsand Figur 8. Målinger av ph (øverst) og Ca (nederst) nede i substratet på området oppstrøms utlagt skjellsand sammenliknet med området nedstrøms utlagt skjellsand i bekker i Aust-Agder. 1:1-linjen angir resultatet dersom det ikke er forskjell mellom opp- og nedstrømsverdiene. Et viktig spørsmål er hvor lang avstand nedstrøms utleggingspunktet skjellsanden tilfører grusen en kalkreserve. For å svare på dette spørsmålet ble det i et utvalg bekker tatt prøver med ulik avstand fra det området hvor skjellsanden var lagt ut. I Gumpedalselva og Hålandselva ble det funnet tydelige effekter av den utlagte skjellsanden m nedstrøms utleggingsområdet. I de andre bekkene ble det også funnet klare effekter på hele strekningen fra utleggingsområdet til bekkene renner ut i innsjø (figur 9 og 10). Skjellsand har en lav egenvekt (ca. 0,8) og blir derfor lett ført nedstrøms med vannstrømmen. Dette bidrar trolig til at skjellsanden blander seg inn i bekkegrusen på en lang strekning nedstrøms utleggingspunktet. Ved flere anledninger ble det målt effekter av skjellsand nede i elvegrusen selv om det var lite eller nesten ingen skjellsand synlig på bekkebunnen. Dette forholdet er vist i figur 11 hvor ph målt nede i elvegrusen er sammenholdt med dekningsgraden av skjellsand på bekkebunnen. Som det framgår av figuren måles en klar effekt av skjellsanden også når det nesten ikke er skjellsand å se på bekkebunnen (f.eks. ved 10% dekningsgrad av skjellsand). Tilsvarende resultater ble også funnet ved vannkjemiske prøver tatt fra gytegroper i Snøløsbekken (figur 12). 21

22 8,0 7,5 Gumpedalselva Overflate Substrat 7,0 ph 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 Oppstrøms utlagt skjellsand 40 m nedstrøms 90 m nedstrøms 200 m nedstrøms 8,0 7,5 7,0 Hålandsbekken Overflate Substrat ph 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 Oppstrøms utlagt skjellsand Antall meter nedstrøms skjellsand Figur 9. Vannkjemiske målinger i bekkevann og i vann nede i grusen oppstrøms utlagt skjellsand og på ulike punkter nedstrøms utlagt skjellsand. 22

23 8,0 7,5 Snøløsbekken Overflate Substrat 7,0 ph 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 Oppstrøms utlagt skjellsand Antall meter nedstrøms skjellsand 8,0 7,5 7,0 Beislandsbekken Overflate Substrat ph 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 Oppstrøms utlagt skjellsand Antall meter nedstrøms skjellsand 8,0 7,5 Iglebekk Overflate Substrat 7,0 ph 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 Oppstrøms utlagt skjellsand Antall meter nedstrøms skjellsand Figur 10. Vannkjemiske målinger i bekkevann og i vann nede i grusen oppstrøms utlagt skjellsand og på ulike punkter nedstrøms utlagt skjellsand 23

24 9,0 Bekkegrus 8,5 8,0 ph 7,5 7,0 6,5 6,0 5, Dekningsgrad av skjellsand (%) Figur 11. ph målt nede i bekkegrusen i forhold til dekningsgrad av skjellsand på bekkebunnen. Data er sammenstilt for flere undersøkte bekker i Aust-Agder, og samtlige målinger er tatt nedstrøms utlagt skjellsand. 9,0 Gytegroper i Snøløsbekken 8,5 8,0 ph 7,5 7,0 6,5 6,0 5, Dekningsgrad av kalkgrus (%) Figur 12. ph målt nede i bekkegrusen i forhold til dekningsgrad av skjellsand på overflaten av gytegroper i Snøløsbekken i april. Samtlige gytegroper ligger nedstrøms utlagt skjellsand. Resultatene fra de vannkjemiske målingene vist i figurene 5 til 8 vil være påvirket av en rekke faktorer, som tidspunkt for utlegg av skjellsand, mengde utlagt skjellsand, vannkjemiske forhold, vannføringsregime og bekkens utforming. Til tross for at disse forholdene varierer mellom de undersøkte bekkene er det for samtlige bekker påvist en klar positiv effekt av skjellsand på vannkjemien nede i bekkegrusen. Dette er trolig viktig i perioder med surt vann f.eks. ved snøsmelting og vårflom når eggene eller plommesekkyngelen ligger i grusen. Resultatene tilsier at en slik økt bufferevne oppnås selv ved et lavt innhold av skjellsand i grusen, dvs ved en lav dekningsgrad (10%) med skjellsand på bekkebunnen. Skjellsanden trenger derfor ikke å være godt synlig på bunnen for at den ønskede effekten oppnås (se figur 11 og 12). Beskyttelsen som skjellsanden gir egg og plommesekkyngel som ligger nede i grusen er trolig hovedårsaken til de positive virkningene skjellsandkalking har på rekrutteringen til aurebestander. Liknende resultat ble også rapportert av Rosseland & Skogheim (1984) som fant at manuell innblanding av skjellsand i gytegrusen medførte en klar og vedvarende ph-økning i grusen (figur 13). 24

25 ph 6,5 6,3 6,1 5,9 5,7 5,5 5,3 5,1 4,9 4,7 4,5 uten skjellsand med skjellsand Januar Februar Mars April Mai Måned Figur 13. ph målt i substrat med og uten innblanding av skjellsand i Hægebostadbekken, en sidebekk til Audna i Vest-Agder (gjengitt etter Rosseland & Skogheim 1984). Et viktig spørsmål er hvor lenge skjellsanden vil ha en positiv effekt på kjemien nede i substratet etter utlegging. Målinger gjort våren 1999 og 2000 tyder på at denne effekten kan ha en varighet på iallfall to år. I Beislandsbekken og i Iglebekken hadde det ikke vært skjellsandkalket siden høsten Målingene våren 1999 og våren 2000 viser at skjellsanden stadig hadde en tydelig effekt på kjemien nede i substratet selv 2-3 år etter kalkingen. I de samme bekkene ble det også i enkelte prøver funnet forhøyede ph- og Caverdier nede i grusen oppstrøms den utlagte skjellsanden. Dette skyldes trolig at det mange år i forveien hadde vært lagt ut skjellsand på disse områdene uten at dette kunne sees på overflaten av bekkebunnen. 3.3 Rådende praksis for dosering av skjellsand Noe av bakgrunnen for det foreliggende arbeidet er å finne fram til optimal kalkmengde, og hvor og hvordan kalken skal legges ut. For å kunne diskutere dette nærmere har vi undersøkt rådende praksis for dosering i Aust-Agder og i de undersøkte bekkene i forhold til bekkens nedbørfelt og strekning. Den benyttede doseringen er sammenliknet med det teoretiske kalkbehovet basert på hhv. vannkjemi og vannføring. I Aust-Agder er det gitt anbefalinger om å kalke med en mengde som står i forhold til bekkens nedbørfelt. Fram til ca ble det anbefalt å bruke om lag 5 tonn skjellsand pr. kvadratkilometer nedbørfelt pr. år (tonn/km 2 /år). Etter 1998 ble denne veiledende dosen redusert til om lag 3 tonn/km 2 /år. Fra og med 1993 er det godt datagrunnlag for kalkforbruket, og beregnet kalkdose lå i tidsrommet på et gjennomsnittlig nivå på ca. 8-9 tonn/km 2 /år, men varierte mye mellom bekkene. Fra 1995 til 1998 har beregnet dose sunket til ca. 6 tonn/km 2 /år (figur 14). Et generelt trekk er at tildelt mengde skjellsand varierte mye mellom de ulike lokalitetene om en ser på dose i tonn/km 2 /år. Beregnet dose er for mange lokaliteter også vesentlig høyere enn veiledende dose (figur 14 og 15). I enkelte tilfeller kan dette misforholdet forklares med at skjellsanden er brukt i andre kalkingslokaliteter enn den er oppført på, men tallmaterialet gir inntrykk av en generell overdosering av skjellsand. Ett eksempel på dette er Råbubekken, der det ble opplyst at skjellsanden hadde lagt seg opp i så store hauger at gravemaskin ble tatt i bruk for å fjerne den. I denne bekken hadde det vært en klar overdosering i flere år. Som følge av dette ble dosering av skjellsand kraftig redusert (figur 16). De rapporterte mengdene som ble brukt i Råbubekken i tidsrommet er mindre enn halvparten av maksimumsverdiene for (figur 17). 25