Notat. Bakgrunnsdokument for søknad til SFT om tillatelse til behandling av Lærdalselva med surt aluminium og CFT-Legumin

Notat Bakgrunnsdokument for søknad til SFT om tillatelse til behandling av Lærdalselva med surt aluminium og CFT-Legumin Utarbeidet for Fylkesmannen i Sogn og Fjordane Levert 11.02.2008 Veterinærinstituttet

Forord Lakseparasitten Gyrodactylus salaris ble påvist igjen i Lærdalselva i oktober 2007 etter at vassdraget ble behandlet med AlS og CFT-Legumin i 2005/2006. Nasjonal styringsgruppe for bekjempelse av parasitten har vedtatt at ny behandling skal gjennomføres med oppstart våren 2008. Det kan forventes en betydelig smoltutvandring fra Lærdalselva våren 2008. I fravær av tiltak vil trolig mye av smolten være infisert med G. salaris på utvandringstidspunktet. Lærdalselva er det eneste vassdraget i Sognefjorden som er infisert med G. salaris. Det er derfor viktig at dette vassdraget behandles våren 2008 for å redusere spredningsfaren til andre vassdrag i Sognefjorden. Dette bakgrunnsdokumentet er ment å danne grunnlag for Fylkesmannen i Sogn og Fjordanes søknad til Statens forurensningstilsyn om utslippstillatelse av AlS, svovelsyre og CFT- Legumin. I tillegg til dette bakgrunnsdokumentet vil det bli utarbeidet en behandlingsplan. Behandlingsplanen skal beskrive hvordan alle deler av bekjempelsen er tenkt gjennomført, samt peke på mulige forbedringer av behandlingene som ble gjennomført i perioden 2005-2006. Målsettingen med denne kombinasjonsbehandlingen er at smittepresset mot andre vassdrag i fjordsystemet skal reduseres gjennom en behandling før smoltutgang, samt å legge grunnlag for en fullstendig fjerning av parasitten gjennom senere fullskala behandlinger. NIVA-gruppens oppdrag har vært å utrede AlS-behandlingen, både med tanke på behandlingsstrategi, kjemikalienes mengde og sammensetning og effekter på miljøet. Trondheim, 11.02.2008 Prosjektleder Roar Sandodden, VI 2

Innhold 1. Innledning... 4 2. Vassdragsinformasjon.. 4 3. Dosering med AlS 4 3.1. Vassdragsregulering og behandlingsgrenser 4 3.2. AlS og syredosering. 5 3.3. Forbedringer i forhold til 2005/2006 7 3.4. Økologiske effekter av aluminium... 8 3.5. Mulige negative biologiske effekter som følge av en AlS-behandling 9 3.6. Effekter av Al-utslipp til fjordsystemet i forbindelse med behandlingen 10 3.7. Drikkevann, vann til husdyr og vanningsvann. 12 4. Dosering av CFT-Legumin 13 4.1. Egenskaper og miljøeffekter ved CFT-Legumin. 13 4.2. CFT-Leguminbehov. 15 4.3. Drikkevann, vann til husdyr og vanningsvann 15 5. Smitteforebyggende tiltak 16 5.1. Desinfeksjon og smittesikring.. 16 5.2. Dødfiskhåndtering 17 5.3. Forventet fiskedød 18 5.4. Strategi for worst case scenario 18 6. Referanser 20 3

1. Innledning Lakseparasitten Gyrodactylus salaris ble påvist for første gang i Lærdalselva i 1996. Utryddelsesforsøk med tilsetting av PW-rotenon ble gjennomført i 1997, men parasitten ble påvist igjen i 1999. I 2005 (april og august) og 2006 (april) ble vassdraget behandlet med AlS i forsøk på å utrydde G. salaris. CFT-Legumin (rotenon) ble brukt som supplement i enkelte små bekker og i perifere områder til hovedelva, hovedsakelig avsnørte områder med stillestående vann (Pettersen m. fl. 2006) Omfattende innsamling og undersøkelse av laksunger i perioden august 2005 til august 2007 ble gjennomført uten at G. salaris ble påvist. Resultater fra prøver samlet inn og undersøkt av Veterinærinstituttet i oktober 2007 dokumenterte imidlertid at parasitten fortsatt er til stede i Lærdalselva. G. salaris ble da påvist på laksunger fra flere prøvestasjoner i nedre deler av hovedelva. Det vil derfor bli gjennomført en ny kombinasjonsbehandling med AlS som hovedkjemikalium i Lærdalselva i april 2008. Foreløpig dato for oppstart av den kjemiske behandlingen er 2. april, og behandlingen vil i så fall avsluttes 16. april. 2. Vassdragsinformasjon Lærdalselva er 44 km lang, og ligger i hovedsak i Lærdal kommune, Sogn og Fjordane. Nedbørsfeltet er 1184 km 2, hvorav ca 1000 km 2 ligger > 900 m o.h. Vassdraget er regulert av kraftselskapet Østfold Energi AS, og reguleringen har direkte innvirkning på vannføringen i elva fra Sjurhaugfoss til utløpet ved Lærdalsøyri. Sjurhaugfossen som ligger 24 km fra utløpet er vandringshinderet for fisk, slik at naturlig anadrom strekning i hovedelva går fra elvemunningen til Sjurhaugfoss. I Sjurhaugfoss og oppover i vassdraget er det til sammen bygget fire fisketrapper slik at den potensielle lakseførende strekningen i dag er 41 km (til Heggfossen). Laksetrappa i Sjurhaugfossen har vært stengt siden 1996, etter at G. salaris ble påvist i vassdraget (Torkjell Grimelid pers.med.). Det er derfor god grunn til å anta at G. salaris kun fantes i vassdraget fra Sjurhaugfossen til utløpet ved Lærdalsøyri når den kjemiske behandlingen startet i 2005. 3. AlS-dosering Sigurd Hytterød, VI Oslo og Anders Gjørwad Hagen, NIVA 3.1. Vassdragsregulering og behandlingsgrenser Vannføringen i øvre deler av Lærdalselva er lav i begynnelsen av april, og flerårsmiddel varierer fra 2 til 7 m 3 /s gjennom måneden (data fra NVE). Ved varmt vær vil vannføringen øke noe mot slutten av måneden. Øvre vannføringsgrense for behandling med AlS (Q max ) ved Sjurhaugfoss er vurdert til 10 m 3 /s. Reguleringen av vassdraget påvirker vannføringen i elvestrekningen som skal behandles, og særlig på strekningen fra Stuvane kraftverk til utløpet. For å sikre at vannet fra kraftverket behandles tilstrekkelig, må kjemikalietilsetningen foregå fra doseringsanlegg inne i Borgund kraftverk. Maksimal vannføring ved behandling er vurdert til 9 m 3 /s ved Stuvane kraftverk. Det er ønskelig at Østfold Energi AS sikrer at vannføringen holder seg stabil mellom 6-9 m 3 sek -1 fra Stuvane krafverk i behandlingsperioden. I tillegg er det ønskelig at døgnvariasjonen i vannføring holdes på et minimum fordi store døgnvariasjoner vil gi en logistisk utfordring, da doseringsenhetene inne i Borgund kraftverk ikke er vannføingsproporsjonalt styrt. 4

Figur 1. Oversikt over hovedstasjoner for AlS dosering (røde punkter) i Lærdal 2008. Oppstrøms refererer til oppstrøms vandringshinder, altså ovenfor anadrom strekning. Ved Sjurhaugfoss slippes det vann fra kraftverket i en egen luke for at konsesjonspålagt minstevannføring (4 m 3 sek -1 ) skal opprettholdes ned til Stuvane (nær Båthølen doseringspunkt). Ved Sjurhaugfoss luke går det en kile med vann et stykke inn i tunnelgangen bak gitteret. Dette er et potensielt refugium, der fisk kan stå uten å bli eksponert tilstrekkelig for behandlende vannkjemi. Ved å åpne denne luken, vil vann som ble tilsatt AlS i kraftverket ved Borgund behandle eventuell fisk som måtte oppholde seg i kilen. Det er derfor ønskelig at Østfold Energi AS slipper 0,5 m 3 sek -1 gjennom luken ved Sjurhaugfoss gjennom hele behandlingsperioden, uavhengig av om dette er nødvendig for å oppfylle konsesjonspålagt minstevannføring. 3.2. AlS og syredosering AlS/H 2 SO 4 - Kjemisk sammensetning og bruksområder Kjemikaliet som brukes under en AlS-behandling er en sur aluminiumsulfatløsning (AlS), der svovelsyre utgjør syrekomponenten. AlS benyttes i stor skala som fellingskjemikalium, bl.a. til fjerning av humus i drikkevann og fosfat i kloakk (Se produktinformasjonsblad, Vedlegg 1). Det finnes flere ulike typer AlS med ulikt innhold av svovelsyre og aluminium. Den løsningen som inneholder mest aluminium har kun betegnelsen AlS og inneholder ca 4,3 0,1 % aluminium og har en ph > 2,0. Tettheten er 1,30 g cm -3. Stoffet er 100 % vannløselig. AlS inneholder svært lite av andre komponenter enn aluminium og sulfat. Konsentrasjonene av andre metaller enn aluminium er meget lave i alle typer AlS som brukes til drikkevannsbehandling. AlS er godkjent av SNT (dagens Mattilsyn) og oppfyller de krav som 5

FDA (Food and Drug Association, USA) og BGVV (Bondesinstitut für Gesundheitlichen Verbraucherschutz und Vetrinärmedisin) stiller til fellingsmiddel ved drikkevannsrensing. Det er to viktige årsaker til at det brukes en sur aluminiumsløsning under en behandling av et G. salaris-infisert vassdrag: 1) Vannets ph må justeres til ph 5,5-6,0 for at aluminium skal ha ønsket effekt på parasitten. 2) Vassdragene som skal behandles har ofte naturlig høy ph og dermed små mengder Al naturlig i løsning. Al må derfor tilsettes sammen med syren. Det er store naturlige variasjoner mht ph og bufferkapasitet i de ulike vassdragene som er infisert med G. salaris. Hvert vassdrag som skal behandles med AlS-metoden vil derfor kreve ulike tilsetningsmengder av syre for å oppnå en behandlings-ph på 5,5-6,0. Ved å tilsette svovelsyre oppnås følgende vannkjemiske endring: 20[HCO 3 - ] + 20[H + ] + 3[HCO 3 - ] + 3[H + ] + 17[H 2 CO 3 ] Vannet i Lærdalselva har moderat ph og lav ph-bufferkapasitet. Mengden svovelsyre som må tilsettes kan måles analytisk ved analyse av vannets alkalinitet (primært [HCO 3 - ]). Hvor mye svovelsyre som ikke er nøytralisert uttrykkes ved vannets ph under behandlingen. Vann med ph 5,5 inneholder kun 3 ekv L -1 svovelsyre. Dette tilsvarer 1,5 mol eller 144 g H 2 SO 4 L -1. Mengden aluminium i AlS-løsningen er avhengig av hvor mye syre som må tilsettes for å få ph ned til behandlingsnivå. Denne tilpasning gjøres i samarbeid med kjemikalieleverandøren (Kemira AS). Ved bruk av separat syredosering (syren som skal brukes er svovelsyre tilsvarende syrekomponenten i AlS-løsningen) i tillegg til AlS-dosering vil ufordringen med å tilpasse kjemikaliet til aktuell vannkvalitet bli enklere. I Lærdal vil det bli benyttet 30 % svovelsyre i kombinasjon med en AlS-løsning som inneholder fra 2,75 % aluminium ved øverste doseringspunkt i elva (Sjurhaugfoss). Ut over dette vil det bli benyttet AlS-løsninger med 25-30 % svovelsyre og 0,5-0,75 % aluminium. Inndosert konsentrasjon for aluminium vil ligge i området 60-150 g Al L -1. AlS-doseringsanlegg typer omfang - lokalisering NIVA har i samarbeid med Akzo Chemical AS utviklet elvedoseringsutstyr for dosering av flytende kjemikalier med mobile enheter. Dette er glassfibertanker på 12 m 3 som plasseres inne i konteinere av jern og aluminium. Disse konteinerne fungerer som Farraday bur, og er derfor godt beskyttet mot tordenvær. I tillegg virker konteineren som en ekstra sikringsbarriere om det skulle oppstå lekkasje fra glassfibertanken. Riktig dimensjonert doseringspumpe, ph- og vannføringsstyrt doseringssystem (ph/vannføringssensor + doseringssensor) inngår. I Lærdal vil det i 2008 bli utplassert 14 slike konteinere fordelt på 13 lokaliteter (figur 1 og tabell 1). Ved Sjurhaugfoss vil det i tillegg til en konteiner for AlS, også bli plassert en 50 m 3 glassfibertank for 30 % ren svovelsyre. Behandling av perifere områder med rennende vann (bekker og småelver) vil foregå med dosering fra mindre anlegg (IBCkonteinere med volum på 1 m 3 ). Eksakt geografisk plasseringen av disse vil bli bestemt senere, etter ny befaring. Det er ønskelig med utslippstillatelse for totalt 508 tonn AlS-løsning og 206 tonn svovelsyreløsning (30 %). Med et aluminiuminnhold i AlS-løsningen fra 0,5-2,75 6

% og 10-30 % svovelsyre, kan det forventes et maksimalt utslipp av aluminium og svovelsyre på hhv 3,6 og 203 tonn. Beregningene er foretatt med største mulige vannføring som grunnlag. Det forventes derfor at utslippene blir lavere enn angitt. Mengden av de ulike doseringsløsningene er fremstilt i tabell 2. Tabell 1. Oversikt over doseringsstasjoner Doseringsstasjon St.nr. UTM-koordinater Sjurhaugfoss over anadrom strekning 1 32 V 432838 6768813 Borgund kraftverk 2 32 V 436282 6769879 Seltun 3 32 V 429931 6769355 Bjørkum 4 32 V 428221 6769823 Båthølen 5 32 V 425564 6768580 Bø 6 32 V 423233 6769138 Voll bru 7 32 V 421028 6769647 Eri 8 32 V 419515 6772000 Sykehusbrua (Øye bru) 9 32 V 419931 6775142 Nivla over anadrom strekning 10 32 V 429374 6764149 Nivla påfrisk 11 32 V 428179 6766090 Kuvella over anadrom strekning 12 32 V 419496 6768275 Erdalselva over anadrom strekning 13 32 V 414318 6774257 Tabell 2. Maksimalt utslipp av AlS- og syreløsning i løpet av 14 dager Type løsning Utslipp (tonn) Tilsvarer Al (tonn) Tilsvarer H 2 SO 4 (tonn) AlS 30-0,5 380 1,9 114 AlS 25-0,75 91 0,69 23 AlS 10-2,75 37 1,02 4 H 2 SO 4 30 % 206 0 62 Totalt 3,6 203 3.3. Forbedringer I forhold til 2005/2006 Det har blitt utviklet forbedringer i doseringsteknikk og doseringsstrategi siden tiltaket i Lærdal 2005/2006. Videreutviklet doseringsteknologi Doseringsteknologien er videreutviklet gjennom FoU-prosjekter og ved at det er gjennomført flere behandlinger (Nord-Trøndelag og Nordland)) etter tiltaket i Lærdalselva 2005/2006. Et viktig resultat fra FoU-aktiviteten er utviklingen av ph-styrt kjemikalietilsetting. Teknologien for ph-styrt dosering bygger på setpunktsregulering etter ph nedstrøms doseringspunktet. ph-styrt dosering gir mulighet for en mer presis kjemikalietilsetting, noe som reduserer sannsynligheten for perioder med for kraftig eller for svak behandling. Dette øker sannsynligheten for å oppnå en jevn dosering over mange dager, og øker muligheten for at all fisk i vassdraget blir tilstrekkelig behandlet over en ønsket tidsperiode. ph-styring gir også en økt sikkerhet mot overdosering, fordi systemet har en overvåkningsenhet med 7

nødstopp og alarmgiver via GSM-nettet. Ved befaring i februar vil det bli tatt stilling til hvilke doseringspunkter som kan ha slik regulering. Bedret strategi for å oppnå homogen vannkvalitet I forbindelse med behandlingen i Steinkjer 2006 (ekstremt lav vannføring) ble det observert dårlig fordeling av kjemikalieløsningen i elveprofilet. FoU-aktivitet i 2007 ga kunnskap om sammenhengen mellom hulldimensjoner i doseringsslangen, trykk og fordeling av kjemikalier i elveprofilet. Denne kunnskapen vil bli benyttet under behandlingen i 2008. For å øke sannsynligheten for å oppnå homogen vannkvalitet, vil det under behandlingen i 2008 bli tilsatt kjemikaler fra flere doseringspunkter i hovedelva enn det som var tilfellet i 2005/2006. Dette vil redusere sonen med for giftig vannkjemi nær doseringspunktet, samtidig som sannsynligheten for ikke-behandlende vannkjemi nær neste doseringspunkt reduseres. NIVA har innledet samarbeid med Norges geologiske undersøkelse (NGU) for å utrede grunnvannsproblematikken knyttet til kjemisk behandling av G. salaris-infiserte vassdrag. Det er planen å få gjennomført en del av denne FoU-aktiviteten i forbindelse med behandlingen i Lærdal i 2008, og det kommer til å bli ekstra fokus på grunnvannsproblematikk under den kommende behandlingen. Vannkjemistrategi Vannkjemiske resultater fra tiltaket i 2005/2006 viser at ph i vannet lå nær 6,0. Ved denne ph er det små marginer mellom virkningsfull og suboptimal aluminiumskjemi for fjerning av G. salaris. Under behandlingen i 2008 vil derfor ph i elvevannet justeres til et lavere nivå. Det er grunn til å tro at dette vil øke sannsynligheten for å oppnå vannkjemi som fjerner parasitten. En slik ph-justering øker sannsynligheten for at enkeltfisk påvirkes sterkere, og kan føre til dødelighet hvis det samtidig tilsettes for høy Al-konsentrasjon. Dokumentering av behandlingseffekt Som et ledd i økt fokus på dokumentering av behandlingseffekten vil det bli tatt fullkjemiprøver i forkant og etterkant av behandlingen. Det vil også bli tatt dagsprøver som analyseres for ph, alkalinitet, konduktivitet, aluminium (AL-R), sulfat (SO 4 2- ) og totalt organisk karbon (TOC) ved NIVAs akkrediterte laboratorium i Oslo. Resultatene vil bli kontrollert mot prøvene som er analysert i felt. I tillegg vil antall prøvetakingspunkter økes i forhold til under tiltaket i 2005/2006. Det vil bli utarbeidet en strategi for undersøkelse av fisk for G. salaris før, under og etter behandlingen. Resultatene fra undersøkelsene vil bli brukt aktivt sammen med vannkjemiresultater for å dokumentere behandlingseffekten. Disse undersøkelsene vil erstatte den tidligere bruken av fisk i forsøkskar som mål på effekt av behandlingen. 3.4. Økologiske effekter av aluminium Frigjøring av giftige Al-former fra jord og løsmasser er hovedårsaken til fiskedød i områder som er sterkt påvirket av sur nedbør, og det finnes betydelig nasjonal og internasjonal faglitteratur på området. Lydersen m.fl. (2002) har i en stor oversiktsartikkel sammenstilt den mest sentrale litteraturen omkring metaller og forsuring, hvor bl.a. aluminiums kjemiske og biologiske effekter er vurdert. I denne artikkelen henvises det til bred faglig enighet om at det er de enkle, positivt ladete uorganiske formene av aluminium (kationisk Al) som har akutt effekt på fisk og andre akvatiske organismer som ånder med gjeller. Årsaken til dette er at 8

biologiske overflater som gjeller og hud er rike på negative ladninger som fungerer som bindingsseter for det kationiske aluminiumet. Binding og akkumulering av aluminium på gjelleoverflaten kan føre til respirasjonssvikt, og etter hvert andre fysiologiske forstyrrelser som til slutt ender med at fisken dør (Gensemer & Playle 1998). Aluminiums giftvirkning hos fisk er derfor primært knyttet til kompleksbindingsprosesser på gjelleoverflaten, og forklarer hvorfor det kun finnes marginale konsentrasjoner av aluminium i fiskens blod, kjøtt eller indre organer. Ved bruk av kationisk Al til å bekjempe lakseparasitten G. salaris er det derfor svært viktig at man til en hver tid har full kontroll på hvor høye konsentrasjoner av slike Alformer som er tilstede, slik at man unngår overdosering og fiskedød. Årsaken til at behandling mot G. salaris med kationisk Al synes å være så vellykket, er at parasitten forsvinner ved betydelig lavere konsentrasjoner enn det som har akutt effekt på laks. Mengden av kationisk Al er svært avhengig av vannets ph og temperatur (figur 2), samt tilstedeværelsen av ulike Al-komplekserende ligander (humus og fosfat). Effekten av en AlSdosering er derfor i liten grad avhengig av total mengde tilsatt aluminium. Når positivt ladet uorganisk aluminium kompleksbindes til humus og fosfat mister dette aluminiumet sin akutte giftvirkning. Det samme skjer dersom ph blir for høy. Ved høy ph kan ikke aluminium opptre på kationisk form (positivt ladete former). Under slike forhold vil aluminium enten felles ut, eller opptre i løsning som negativt ladete komplekser uten nevneverdig giftvirkning (Polèo & Hytterød 2003). Det er derfor viktig at vi forut for en AlS-behandling i G. salarisinfiserte vassdrag har god kjennskap til de vannkjemiske forholdene i vassdraget. Dette er nødvendig for å vite hvor mye syre som må tilsettes for å få optimal ph under behandlingen (ph 5,5-6,0), samt hvor mye Al som må til på grunn av kompleksbinding til humus og fosfat. Fysiologiske målinger fra Al-forsøk i Batnfjorden i 2003 viste at behandlingen hadde små effekter på fiskens fysiologi. Dette til tross for at fisk ved stasjonen i hovedelva, nærmest doseringsanlegget, ble eksponert i en uke for vann med ph på 5,14 og Al i på 113 g Al L -1 (medianverdier). Det er også godt dokumentert at fisk (også laks) har god evne til raskt å restituere fysiologiske forstyrrelser som skyldes eksponering for surt Al-holdig vann (Hytterød m. fl. 2001). Bunndyrsundersøkelser, som ble gjennomført under AlSbehandlingene i Lærdal og Steinkjer, viste at vannkvaliteten påvirket forsuringsfølsomme bunndyrarter (Bongard, 2005 Halvorsen & Heegaard 2007, Kjærstad & Arnekleiv 2007). 3.5. Mulige negative biologiske effekter som følge av en AlS-behandling Svakt forsuret elvevann (ph 5,5-6,0), som inneholder en viss mengde kationiske Al-former (Ali), har en potensiell gifteffekt på akvatiske organismer. Biologiske effekter av uorganisk kationisk Al (Ali) på atlantisk laks (Salmo salar) og brunørret (Salmo trutta), synes å ligge i området 20-80 g Ali L-1 (Lydersen m.fl., 2002), hvor subletale effekter opptrer ved de laveste konsentrasjonene. Laks har frem til i dag blitt regnet som den mest Al-følsomme ferskvannsorganismen (Poléo m.fl. 1997), og det er plommesekk- og smoltstadiet som er de aller mest følsomme stadiene. Forsøk i laboratoriet, samt AlS-behandlingene i Batnfjordelva viser imidlertid at G. saris er betydelig mer følsom for aluminium enn det laks er (Soleng m.fl. 1999, Poléo m.fl. 2004, Lydersen m.fl. 2003, Hytterød m.fl. 2005). I tillegg viser behandlingene i Lærdalselva at også andre livsstadier av laks og ørret (vinterstøinger og fisk i gytemodus, samt gjeldfisk av sjøøret) kan ha relativt høy følsomhet for aluminium (Pettersen m. fl., 2006) og at dette må taes hensyn til under den planlagte behandlingen. 9

Percent distribution Percent distribution 2 C 100 75 Al 3+ Al(OH) 2 + Al(OH) 4-50 25 Al(OH) 2+ 100 0 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 ph 20 C 75 Al 3+ Al(OH) 2 + Al(OH) 4-50 25 Al(OH) 2+ 0 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 Figur 2. Prosentfordeling av enkle uorganiske løste Al-former i ph-området 4-8, ved hhv 2 C og 20 C. Det er de positivt ladete Al-formene som i tilstrekkelig høye konsentrasjoner kan medføre fiskedød (Lydersen m.fl., 2002). ph 3.6. Effekter av Al-utslipp til fjordsystemet i forbindelse med behandlingen Under en AlS-behandling vil bare en brøkdel av den totale Al-konsentrasjonen i vassdraget være på kationisk, giftig form (Al i ). Det er ønskelig at Al i -konsentrasjonen ligger på 30-50 g Al L -1 og at vannets ph ligger på 5,5-6,0. Ved slike forhold har de uorganiske Al-ionene innen Al i -fraksjonen en kationisk (positiv) ladning på maksimalt 1,5 per atom, mot 3.0 per atom i den sure AlS-løsningen som tilsettes (figur 3). Når dette elvevannet når ut til havet/fjorden, vil innblanding med sjøvann medføre at ph øker betydelig. ph i sjøvann ligger normalt mellom 10

8,0-8,4, men allerede ved ph 6,5-7,0 vil aluminium ikke lengre kunne opptre på kationisk form. Dermed opphører også gifteffekten til aluminium. Økningen i ph når elvevannet blandes med sjøvann gjør at en del aluminium felles ut. Noe aluminium vil imidlertid fortsatt kunne opptre i løsning, men nå som negativt ladete Al-ioner (aluminat). Disse Al-formene har ingen betydelig giftvirking på fisk (Poléo & Hytterød 2003). I tillegg vil sjøvannet fortynne elvevannet med det resultat at Al-konsentrasjonene blir meget lave. Elvevannets innhold av organisk bundet Al vil kunne fungere som en kilde til kationisk Al dersom aluminium løses fra de organiske kompleksene. Dette kan skje ved ionebytting når elvevannet blandes med sjøvann. De høye konsentrasjonene av Na + og Mg 2+ i sjøvann kan bytte ut noe av det organisk kompleksbundne aluminiumet. Kjemisk sett kan denne prosessen beskrives slik: 2Al-org + 3Na + Na 3 -Al-org + Al 3+ Dette betyr at mengden Al i kan øke i en kort periode når elvevannet blandes med sjøvann. Samtidig med denne innblandingen vil også ph øke markant, slik at mengden Al i raskt vil elimineres på grunn av utfelling og omdanning til anionisk aluminium (aluminat). Dette er en prosess som skjer i alle vassdrag som naturlig transporterer Al-organiske komplekser til sjø. Som nevnt er avgiftningsprosessen for kationisk Al i sjøvann rask. Blanding av sjøvann og ferskvann er imidlertid en gradvis prosess, primært som følge av tetthetsforskjeller mellom ferskvann og saltvann. Dette kan føre til at giftige Al-former også forekommer et godt stykke ut i fjorden. Det er dokumentert sammenhenger mellom sure flomepisoder med utvasking av Al og fiskedød i oppdrettsanlegg utenfor svakt forsurete vassdrag (Bjerknes m.fl. 2003). Dette fenomenet er imidlertid ikke dokumentert å være noe problem for villfisk. Man antar at fiskedøden i oppdrettsanleggene har inntruffet fordi fisken har gått i lukkede merder som har vært plassert i blandsonen mellom ferskvann og sjøvann. Oppdrettsfisken har derfor vært eksponert for et kjemisk ustabilt miljø uten muligheter til å flytte på seg. Aluminium, med netto ladning lik null, vil felle ut når det kommer i kontakt med sjøvann. Det er primært uorganisk aluminiumhydroksid (Al(OH) 3 ) og organisk bundet aluminium som kan felle ut sammen med humuskomplekser. Under en AlS-behandling er konsentrasjonene av totalt aluminium i elva høyere enn normalt. Det er imidlertid fortsatt snakk om så lave Al-konsentrasjoner at en utfelling i fjorden knapt vil gi målbare effekter i fjordsedimentene. Dette gjelder selv om fellingene vil finne sted svært nær elvemunningen. I tillegg er det liten grunn til å anta at aluminiumsfellingen vil være spontan og lokal. Det er altså flere faglige argumenter for at påvirkningen av fjordsedimentene vil være svært små som følge av en AlS-behandling av et vassdrag. Fellingskinetikk Aluminium finnes hovedsakelig som positivt ladete Al-former ved ph-verdier < 6,0. Når ph > 6,0 vil aluminium i stor grad felles ut som nøytralt (ikke ladete) aluminiumshydroksid (AlOH 3 ). Også noe aluminium som er bundet til organiske komplekser (humus) vil kunne felle ut som følge av at sjøvann vil kunne øke mulighetene for felling av flere av disse kompleksene. Noe aluminium kan fortsatt forbli i løsning, men da som negativt ladet aluminat (Al(OH) 4 - ), som ikke har gifteffekt av betydning (figur 2). 11

Ladning (n atom -1 ) 3,0 2,5 2 C 20 C 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0-0,5-1,0 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 ph Figur 3. Endring i ladning på enkle uorganiske Al-former i ph intervallet 4-8 ved hhv 2 C og 20 C. Konsentrasjonene av Al, ph, temperatur (figur 3) og tilstedeværelse av andre ligander som kan holde Al i løsning, er faktorer som bestemmer den kvalitative og kvantitative fellingen av Al. Ved de lave konsentrasjonene av aluminium som er til stede i elvevannet under AlSbehandling, vil en felling av aluminium være treg. Overgangen fra løste kationiske Al-former til ladningsnøytrale Al(OH) 3 molekyler går svært raskt, men de ladningsnøytrale Al(OH) 3 molekylene må også få muligheter til å slå seg sammen slik at de blir så store (tunge) at de til slutt felles ut ved hjelp av tyngdekraften. Denne siste forutsetningen må være til stede for at aluminiumet skal kunne sedimentere og gjenfinnes i et sediment. Omfanget av en slik fellingsprosess er bl.a. avhengig av mengden Al som er til stede. Hvis temperaturen også er lav vil fellingsmulighetene reduseres ytterligere. Det er derfor liten grunn til å anta en rask og omfattende felling av aluminium i fjordsystemet etter en Al-behandling. Dette betyr at den fellingen som vil kunne finne sted vil foregå over et stort areal. Samlet betyr dette at sannsynligheten er svært liten for å påvise betydelig økt påslag av aluminium i fjordsedimentene utenfor elvemunningen som en følge av en slik AlS-behandling. 3.7. Drikkevann, vann til husdyr og vanningsvann Vann tilsatt AlS i de mengder som benyttes ved en behandling har ingen giftvirkning på mennesker eller andre pattedyr. Det vil derfor ikke være noen restriksjoner på bruk av dette vannet. 12

4. Dosering av CFT-Legumin Roar Sandodden, VI Trondheim Bruk av CFT-Legumin begrenses til områder som er i umiddelbar nærhet av hovedstrengen. Dette vil først og fremst være dammer og lengre kiler påvirket av grunnvann/sig som kan stå igjen etter en større vannføring i forkant av behandlingen, og hvor AlS dosert i hovedstrengen ikke kommer til. Slike dammer kan ofte ha laksunger. Noen mindre bekker/sig som munner ut i områder med mye laksunger kan også være aktuelle å behandle med CFT-Legumin. Enkelte av sidebekkene har ikke oppgang av voksen anadrom fisk, men hvor det ikke kan utelukkes at laksunger kan vandre opp. Disse må behandles i hele sin potensielle lakseførende lengde under en hovedbehandling. Hvor det da skal brukes AlS, og hvor det skal brukes CFT- Legumin, vil være gjenstand for videre planlegging/vurdering. Detaljene vil framgå av en behandlingsplan. Det planlegges med to behandlingsrunder med CFT-Legumin i løpet av behandlingen med AlS. 4.1. Egenskaper og miljøeffekter ved CFT-Legumin Rotenonblandingen som tidligere ble benyttet (PW-rotenon) er skiftet ut med en mer miljøvennlig blanding ved navn CFT-Legumin. Fordi CFT-Legumin (inneholder rotenon) er dødelig for fisk i svært lave konsentrasjoner, og lett nedbrytbart i naturen, brukes det som biocid i fiskeforvaltningsøyemed både i Norge og i utlandet. Fra og med 01.09.06 er bruk av CFT-Legumin avhengig av en godkjennelse i henhold til EU sitt biociddirektiv. Det er fra Veterinærmedisinsk Oppdragsenter (VESO) søkt om en varig godkjennelse av CFT-Legumin, mens det fra Direktoratet for naturforvaltning (DN) er søkt om tillatelse til essensiell bruk. I august 2006 fikk DN bekreftet at søknaden om varig bruk innholder det som kreves for at CFT-Legumin kan bli godkjent. SFT har bekreftet at dette medfører at CFT-Legumin kan benyttes som før fram til endelig behandling av søknaden om varig bruk er avsluttet. Endelig behandling av søknaden vil finne sted i perioden 2008-2010. EU-kommisjonen har som følge av dette frafalt kravet om søknad til essensiell bruk. Dette styrker inntrykket av at CFT- Legumin vil få varig godkjennelse i løpet av 2010. CFT-Legumin er en løsning bestående av blant annet 2,5 % rotenon og 2,5 % piperonylbutoksid (PBO). Det er rotenon som gir den dødelige effekten på fisk. PBO er en synergist som øker effekten av rotenon i løsingen, samtidig som effekten opprettholdes lengre. De resterende stoffene i blandingen er nødvendig for å få løst virkestoffene i vann. Innholdet i løsningen CFT-Legumin gjengis nedenfor. CFT-Legumin er letalt for laks ved en konsentrasjon på ca. 0,3 ppm. Laks tåler sammenlignet med andre laksfisk svært lite av dette. En miljørisikovurdering av stoffene i blandingen konkluderte med at selv om stoffene i utgangspunktet kan akkumuleres i biota eller sediment i forbindelse med kjemisk behandling av vassdrag, er det ikke grunn til å mistenke langtidseffekter da stoffene brytes ned relativt raskt (Kelley og Weideborg 1999). Nærmere beskrivelse av kjemikaliet og miljørisikovurderinger vedrørende bruk av dette finnes i Bruås & Weideborg (2002). 13

Innhold, CFT-Legumin: Cubè rosin, hvorav 31 % rotenon 8,0 % (2,5 % rotenon) Piperonylbutoksid 2,5 % Dietylenglykolmonoetyleter 57,5 % N-metylpyrrolidon 10,0 % Ester av tallfettsyre 20,0 % Kalsiumalkylbenzen sulfonat 2,0 % Spesifikk vekt 1010 g/l. Rotenonets virkningsmekanisme, økotoksikologiske effekter, fordeling i resipienten (elv og fjord) og effekter på forskjellige økosystemer er relativt godt undersøkt. Laboratorieforsøk og en rekke etterundersøkelser av tidligere behandlede vassdrag i Norge har gitt kunnskaper om ulike organismers følsomhet overfor rotenon og reetablering av økosystemer. I forbindelse med behandlingene på Hardangervidda 1999-2000, i Steinkjervassdragene i perioden 2001-2002 og Rana 2003-2004 ble det foretatt grundig prøvetaking og analyser av rotenon og piperonylbutoksid i vann, sedimenter og biota (Kjærstad og Arnekleiv 2004, Moen mfl. 2005, Bruås og Weideborg 2002). Resultatene fra undersøkelsene tilsa at rotenonbehandlingen av Steinkjervassdraget sannsynligvis ikke ville føre til langsiktige skader på miljøet i vassdraget. (Bruås og Weideborg 2002). Konsentrasjonen av rotenon og piperonylbutoksid i vannfase og sediment ble raskt redusert etter behandlingen som varte i åtte dager. Konsentrasjonene i vannfasen var under grenseverdien for negative effekter allerede fem dager etter avsluttet behandling. Analysene av biota dokumenterte at verken rotenon eller piperonylbutoksid ble akkumulert i biologisk materiale. En rotenonbehandling vil redusere bunnfaunaen innenfor det behandlede området. De mest rotenonfølsomme bunndyrgruppene (f.eks. vårfluer og steinfluer) blir kraftig påvirket, men det er store forskjeller i toleranse mellom ulike arter (Kjærstad og Arnekleiv 2004). Mindre rotenonfølsomme dyregrupper (f.eks. snegler og muslinger) blir svært lite påvirket. En rotenonbehandling ser ut til kun å ha midlertidige effekter på bunndyrsamfunnene. Reetablering av bunndyrsamfunn skjer raskt. Rekolonisering skjer hovedsakelig ved driv av individer fra ovenforliggende områder som ikke er behandlet, fra egg og hvilestadier, samt reproduksjon fra individer som har overlevd behandlingen. Undersøkelser gjennomført av bl.a. Arnekleiv mfl. (1997), Kjærstad og Arnekleiv (2005), Gladsø og Raddum (2000), Fjellheim (2004), viser at noen arter og dyregrupper har stor tetthet bare en måned etter behandling. Ved behandlingen av Leirelva i 2005, ble det gjennomført burforsøk for en rekke ulike taxa. Ingen av de testede taxa hadde 100 % dødelighet (Kjærstad & Arnekleiv 2005). Elvemusling, som er en sårbar art i Norge, får ikke økt dødelighet med de konsentrasjoner av rotenon som benyttes (Dolmen mfl. 1995, Larsen mfl. 2000). Det ble ikke registrert skade på elvemuslingbestanden etter behandlingene i 1993 og 2001 (Larsen 2001). Rapportene konkluderer videre med at laks er en sentral vertsfisk for muslinglarvene, og derfor vil en reduksjon i antall laksunger redusere muligheten for vellykket rekruttering hos elvemusling. Reetablering av laks og aure etter rotenonbehandling er undersøkt av bl.a. Lund (1997) og Johnsen mfl. (1999). Resultatene viser at reetablering av ungfiskbestander har gått raskt i vassdrag hvor det har vært flere årsklasser i havet (Batnfjordelva 2 år), eller hvor det er blitt satt ut betydelige mengder fisk (Beiarelva 4 år). I elver hvor laksen var betraktet som utryddet før rotenonbehandlingen og hvor det ikke er satt ut fisk (Lakselva i Skjerstad) eller hvor 14

utsettingene er små og har vært lite vellykket (Valldalselva), har reetableringen tatt lang tid (minst 10 år). Virkningen av rotenon på bestander av fossekall og andre vannfugler ble undersøkt av Håland og Overvoll (1999) i Resultatene viser at bestandssituasjonen for de elvetilknyttede artene etter behandlingen var god og det ble påvist relativt høye tettheter av linerle og strandsnipe og en normal tett hekkebestand av fossekall 7-9 måneder etter behandlingen. 4.2. CFT-Leguminbehov Det stipulerte CFT-Leguminbehovet tar utgangspunkt i erfaringene fra 2005-2006 at alle utvalgte lokaliteter skal behandles to ganger i 2008. Det er knyttet relativt stor grad av usikkerhet til været og vannføringen i alle deler av nedslagsfeltet. Det er derfor lagt inn en viss sikkerhetsmargin i tallene som danner grunnlaget for omsøkt kvantum. 30 små bekker: 50 liter Større dammer: 20 liter Manngardsbehandling: 20 liter Reserve: 30 liter =120 liter 4.3. Drikkevann, vann til husdyr og vanningsvann CFT-Legumin i rennende vann vil i forhold til problemstillingen om drikkevann ha en svært avgrensa og kortvarig effekt. Den estimerte nedbrytningstiden for rotenon i dammer er 1,5 døgn (Finlayson & Harrington 1991), men på grunn av økt oksygeninnhold og økt eksponering for lys skjer dette mye raskere i rennende vann (Finlayson mfl. 2000). En trenger derfor kun å være varsom med stort konsum av rotenonholdig vann i den tida det tar vannet å renne forbi, dvs. omlag 5 15 timer. I mørke og ved lave temperaturer, kan halveringstida være lang, og man tilstreber derfor å unngå rotenonholdig vann i kilder for drikkevann. Inntak av rotenonholdig vann i de konsentrasjoner som doseres (opptil 1 ppm CFT-Legumin) innebærer liten eller ingen helsemessig risiko for mennesker (USEPA 1981b, 1989b). På grunn av høyere konsentrasjoner nært doseringspunkt og at man prinsipielt ikke ønsker kjemikalier i drikkevann, skal CFT-leguminbehandlet vann ikke brukes som drikkevann. En årsak til den lave toksisiteten for mennesket og andre høyerestående dyr, er at rotenon i løsning ikke passerer kroppens slimhinner og oksyderes effektivt. Drikkevannskilder er ikke kjent i noen av vassdragene på de strekningene som skal behandles med CFT-Legumin. Det har forut for behandlingene i 2005 og 2006 i samarbeid med Lærdal kommune blitt gjennomført en særlig kartlegging av aktuelle konflikter med dosering av CFT-Legumin og drikkevann. I de tilfelle hvor dette har blitt ansett som et potensielt problem tilpasses doseringen slik at dette unngås. Det er etter vårt syn ikke grunnlag for restriksjoner på vann til vask og hygiene utover det å gi ei oppfordring om forsiktighet i de timene rotenonet renner forbi. Enkelte steder er det husdyr på beite som drikker vann fra vannforekomster som kan bli rotenonbehandlet. Husdyreiere med beiteområder mot CFT-Leguminbehandlet vann må 15

informeres slik at melkekyr ikke gis adgang til å drikke av vannforekomstene under behandlingen. Det finnes ingen dokumentasjon på at CFT-Legumin kan spores i melk, men dette gjøres som en ekstra sikkerhetsforanstaltning for å unngå spekulasjon om det kan finnes rester av kjemikalier i melka. CFT-Legumin vil bli benyttet i svært lite omfang i 2006, slik at det forventes ingen problem med forurensing av drikkevann verken til menneske eller dyr. 5. Smitteforebyggende tiltak Roar Sandodden, VI Trondheim 5.1. Desinfeksjon og smittesikring Alt utstyr som har vært i kontakt med vann på lakseførende strekning i Lærdal før, under og etter at behandlingen er avsluttet, vil bli håndtert som potensielt infisert med gyro. Alt utstyr skal bringes til desinfeksjonsstasjonen for full desinfeksjon før det fraktes bort/flyttes fra Dette gjelder utstyr som benyttes både av prosjektdeltakere, involvert lokalbefolkning, samt midlertidig besøkende som presse m.m. Andre institusjoner som har benyttet eget utstyr i forbindelse med behandlingen informeres om at de skal benytte samme desinfeksjonsstasjon og rutiner. Det etableres en desinfeksjonsstasjon på Kapteinsgården der mesteparten av behandlingsmannskapet er forlagt under behandlingen (figur 4). Dette er et område bestående av flere bygninger. Desinfisering vil foregå i tilknytning til en isolert garasje skjermet fra resterende bygg. Trafikken rettes utenfor det bebodde området og opp til den isolerte garasjen, hvor desinfeksjon blir gjennomført. Det benyttes stamp og ryggtåkesprøyte. 2 % Virkon-løsning brukes til desinfeksjon. Alt utstyr sprayes med sprayflaske eller legges i en stamp med Virkon-løsning. Laboratorieforsøk har vist at gyro dør etter 10-15 sekunder i en 1 % løsning med Virkon. For å være på den sikre siden, og fordi spraying kan resultere i mindre virkestoff rundt eventuelle parasittindivider, brukes 2 % løsning og virketiden settes til minimum 15 minutter under desinfeksjon i felt. Virkon-løsningen i stamp og sprayflasker vil bli skiftet etter behov, eller senest hver tredje dag, fordi desinfeksjonsmiddelet vil brytes ned og fortynnes. Da smittestatus er ulik i forskjellige deler av vassdraget skal utstyr desinfiseres ved hver forflytning. Av praktiske grunner vil alle prosjektbilene ha mobile desinfiseringsanlegg slik at kjernepersonell ikke behøver oppsøke desinfeksjonsstasjonen for desinfisering hver gang dette er aktuelt. Ved desinfiseringsstasjonen vil det bli lagt ut en desinfeksjonsprotokoll. Alle som skal være i kontakt med vann fra vassdragene skal kvittere seg inn og ut fra denne protokollen. Det kvitteres i denne etter all desinfisering og ved arbeidsdagens slutt. Alt personell avslutter sin deltagelse med en utkvittering i protokollen ved hjemreise. Veterinærinstituttet har ansvar for å skaffe nødvendig utstyr og Virkon. Mattilsynets lokale representant skal godkjenne planen før behandlingen igangsettes. 16

Figur 4. Oversikt over Kapteinsgårdens desinfiseringsopplegg. Personell ankommer hovedkvarteret via de røde pilene. Desinfisering gjennomføres i henhold til planer ved punkt 1. Blått strek er skille mellom ren og uren sone. Bygningen i punkt 2 vil fungere som lager og verksted. Punkt 3 er bolig for gårdeier. Bygg ved punkt 4 vil fungere som hovedkvarter og vil også huse det meste av mannskapet under behandlingene. 5.2. Dødfiskhåndtering Formålet med denne planen er å sikre at fisk som dør under den kjemiske behandlingen mot gyro i Lærdal håndteres på en smittemessig betryggende måte, og registreres i henhold til de behov prosjektet har og krav forvaltningen stiller. Plan for dødfiskhåndtering og strategi for worst case scenario skal godkjennes av lokal representant i Mattilsynet før behandlingen igangsettes Død fisk legges i plastposer påført nummeret for punktet hvor fisken ble funnet. Ved behov kan ytterligere stedsinformasjon tilføyes. Eventuelt funn av laksunger funnet i områder der en 17

har benyttet CFT-Legumin bemerkes spesielt da dette kan ha betydning for videre behandling av vassdraget, og for en videre vurdering av kombinasjonsmetoden. Veterinærinstituttet har ansvar for å skaffe nødvendig utstyr (håver/plastposer m.m.) til dødfiskplukking iht. forventede mengder. Veterinærinstituttet registrerer funnsted, antall, art, alder/størrelse og biomasse i henhold til vanlige prosedyrer ved kjemisk behandling. De tar også eventuelle prøver av skjell/otolitter dersom dette ønskes av forvaltningen. Det opprettes en egen protokoll for føring av dødfisk. Denne oppbevares på Kapteinsgården. Dersom materialet er av interesse for andre forskere vil det bli gjort tilgjengelig på forespørsel (i forkant). Fisken oppsamles i poser, transporteres i stamp i bilene, registreres og oppbevares i fryser på Kapteinsgården. Fryseren tømmes ved avslutning av prosjektet eller ved behov og fraktes til Geithus bossbrenneri (tlf. 951 79 166) sammen med annet smittefarlig avfall for destruering. Dette er klarert med bossbrenneriet. 5.3. Forventet fiskedød I utgangspunktet forventes det kun små mengder dødfisk (inntil noen få kilo, små fisk, vesentlig ørretunger) i prosjektet som følge av tiltaket. Dødelighet forventes primært i de områder det skal benyttes CFT-Legumin. Plukking vil vanligvis foregå samme dag det doseres CFT-Legumin, med eventuell kontroll dagen etter, ellers ved behov. I forbindelse med innkjøringen av aluminiumsdoseringen kan det oppstå noe dødelighet. Omfanget av en slik dødelighet er vanskelig å forutse (se Pettersen mfl. 2005), men det blir tatt høyde for dette i planleggingen og plukking vil bli satt i gang umiddelbart, dersom en slik dødelighet skulle forekomme. 5.4. Strategi for worst case scenario Med tanke på de store mengdene av kjemikalier som vil befinne seg langs elva er det utarbeidet en kriseplan for eventuelle ukontrollerte, større utslipp. Dersom det skulle oppstå en slik nødssituasjon med uventet høy og uønsket dødelighet avsluttes behandlingen. Alt tilgjengelig personell omdisponeres til å plukke dødfisk som samles i poser, registreres på samme måte som beskrevet ovenfor, og bringes til et på forhånd avtalt fryselager. Det er ønskelig å ta vare på all fisk slik at det kan tas prøver med tanke på dokumentasjon og forskningsformål. Deretter vil fisken bli destruert på forsvarlig måte i samarbeid med ansvarlig myndighet. Det er ikke behov for en spesiell smittehåndtering av de aktuelle fiskene utover frysing og senere transport til godkjent avfallsmottak. Følgende foreslås at skal være klart i forkant av behandling av vassdraget som beredskap for worst case scenario : - kontakt med en leverandør av frysebil. - et egnet sted for mottak og registrering av dødfisk skal utpekes (Kapteinsgården). - nødvendig utstyr skal stå klart på Kapteinsgården. 18

- etablere en kontakt med lokale mannskaper som kan bistå med dødfiskplukking. Plan for dødfiskhåndtering og strategi for worst case scenario skal godkjennes av lokal representant i Mattilsynet før behandlingen igangsettes. 19

6. Referanser Arnekleiv, J.V., Dolmen, D., Aagaard, K.H., Bongard, T. og Hanssen, O. 1997. Rotenonbehandlingens effekt på bunndyr i Rauma og Hensvassdraget, Møre & Romsdal. Del I: Kvalitative undersøkelser. - Vitenskapsmus. Rapp. Zool. Serie: 1997-8: 1-48. Bjerknes, V., Fyllingen, I., Holtet, L., Teien, H.C., Rosseland, B.O. & Kroglund, F. 2003. Aluminium in acidic river water causes mortality of farmed Atlantic salmon (Salmo salar L.) in Norwegian fjords. Mar. Chem. 83, 169-174. Bongard, T. 2005. Effekter på bunndyr av aluminiumstilsetning mot G.salaris i Batnfjordelva 2003 og 2004. NINA rapport 9, 20 sider. Bruås, L. og Weideborg, M. 2002. Overvåkning av rotenon og piperonylbutoksid under rotenonbehandlinga av Steinkjervassdraget, høsten 2002. - Aquateam rapport nr. 02-044. Dolmen, D., Arnekleiv, J. V., og Haukebø, T. 1995. Rotenone tolerance in the freshwater pearl mussel (Margaritifera margaritifera). - Nordic J. Freshw. Res. 70: 21-30. Finlayson, B. J., & Harrington, J. M. 1991. Chemical residues in surface and ground waters following rotenone application to California lakes and streams. Presented at Chemical rehabilitation Projects Symposium: Procedures and Issues; Western Division, American Fisheries Society, Bozeman, Montana (July 15 to 19, 1991). 1-37. Finlayson, B. J., Schnick, R. A., Cailteux, R. L., DeMong, L., Horton, W., McClay, W., Thompson, C. & Tichacek, G. J. 2000. Siepman, S. & Trumbo J. 2001. Rotenone use for fisheries management: administrative and technical guidelines manual. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland. 200 s. Fjellheim, A. 2004. Virkning av rotenonbehandling på bunndyrsamfunnene i et område ved Stigstu, Hardangervidda. Laboratorium for ferskvannsøkologi og innlandsfiske LFI- INIFOB, Universitetet i Bergen. Rapport nr. 122. Gensemer, R.W. & Playle, R.C. 1999. The bioavailability and toxicity of aluminum in aquatic environments. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol., 29, 315-450. Gladsø, J.A. og Raddum, G.G. 2000. Rotenonbehandling og effekter på bunnfaunaen i Lærdalselva. Kvalitative undersøkelser. - Zool.inst. UiB LFI-Rapport nr 113: 1-71. Halvorsen, G.A. & Heegaard, E. 2007. Undersøkelser av effekter på bunnfauna etter aluminiumsbehandlingen mot Gyrodactylus salaris Malmberg i Lærdalselva, 2005-2006. LFI-Unifob-rapport no 146. 41 sider Håland, A. og Overvoll, O. 1999. Virkninger av rotenon på bestander av fossekall Cinclus cinclus og andre vannfugler i Lærdalselva, Sogn og Fjordane, ett år etter behandling. Resultater fra 1998-sesongen. - Norsk Natur Informasjon - NNI - Rapport nr 52: 1-25. 20

Hytterød, S., Schjolden, J., Vøllestad, A. & Poléo, A.B.S. (2001). Restituering hos fisk etter eksponering for surt Al-rikt vann. Vann, 4B, 414-419. Hytterød, S., Pettersen, R.A., Høgberget, R., Lydersen, E., Mo, T.A., Gjørwad Hagen, A., Kristensen, T., Berntsen, S., Abrahamsen, B. & Poléo, A.B.S. 2005. Forsøk på totalutryddelse av Gyrodactylus salaris i Batnfjordelva ved hjelp av aluminium som hovedkjemikalium. NIVA-rapport O-21088, 30 sider Johnsen, B.O., Møkkelgjerd, P.I. og Jensen, A.J. 1999. Parasitten Gyrodactylus salaris på laks i norske vassdrag, statusrapport ved inngangen til år 2000. - NINA Oppdragsmelding 617: 1-129. Kelley, A. E. & Weideborg, M. 1999. Miljørisikovurderinger av rotenonblandingen CFT- Legumin ved utslipp til Hardangervidda og til Steinkjervassdragene. Aquateam rapport 99-046, versjon 3. 23 s. Kjærstad, G. & Arnekleiv, J. V. 2004. Rotenonbehandling av elver i Rana-regionen i 2003 og 2004: Effekter på bunndyr. Norges teknisk-naturvitenskapelige universitet. Vitenskapsmuseet. Zoologisk notat 2004-4. 28 s. Kjærstad, G. & Arnekleiv, J. V. 2005. Effekter av rotenonbehandling på bunndyr i Leirelva, Leirfjord kommune. NTNU. Vitenskapsmuseet. Zoologisk notat 2005-3. 21 s. Kjærstad, G. & Arnekleiv, J.V. 2007. Aluminiumbehandling mot Gyrodactylus salaris i Ogna og Figga i 2006 effekter på bunndyr. NTNU Vitenskapsmuseet Zoologisk Notat 2007, 2. 19 sider Larsen, B.M., Hårsaker, K., Bakken, J. og Barstad, D.V. 2000. Elvemusling Margaritifera margaritifera i Steinkjervassdraget og Figga, Nord-Trøndelag. Forundersøkelse i forbindelse med planlagt rotenonbehandling. - NINA Fagrapport 039: 1-39. Lund, R. 1997. Reetablering av fiskebestanden i et sjøørretvassdrag etter rotenonbehandling. NINA Fagrapport 026: 1-20. Lydersen, E., Löfgren, S. & Arnesen, R.T. 2002. Metals in Scandinavian Surface Waters: Effects of acidification, liming and potential reacification. Crit. Rev. Environm. Sci.&Techn., 32, 73-295. Lydersen, E., Bakke, T.A., Høgberget, R., Håvardstun, J., Hytterød, S., Kristensen, T., Mo, T.A., Pettersen, R.A., Poléo, A.B.S., Rosseland, B.O. & Øxnevad, S. 2004. Albehandling mot Gyrodactylus salaris i Batnfjordelva. Sluttrapport 2003. NIVA rapport O-23055, 15 sider. Moen, A., Sandodden, R. & Stensli, J. H. (Redaktører) 2005. Bekjempelsen av Gyrodactylus salaris i Ranaregionen, 2003 2004. VESO-Trondheim, Rapport 01-2005. 230s. Pettersen, R. A., Hytterød, S., Mo, T. A., Poléo, A.S. B., Hagen, A.G., Flodmark, L., Høgberget, R., Olsen, N., Kjøsnes, A. J., Sandodden, R., Moen, A., Lo, H., Lydersen, E. 2005. Aluminiumbehandling mot Gyrodactylus salaris i Lærdalselva våren 2005. Notat til Fylkesmannen i Sogn og Fjordane. 21

Pettersen, R., Hytterød, S., Mo, T.A., Poléo, A.B.S., Hagen, A.G., Flodmark, L.E.W., Høgberget, R., Olsen, N., Kjøsnes, A.J., Øxnevad, S.A., Håvardstun, J., Kristensen, T., Sandodden, R., Moen, A., Lydersen, E. 2006. Kjemisk behandling mot Gyrodactylus salaris i Lærdalselva 2005. NIVA rapport, LNR 5169-2006, 24 sider. Poléo, A.B.S., Østbye, K., Øxnevad S.A., Andersen, R.A., Heibo, E., Vøllestad A.L. 1997. Toxicity of acid aluminium-rich water to seven freshwater fish species: A comparative laboratory study. Environmental Pollution, 2, 129-139. Poléo, A.B.S., Schjolden, J., Hansen, H., Bakke, T.A., Mo, T.A., Rosseland, B.O. & Lydersen, E. 2004. The effect of various metals on Gyrodactylus salaris (Platyhelminthes, Monogenea) infections in Atlantic salmon (Salmo salar). Parasitology, 128, 1-9. Poléo, A.B.S. & Hytterød, S. 2003. The effect of aluminium in Atlantic salmon (Salmo salar) with special emphasis on alkaline water. J. Inorg. Biochem., 97, 89-96. Soleng, A., Poléo, A.B.S., Alstad, N.E.W. & Bakke, T.A. 1999. Aqueous aluminium eliminates Gyrodactylus salaris (Platyhelminthes, Monogenea) infections in Atlantic salmon. Parasitology, 119, 19-25. USEPA (U.S Environmental Protection Agency). 1981b. Completion of pre-rpar review of rotenone. USEPA, Office of Toxic Substances (June 22, 1981), Washington D.C. USEPA (U.S Environmental Protection Agency). 1989b. Guidance for the registration of pesticide products containing rotenone and associated resins as the active ingredient. USEPA Report 540/RS-89-039, Washington, D.C. 22