Miljøovervåking i vann 3:2012. Utprøving av system for basisovervåking i henhold til vannforskriften

Miljøovervåking i vann 3:212 Utprøving av system for basisovervåking i henhold til vannforskriften Resultater for utvalgte innsjøer 211

Miljøovervåking i vann 3:212 Utgiver: Direktoratet for naturforvaltning Klima og forurensningsdirektoratet Forfattere: Ann Kristin Schartau, NINA Sigrid Haande, NIVA Birger Skjelbred, NIVA Marit Mjelde, NIVA Hanne Edvardsen, NIVA Thomas C. Jensen, NINA Zlatko Petrin, NINA Tor Erik Eriksen, NIVA Randi Saksgård, NINA Leidulf Fløystad, NINA Odd Terje Sandlund, NINA Gunnar Halvorsen, NINA John Rune Selvik, NIVA Anne Lyche Solheim, NIVA Dato: 19. oktober 212 Bakgrunn for rapporten Forskrift om rammer for vannforvaltningen (vannforskriften) setter krav til at miljøtilstand i norske vannforekomster skal dokumenteres gjennom standardiserte overvåkingsprogrammer. Basisovervåking skal skaffe data om miljøtilstanden i ferskvann, kystvann og grunnvann i Norge. Ved data fra basisovervåkingen skal vi kunne fastslå den naturlige tilstanden i uberørt norsk natur, følge langsiktige naturlige endringer og vurdere effekten av omfattende menneskelige påvirkninger på vannmiljøet. Overvåkingen skal gjennomføres i et nettverk av faste lokaliteter med standard metoder. Overvåkingsnettverket skal omfatte lokaliteter både i upåvirkede vannforekomster og i vannforekomster som er påvirket av menneskelig virksomhet. Antall sider: 113 Emneord: Basisovervåking Innsjøer Vannforskriften Keywords: Surveillance monitoring Lakes Waterframework Directive (WFD) Refereres som: Schartau, A.K., Haande, S., Skjelbred, B., Mjelde, M., Edvardsen H., Jensen, T.C., Petrin, Z., Eriksen, T.E., Saksgård, R., Fløystad, L., Sandlund, O.T., Halvorsen, G., Selvik, J.R. & Lyche Solheim, A. 212. Utprøving av system for basisovervåking i henhold til vannforskriften. Resultater for utvalgte innsjøer 211. Miljøovervåking i vann 212-3, 113s. Overvåkingen som er gjennomført i 29 og 21 har hatt som formål å teste ut forslag til gjennomføring av basisovervåkingen, styrke datagrunnlaget for fastsettelse av referanseverdier for de ulike kvalitetselementene i vanlige norske innsjøtyper og prøve ut ny metodikk for tilstandsklassifisering av norske innsjøer i henhold til klassifiseringsveilederen. Denne rapporten presenterer resultater fra tredje årssyklus med basisovervåking i innsjøer, og rapporten omfatter resultater fra 11 innsjøer i Sør-Norge som ble undersøkt i 211. Det er gjennomført en evaluering av referansesjøene for å undersøke om disse er reelle referansesjøer eller om de er påvirket av menneskelig aktivitet. Resultatet av evaluering og vurdering av resultatene etter evalueringen er gjengitt i kapittel 6 i denne rapporten. Foto forside: NIVA Miljøovervåking i vann Nr 3 212

2 Forord Denne rapporten inneholder resultater fra basisovervåkingen i ferskvann i 211 med vekt på utprøving av ny metodikk for tilstandsklassifisering iht. vannforskriften. Overvåkingen har omfattet totalt 11 innsjøer som omfatter både antatte referansesjøer og innsjøer påvirket av eutrofiering eller forsuring. Arbeidet er utført som et samarbeid mellom NINA og NIVA på oppdrag fra Direktoratet for naturforvaltning (kontrakt nr 1178) på vegne av Overvåkingsgruppen under Direktoratsgruppen for implementering av vanndirektivet i Norge. Rapportering av basisovervåkingen i 211 har blitt samordnet med ferdigstillelse av et separat prosjekt som har gått ut på å evaluere antatte referanseinnsjøer i basisovervåkingen. Dette prosjektet har blitt gjennomført i 212 (kontrakt nr 1246). Prosjektgruppen har bestått av følgende personer med ansvar og arbeidsoppgaver angitt i parentes: Ann Kristin Schartau, NINA (prosjektleder NINA, koordinering av feltarbeid og rapportering, ansvarlig krepsdyrundersøkelser) Sigrid Haande, NIVA (prosjektleder NIVA, koordinering av feltarbeid og rapportering, ansvarlig vannkjemiske undersøkelser) Birger Skjelbred, NIVA (ansvarlig planteplanktonundersøkelser) Marit Mjelde, NIVA (ansvarlig vannvegetasjonsundersøkelser) Hanne Edvardsen, NIVA (vannvegetasjonsundersøkelser) Thomas C. Jensen, NINA (krepsdyrundersøkelser) Zlatko Petrin, NINA (ansvarlig bunndyrundersøkelser) Tor Erik Eriksen, NIVA (bunndyrundersøkelser) Randi Saksgård, NINA (fiskeundersøkelser) Leidulf Fløystad, NINA (aldersbestemmelser fisk) Odd Terje Sandlund, NINA (ansvarlig fiskeundersøkelser) Gunnar Halvorsen, NINA (evaluering av antatte referanseinnsjøer) John Rune Selvik, NIVA (evaluering av antatte referanseinnsjøer) Anne Lyche Solheim, NIVA (bidrag tilstandsklassifisering) Gunnar Halvorsen, Svein-Erik Sloreid, Dag Svalastog, Eva M. Ulvan og Bjørn Walseng (alle NINA), Camilla H.C. Hagman, Kate Hawley, Jarle Håvardstun og Mette C. Lie (alle NIVA) har bidratt til gjennomføring av feltarbeidet. Trygve Hesthagen (NINA) har beregnet oppvekstratio for ørret. Feltarbeidet ville vanskelig latt seg gjennomføre uten velvillig assistanse og støtte fra grunneiere og andre rettighetshavere. Vi vil gjerne få takke Oslo- og omegn fiskeadministrasjon og Løvenskiold-Vækerø for praktisk tilrettelegging i forbindelse med feltarbeidet i Langvatn og Store Skillingen, Oslo kommune, Friluftsetaten for nøkkellån til bommen ved Rustadsaga (Nøklevatn), Oslo kommune, Avd. Vannmiljø for lån av båt i Maridalsvatn, grunneier Per Arvid Trollås for å holde bommen på veien inn til Goksjø åpen og Johan Bjørnstad og Øyvind Jørgensen for bistand i forbindelse med prøvefiske i hhv. Tvetervatn og Store Lyseren. Vi takker også student ved Høgskolen i Telemark, Lillian Raudsandmoen, som var sommervikar på NIVA for å bidra til gjennomføring av feltarbeid. Erik Framstad, NINA og Anne Lyche Solheim, NIVA har kvalitetssikret rapporten. Oslo, 7. september 212 Ann Kristin Schartau Sigrid Haande

3 Innhold 1. Innledning 8 1.1 Bakgrunn og målsetting 8 1.2 Valg av vanntyper, økoregioner og påvirkningstyper 9 2. Presentasjon av innsjøene 1 3. Materiale og metoder 12 3.1 Tidspunkt for prøvetaking 12 3.2 Fysisk-kjemiske parametere 12 3.3 Planteplankton 13 3.4 Vannvegetasjon 14 3.5 Småkreps 14 3.6 Bunndyr 16 3.7 Fisk 17 3.8 Rapportering av data 18 4. Resultater pr. kvalitetselement 19 4.1 Fysisk-kjemiske støtteparametere 19 4.2 Planteplankton inkl. klorofyll 23 4.3 Vannplanter 28 4.4 Småkreps 31 4.5 Bunndyr 35 4.6 Fisk 38 5. Tilstandsvurdering 5 5.1 Metodikk 5 5.2 Oppsummering 53 5.3 Tilstandsvurdering Bjorvatn 55 5.4 Tilstandsvurdering Maridalsvatn 57 5.5 Tilstandsvurdering Nøklevatn 59 5.6 Tilstandsvurdering Songsjøen 62 5.7 Tilstandsvurdering Store Skillingen 64 5.8 Tilstandsvurdering Langvatn 67 5.9 Tilstandsvurdering Store Lyseren 7 5.1 Tilstandsvurdering Tvetervatn 72 5.11 Tilstandsvurdering Goksjø 74 5.12 Tilstandsvurdering Longumvatn 76 5.13 Tilstandsvurdering Temse 78 6. Evaluering av referanseinnsjøer og revurdering av referanseverdier 8 6.1 Bakgrunn for evalueringen 8 6.2 Metodikk for kartlegging av påvirkninger 8 6.3 Oversikt over påvirkninger i de antatte referansesjøene 82 6.4 Samlet evaluering av innsjøenes status som referanse 84 6.5 Revurdering av referanseverdier 87 7. Referanser 88 8. Vedlegg 91

4 Sammendrag Denne rapporten inneholder resultater fra basisovervåking i ferskvann 211, gjennomført iht. vannforskriften/vanndirektivet. Basisovervåkingen, som startet opp i 29, omfatter både overvåking av upåvirkede vannforekomster (referanseovervåking) og vannforekomster påvirket av omfattende menneskelig virksomhet. NINA og NIVA leverte høsten 29 forslag til basisovervåkingsnettverk for ferskvann i Norge. Endelig forslag til overvåkingsnettverk forventes å foreligge i løpet av 212. Basisovervåkingen i 29-211 har derfor først og fremst hatt som formål å teste ut forslag til gjennomføring av basisovervåkingen, styrke datagrunnlaget for fastsettelse av referanseverdier for ulike kvalitetselementer i vanlige norske innsjøtyper og prøve ut ny metodikk for tilstandsklassifisering av norske vannforekomster iht. Klassifiseringsveilederen. Dataene vil dessuten inngå i datagrunnlaget for framtidig justering og utvikling av klassifiseringssystemet. Overvåkingen i 211 omfattet totalt 11 innsjøer; de fleste innsjøene tilhører økoregion Østlandet og flertallet av innsjøene er kalkfattig og klare. Utvalget inkluderer både innsjøer som er antatt å være lite påvirket av menneskelig aktivitet (potensielle referansesjøer) og innsjøer påvirket enten av forsuring eller eutrofiering. Alle biologiske (planteplankton, vannvegetasjon, småkreps, litorale bunndyr og fisk) og relevante fysisk-kjemisk parametere ble overvåket i potensielle referansesjøer, mens utvalget var noe redusert for hhv. forsurete og eutrofierte innsjøer. Overvåkingen av de påvirkede innsjøene ble begrenset til de antatt mest følsomme kvalitetselementer og parametere, gitt påvirkningstype. Rapporten inneholder aggregerte data i form av årsgjennomsnitt og beregnede indekser. Primærdataene vil gjøres tilgjengelig i databasen Vannmiljøsystemet. Det er gitt en presentasjon av resultatene per kvalitetselement (alle innsjøer samlet) og per innsjø. I tilstandsvurderingen av den enkelte innsjø er økologisk tilstand, både som tilstandsklasse og om mulig også EQR (Økologisk kvalitetskvotient jf. vannforskriften) og normalisert EQR, presentert for alle parametere og kvalitetselementer som er inkludert i klassifiseringssystemet for ferskvann per 21, med eventuelle justeringer som en følge av interkalibreringen avsluttet i 211. Et foreløpig forslag til klassifiseringssystem basert på småkreps er presentert i rapporten. Samlet tilstand for innsjøen er basert på det verste styrer prinsippet der kvalitetselementer/parametere med høy usikkerhet ikke er brukt i den endelige klassifiseringen. Alle innsjøene ble også undersøkt i 29, og en sammenligning av resultatene fra de to årene er foretatt. Resultatene viser at to av de innsjøene som ble overvåket i 211 er i god tilstand eller bedre. Av innsjøene påvirket av enten eutrofiering eller forsuring er fire innsjøer i moderat tilstand, en innsjø i dårlig tilstand og en innsjø i svært dårlig tilstand. Ingen av de antatte referansesjøene overvåket i 211 tilfredsstilte kriterier for svært god tilstand mht. alle parametere og kvalitetselementer. Generelt indikerer planteplankton og enkelte vannkjemiske parametere bedre tilstand enn vannvegetasjon, bunndyr og fisk. Tilsvarende resultat ble funnet i 29. Dette kan bety enten at ingen av innsjøene er ekte referanser eller at referansekriteriene er satt for strengt for enkelte parametere og kvalitetselementer. Også for de påvirkete innsjøene er det stor variasjon i tilstanden som beskrives for enkeltparametere og kvalitetselementer innen den enkelte innsjø. Dette kan blant annet ha sammenheng med at ulike parametere/kvalitetselementer har forskjellig følsomhet for en gitt påvirkning, og dessuten at enkelte innsjøer er påvirket av flere typer belastninger. Flere av innsjøene er påvirket av hydromorfologiske endringer (primært økte vannstandsvariasjoner) i tillegg til forsuring eller eutrofiering.

5 Rapporten inneholder en evaluering av de antatte referansesjøene som ble undersøkt i 211. Denne gir en oversikt over mulige belastningstyper og -nivåer, en vurdering av hvorvidt disse belastningene har en økologisk effekt og dessuten en vurdering av innsjøenes status som framtidig referansesjø og anbefalinger om framtidig overvåking. Enkelte av innsjøene som ble overvåket i 211 har vært vanskelig å typifisere, enten fordi vannkjemiske typifiseringsparametere (kalsium, humusinnhold) har verdier som ligger på grensen mellom to vanntyper, eller fordi opprinnelig vanntype (før eutrofiering eller forsuring) ikke er kjent. Endring i vanntypen vil kunne få konsekvenser for fastsettelse av økologisk tilstand. Det er ennå for tidlig å revurdere referanseverdier og klassegrenser ut fra disse resultatene. Data fra innsjøene overvåket i 211, sammen med data fra tidligere undersøkelser og fra de kommende årene med basisovervåking, vil imidlertid utgjøre basis for en ny evaluering og eventuelt revidering av referanse- og grenseverdier for eksisterende vanntyper og parametere, og for evt. å inkludere nye parametere i klassifiseringssystemet.

6 Summary This report presents results from the third year (211) of surveillance monitoring in freshwater in Norway according to the Water Framework Directive. The surveillance monitoring includes monitoring of both reference sites (non-impacted) and sites impacted by extensive human pressures. In autumn 29 the Norwegian Institute for Nature Research (NINA) and the Norwegian Institute for Water Research (NIVA) presented a network of water bodies selected for future surveillance monitoring for lakes and rivers in Norway. In 21 and 211, the regional river basin district authorities were invited to evaluate the network proposed, and the comments received will be used as input for a revision of the network in 212. The main objectives of the surveillance monitoring in 29-211 have been to evaluate the proposed monitoring design, to improve the basis for setting reference values for various quality elements in common Norwegian lake types and to test new methodology for status classification of Norwegian water-bodies according to the Norwegian Classification Guidance from 29. Furthermore, the results will be used in the future adjustment and development of the classification system for freshwater. In 211, altogether 11 lakes were monitored; these were the same as those monitored in 29, excluding one lake. The lakes are mainly located in the ecoregion Eastern Norway, and the majority of the lakes belong to the low alkalinity/clear lake types. Potential reference lakes and lakes impacted by either eutrophication or acidification were included. Monitoring of the potential reference lakes included all biological (phytoplankton, macrophytes, zooplankton, littoral macro-invertebrates and fish) together with relevant physico-chemical quality elements. The number of parameters and quality elements monitored in impacted lakes were limited to those considered as most sensitive to eutrophication and acidification, respectively. This report includes only aggregated data, presented as annual mean values and calculated indices. Primary data will be made available in the database Vannmiljøsystemet. The results are presented for each quality element (across all lakes) and for each lake (across all quality elements). In the status classification of each lake, the ecological status is presented for each parameter and quality element separately, both as status class, and wherever possible, also as EQR (Ecological Quality Ratio) and normalized EQR values. The whole lake assessment is based on the one-out-all-out principle, after excluding parameters and quality elements with high uncertainty. All lakes were also investigated in 29 and a comparison of results from the two years is given. Two of the lakes monitored in 211 are classified to be in at least good status. Of the lakes impacted by either eutrophication or acidification four lakes are classified to be in moderate status, two in poor and one in bad status. None of the lakes pre-assigned as reference sites are classified to be in high status for all parameters and quality elements. Generally the phytoplankton and some of the physico-chemical parameters indicate a better status than macrophytes, macroinvertebrates and fish. The reason may be that none of the lakes are true references or that the reference values are too strict for some parameters/quality elements. Also for the impacted lakes there are substantial differences in the ecological status for different parameters and quality elements within single lakes. One reason may be that parameters and quality elements may differ in their sensitivity to specific pressures. In addition, several of the lakes are impacted by more than one pressure type. The selection of lakes monitored in 211 was done in 29, based on information on various types of pollution pressure. Nevertheless, some of the lakes may additionally be impacted by hydromorphological pressures (mainly changes in water level fluctuations).

7 The report contains an evaluation of the assumed reference lakes that were investigated in 211. This provides an overview of the possible impact types and levels, an assessment of whether these impacts have an ecological effect, as well as an assessment of the lakes status as future reference lakes, and recommendations for future monitoring. Some of the lakes monitored in 211 are not easily typified, either because typology parameters like calcium and colour have values that represent the border between two lake types or because the lake s original water type is unknown (both eutrophication and acidification may change the water-type). Changes from one lake type to another may influence the ecological status of the lakes. Based on the monitoring data from 29 and 211, it is too early to validate the reference values of the current classification system. However, these data together with older monitoring data and data from future surveillance monitoring, will be used as a basis for the validation and revision of reference values and class boundaries for existing water types and parameters, as well as for further development of the WFD-compliant classification system in Norway.

8 1. Innledning 1.1 Bakgrunn og målsetting EU s Rammedirektiv for vann (Vanndirektivet) er nå integrert i norsk lovverk ved Forskrift om rammer for vannforvaltningen, heretter omtalt som Vannforskriften, som ble vedtatt av regjeringen den 15. desember 26. Vannforskriften setter som mål at minst god tilstand i vannforekomstene skal være nådd seinest i 215 for vannområder i første planperiode, og innen 221 for resten av landet. Risikoen for ikke å nå miljømålet uten belastningsreduserende tiltak er vurdert i karakteriseringsarbeidet basert på eksisterende data. I tilstandsvurderingen skal det tas hensyn til at naturtilstanden kan variere geografisk og med ulike miljøforhold. Biogeografiske regioner og vanlige vanntyper for Norge er presentert i Klassifieringsveilederen (Veileder 1:29; Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Etter karakteriseringen kontrolleres tilstanden med overvåking, for å undersøke om denne endres gitt de viktigste belastningene. Det er to hovedtyper av overvåking; basisovervåking og tiltaksovervåking. Vannforskriften setter ulike krav til hvor det skal overvåkes og hva som skal overvåkes i disse typene. I tillegg kan man gjennomføre problemkartlegging / supplerende undersøkelser ved behov. Basisovervåkingen (surveillance monitoring sensu Vanndirektivet) omfatter både overvåking av upåvirkede vannforekomster (referanseovervåking) og vannforekomster påvirket av omfattende menneskelig virksomhet (i Overvåkingsveilederen kalt trendovervåking). Både referanseovervåkingen og overvåkingen av påvirkede vannforekomster skal gjennomføres på en slik måte at eventuelle endringer over tid (trender) kan avdekkes med rimelig grad av sikkerhet. Valget av vannforekomster skal være representativt i forhold til økoregioner, vanntyper og tilstandsklasser. NINA og NIVA leverte høsten 29 forslag til basisovervåkingsnettverk for ferskvann i Norge (Schartau m.fl. 29). Forslaget inkluderer følgende tre moduler: Referanselokaliteter, dvs. tilnærmet upåvirkede vannforekomster i svært god tilstand Store vannforekomster Små/mellomstore, påvirkede vannforekomster med tre del-nettverk der hhv. eutrofiering, forsuring og vassdragsreguleringer (hydromorfologiske endringer) er dominerende påvirkningstype Referansestasjonene skal etableres i vannforekomster med svært god tilstand. De påvirkede vannforekomstene inkluderer et utvalg av lokaliteter i alle tilstandsklasser, blant annet for å sikre en representativ rapportering av økologisk tilstand for norske vannforekomster til EEA og ESA. Hovedvekten er likevel lagt på tilstandsklassene god eller moderat, dvs. forekomster med mulig risiko for ikke å oppnå miljømålene. God kunnskap om disse tilstandsklassene er viktig da miljømålet i vannforskriften er satt som grenseverdien mellom god og moderat tilstand. Basisovervåking kjennetegnes med få (faste) stasjoner, lav prøvetakingsfrekvens og at alle parametere (kvalitetselementer) skal overvåkes. Stasjoner for basisovervåking skal fange opp utviklingen både for referanseforhold (~upåvirkede forhold) og for påvirkede områder på en representativ måte. Vanndirektivet krever etablering av referanseverdier for alle økologiske kvalitetselementer i alle vanntyper og kategorier av overflatevann (se Anneks II, avsnitt 1.3 og Anneks V, avsnitt 1.1, 1.2 og 1.3.1). All senere klassifisering av økologisk tilstand skal gjøres i forhold til disse referanseverdiene.

9 I arbeidet med et nasjonalt klassifiseringssystem for vurdering av økologisk tilstand (se www.vannportalen.no) ble det synliggjort at eksisterende datagrunnlag er for dårlig til å kunne etablere referanseverdier for mange parametere og vanntyper, i andre tilfeller er referanse-verdiene svært usikre (Poikane 29). Utvalget av referanselokaliteter skal i første omgang tilpasses behovet for å etablere referanseverdier for ulike økologiske kvalitetselementer. Det forventes imidlertid at lokaliteter for den framtidige referanseovervåkingen velges ut på grunnlag av det oppdaterte utvalget av referanselokaliteter. Målsettingen med basisovervåkingen i 29-211 har vært å 1) etablere overvåkingslokaliteter og -design for videre basisovervåking i ferskvann iht. kravene i vannforskriften, 2) styrke datagrunnlaget for fastsettelse av referanseverdier for ulike kvalitetselementer i vanlige norske innsjøtyper og 3) prøve ut ny metodikk for tilstandsklassifisering av norske vannforekomster iht. Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa, Vanndirektivet 29). Dernest vil dataene inngå i datagrunnlaget for framtidig justering og utvikling av klassifiseringssystemet. Med et svært begrenset overvåkingsbudsjett ble det valgt å prioritere kun de mest følsomme kvalitetselementene i overvåkingen av de påvirkede innsjøene i 211. 1.2 Valg av vanntyper, økoregioner og påvirkningstyper Basisovervåkingen i 211 er begrenset til et utvalg som kun omfatter innsjøer. Når forslaget ikke inkluderer noen elver, så skyldes dette primært budsjettbegrensninger, samt behovet for gjentak av overvåkingen av de samme lokalitetene som i 29, for å sikre flere års data til bruk for bl.a. å vurdere referanseverdier. Imidlertid er flere av de foreslåtte basisovervåkingslokalitetene i elv inkludert i annen nasjonal overvåking med aktivitet i 211 (eks. Elvetilførselsprogrammet, Tiltaksovervåking kalking, Overvåking av effekter av langtransporterte forurensninger, men da med et begrenset utvalg kvalitetselementer og parametere). Basisovervåkingen i 211 omfattet 11 av de samme innsjøene som ble overvåket i basisovervåkingen i 29 (Schartau m.fl. 211). Askjemvatn ble ikke inkludert i overvåkingen i 211. Dette skyldes at det i 211 ble prioritert å gjennomføre undersøkelser av flere biologiske kvalitetselementer i de øvrige innsjøene påvirket av forsuring og eutrofiering. Vurderinger knyttet til utvelgelsen av de 11 innsjøene er utførlig beskrevet av Schartau m.fl. (211). I utgangspunktet skal alle kvalitetselementer inkluderes i overvåkingen av alle vannforekomster innenfor basisovervåkingen. Gitt de begrensninger som den økonomiske rammen satte, var det imidlertid enighet om at det er viktig å få på plass gode referansedata for så mange lokaliteter og kvalitetselementer som mulig, og at overvåkingen av de påvirkede vannforekomstene måtte begrenses til de antatt mest følsomme kvalitetselementer, gitt påvirkningstype (se også Schartau m.fl. 29). Overvåking av alle kvalitetselementer i både upåvirkede og påvirkede vannforekomster ville imidlertid gitt et bedre grunnlag for å vurdere de ulike kvalitetselementenes og parameterenes følsomhet for ulike påvirkninger og egnethet i tilstandsvurderingen.

1 2. Presentasjon av innsjøene Basisovervåkingen i 211 ble gjennomført i 11 utvalgte innsjøer med beliggenhet på Østlandet, Sørlandet og i Midt-Norge. (Figur 1, Tabell 1). Disse ble også overvåket i 29. Det ble valgt ut fem sjøer som var antatt lite påvirket (i denne rapporten kalt antatte referansesjøer), tre forsurede innsjøer og tre eutrofierte innsjøer. NINA hadde hovedansvaret for to referansesjøer og de tre forsurede innsjøene, mens NIVA hadde ansvaret for tre referansesjøer og de tre eutrofierte innsjøene. Bilde og nøkkelfakta for hver enkelt innsjø er presentert i kapittel 5. Figur 1: Kart som viser den geografiske beliggenheten av de 11 innsjøene i Basisovervåkingen 211

11 Tabell 1: Presentasjon av innsjøene som er inkludert i basisovervåking i 211 med vannforekomst-id, geografisk beliggenhet, vanntype (Vanntype: koder iht. Vann-nett men justert for forventet naturtilstand, IC-type: se Klassifiseringsveilederen), typifiseringsparametere og påvirkningstype. Innsjø Vannforekomst-ID Høyde over havet (m) Kommune Fylke Vanntype 1 IC-type Økoregion Kalkinnhold (mg Ca/L) Humusinnhold (mg Pt/L) Innsjøstørrelse (km 2 ) Innsjødybde (m) Påvirkningstype Bjorvatn 18-8995-L Vegårshei Aust- LSL222 L-N3 Sørlandet 165 1,88 86,,52 Antatt referanse Agder Maridalsvatn 6-298-L Oslo Oslo LEL221 L-N2b Østlandet 149 2,85 28,9 3,89 Antatt referanse Nøklevatn 6-251-L Oslo Oslo LEL221 L-N2a Østlandet 163 4,15 3,9,79 Antatt referanse Songsjøen 121-965-L Orkdal Sør- LMM221 L-N5 Midt- 26 1,23 35,2,66 Antatt referanse Trøndelag Norge (Store) 2-513-L Lunner Oppland LEM221 L-N5 Østlandet 248 1,95 28,9,67 Antatt referanse Skillingen Langvatn 2-5114-L Nittedal Akershus LEM221 L-N5 2 Østlandet 342 1, 28,,55 Forsuring Store Lyseren 314-3238-L Rømskog Østfold LEM211 L-N5 Østlandet 229,92 31,5,52 Forsuring Aurskog-Høland Akershus Tvetervatn 2-3497-L Sarpsborg Østfold LEL222 L-N3 Østlandet 79 1,34 46,9 1,14 Forsuring Goksjø 15-378-L Sandefjord Vestfold LEL232 L-N8 Østlandet 28 7,66 52,6 3,4 Eutrofiering Larvik, Andebu Longumvatn 19-1538-L Arendal Aust- LSL221 L-N2a 3 Sørlandet 34 5,59 28,9 1, Eutrofiering Agder Temse 19-1951-L Grimstad Aust- Agder LSL232 L-N8a Sørlandet 15 6,89 45,5,62 Eutrofiering 1 Vanntypekoden angir kategori mht seks ulike typifiseringsparametere: 1) vannkategori (L: innsjø, R: elv som også kan omfatte mindre innsjøer), 2) økoregion (M: Midt-Norge, E: Østlandet, S: Sør-Norge), 3) klimaregion (L: lavland, M: skog), 4) størrelse (1: svært små, 2: små-moderat stor, 3: store), 5) kalsiuminnhold (1: svært kalkfattige, 2: kalkfattige, 3: moderat kalkrike), 6) humusinnhold (1: klare, 2: humøse). Se Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29) for mer informasjon. 2 Vanntype fastsatt med bakgrunn i forventet naturtilstand. I dag er innjøen svært kalkfattig (< 1 mg Ca/L). 3 Vanntype fastsatt med bakgrunn i forventet naturtilstand. I dag er innsjøen moderat kalkrik (4-2 mg Ca/L).

12 3. Materiale og metoder 3.1 Tidspunkt for prøvetaking Feltarbeidet i de 11 innsjøene ble gjennomført i perioden juni-oktober 211. Tabell 2 viser prøvetakingsfrekvens og tidspunkt for feltarbeidet for de ulike biologiske kvalitetselementene og for de fysisk-kjemiske støtteparameterne. Det ble gjennomført feltarbeid for fysiskkjemiske parametere seks ganger i løpet av perioden juni-oktober i referansesjøene og i de eutrofierte innsjøene, mens de forsurede innsjøene ble kun prøvetatt tre ganger. Prøver til planteplankton (referanse- og eutrofierte innsjøer) ble tatt seks ganger ved samme tidspunkt som for prøver til fysisk-kjemiske parametere. Prøver til bunndyr og småkreps (referanse- og forsurede innsjøer, samt småkreps i en eutrofiert innsjø) ble tatt to ganger, i hhv. mai/juni og august/september (småkreps), og i mai/juni og oktober (bunndyr). Dette ble samkjørt med feltarbeidet for fysisk-kjemiske parametere og planteplankton. Kartlegging av vannplanter ble gjennomført i referansesjøene og de eutrofierte innsjøene, samt i en forsuret innsjø i perioden august-september, og prøvefiske ble gjennomført i referansesjøene og de forsurede innsjøene, samt en eutrofiert innsjø i perioden august-september. Feltarbeidet ble gjennomført etter standard metoder beskrevet i Veilederene 1:29 og 2:29 (Direktoratsgruppa, Vanndirektivet 29), men se også beskrivelse i kap. 3.2-3.7. Tabell 2: Prøvetakingsfrekvens og tidspunkt for feltarbeid for de ulike biologiske kvalitetselementene (P=planteplankton, V=vannplanter, S=småkreps, B=bunndyr, F=fisk) og for kjemiske støtteparametere (K) Mai-juni Juni-juli Juli-august August-sept September Oktober Innsjø (Uke 22-23) (Uke 26-27) (Uke 3-31) (Uke 34-35) (Uke 37-38) (Uke 41-42) K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F K P V S B F Bjorvatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Maridalsvatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Nøklevatn x x x x x x x x x x x x x x x x x x Songsjøen x x x x x x x x x x x x x x x x x x (Store)Skillingen x x x x x x x x x x x x x x x x x x Langvatn x x x x x x x x x x Store Lysern x x x x x x x x Tvetervatn x x x x x x x x Goksjø x x x x x x x x x x x x x Longumvatn x x x x x x x x x x x x x Temse x x x x x x x x x x x x x x x x 3.2 Fysisk-kjemiske parametere Prøvetaking av fysisk-kjemiske parametere ble gjennomført fra båt ved det dypeste punktet av hver innsjø. Temperatur og innhold av oksygen (µg/l) ble målt i med et YSI 6 instrument, og siktedyp ble målt med en 25 cm Secchiskive. I hver innsjø ble det tatt integrerte blandprøver fra eufotisk sone, tilsvarende ca. 2,5 x siktedypet. Feltarbeidet ble gjennomført etter standard metoder beskrevet i Veileder 1:29 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Alle kjemiske analyser ble gjennomført etter akkrediterte metoder ved NIVAs analyselaboratorium. Følgende analyseparametere ble målt: Referansesjøer: surhetgrad (ph), ledningsevne, alkalitet, klorid, sulfat, nitrat, kalsium, magnesium, natrium, kalium, total nitrogen, total organisk karbon, reaktivt og illabilt aluminium, total aluminium, total fosfor, fosfat, ammonium, farge, klorofyll-a, turbiditet.

13 Forsurede innsjøer: surhetgrad (ph), ledningsevne, alkalitet, klorid, sulfat, nitrat, kalsium, magnesium, natrium, kalium, total nitrogen, total organisk karbon, reaktivt og illabilt aluminium, total aluminium, total fosfor, ammonium, farge. Eutrofierte innsjøer: surhetgrad, ledningsevne, turbiditet, alkalitet, kalsium, nitrat, ammonium, total nitrogen, fosfat, total fosfor, total organisk karbon, klorofyll-a, farge. 3.3 Planteplankton Planteplankton ble undersøkt i 8 innsjøer; 5 referansesjøer og 3 eutrofierte innsjøer. Hver innsjø ble besøkt seks ganger i perioden juni-oktober 211. Prøvetakingen ble foretatt i henhold til standardprosedyre (NS-9459) med blandprøve fra eufotisk sone (2,5 x siktedypet). Det ble tatt ut prøver til analyse av klorofyll-a, vannkjemi og planteplankton fra samme blandprøve. Kvantifiseringen av planteplanktonet ble foretatt i omvendt mikroskop iht. norsk standard (NS-EN 1524) og biomassen og artssammensetningen ble beregnet. Vurdering av økologisk tilstand for planteplankton er basert på klorofyll a, totalt biovolum, trofiindeks for artssammensetting (PTI) og oppblomstring av cyanobakterier (Cyanomax), som nå er interkalibrert med de nordiske landene (http://circa.europa.eu/public/irc/jrc/jrc_eewai/library?l=/intercalibration_6/lakes/final_results/n orthern_phytoplankton&vm=detailed&sb=title; Den norske metoden er beskrevet i Annex 1, mens klassegrensene er i Annex 2). De endelige resultatene av interkalibreringen av planteplankton innebærer justeringer av klassegrensene for Klorofyll-a for enkelte vanntyper sammenlignet med de klassegrensene som er presentert i Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Klorofyll a og biovolum er to uavhengige mål på planteplanktonets biomasse. PTI er en indeks basert på artssammensetning, der hver art vektes i hht. sin indikatorverdi langs trofigradienten og sin relative biomasse. PTI er interkalibrert med nordiske data fra juli-september og regresjonsanalyse er gjort for å kunne benytte norske data fra hele vekstsesongen. Cyanomax er det maksimale biovolumet av cyanobakterier observert i vekstsesongen. Metodene vil bli beskrevet i revidert utgave av Klassifiseringsveilederen. Figur 2 viser hvordan gjennomsnittet av normalisert EQR (EQRn) for de ulike indeksene beregnes for å få en felles EQRn for planteplankton. Cyanomax benyttes kun når denne EQRn er lavere enn gjennomsnittet av de andre EQRn for planteplanton. Dette gjøres for å unngå at fravær av cyanobakterier bidrar til en høyere EQRn, dvs bedre økologisk tilstand. Chlorophyll a Total biovolume Normalised Normalised Tax. comp. metric (PTIno) Averaged Normalised Biomass EQRn PTIno EQRn Averaged NO Lake Phytoplankton EQRn Bloom intensity metric (Cyano biovolume max)* Normalised Cyanomax EQRn* Figur 2: Klorofyll a, totalt volum og PTI normaliseres og gjennomsnittet benyttes for å beregne en EQRn for planteplanton. EQRn beregnes først for biomassen (klorofyll a og totalt volum) før det beregnes en gjennomsnittlig EQRn for planteplankton. Indeksen for Cyanomax benyttes kun hvis denne EQRn er lavere enn gjennomsnittet av de andre indeksene. (fra Annex 1 i Lyche-Solheim et al. 211)

14 3.4 Vannvegetasjon Vannvegetasjonen ble undersøkt i 9 innsjøer; 5 referansesjøer, en forsuret innsjø og 3 eutrofierte innsjøer. Hver innsjø ble besøkt én gang i perioden juli-august 211. Registreringene ble foretatt i henhold til NIVAs standardprosedyre i samsvar med NS-EN 1546; ved hjelp av vannkikkert og kasterive fra båt. Kvantifisering av artene i vannvegetasjonen er gjort etter en semi-kvantitativ skala, hvor 1=sjelden, 2=spredt, 3=vanlig, 4=lokalt dominerende og 5=dominerende. I tillegg ble de viktigste helofyttartene (sivvegetasjon) notert. Alle dybdeangivelser er gitt i forhold til vannstand ved registreringstidspunktet. Navnsettingen for karplantene følger Lid og Lid (25), mens kransalgene er navngitt etter Langangen (27). Vurdering av økologisk tilstand for vannvegetasjonen, inkl. kransalgene, er basert på trofiindeks (TIc) for vannplanter, jf. Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Trofindeksen TIc er basert på forholdet mellom antall sensitive, tolerante og indifferente arter for hver innsjø. Sensitive arter er arter som foretrekker og har størst dekning i mer eller mindre upåvirkede innsjøer (referanseinnsjøer), og som får redusert forekomst og dekning (etter hvert bortfall) ved eutrofiering. Tolerante arter er arter med økt forekomst og dekning ved økende næringsinnhold, og er ofte sjeldne eller med lav dekning i upåvirkede innsjøer. Indifferente arter er arter med vide preferanser, som er vanlige både i upåvirkede og eutrofierte innsjøer, men får redusert forekomst i hypereutrofe innsjøer. Trofiindeksen beregner én verdi for hver innsjø. Verdien kan variere mellom +1, dersom alle tilstedeværende arter er sensitive, og -1, dersom alle er tolerante. I TIc (trofiindeks basert på forekomst-fravær-data) teller alle artene likt uansett hvilken dekning de har. I TIa (trofiindeks basert på semi-kvantitative data) tas det hensyn til den kvantitative forekomsten av hver art. Grenselinjer for økologisk tilstand er bare utarbeidet for TIc. Vi har benyttet de nye interkalibrerte grenseverdiene pr. desember 211 for å bedømme tilstanden (Hellsten m.fl. 211). (Se Vedlegg C). Ved vurdering av økologisk tilstand i forhold til eutrofiering bør man i tillegg til indeksene vurdere forekomsten av fremmede arter, for eksempel vasspest (Elodea canadensis). Dersom slike arter danner massebestander, bør ikke tilstanden for vannvegetasjon vurderes som god. Det er også viktig å være klar over at vannvegetasjonen gjenspeiler forholdene i strandnære områder. Status for vegetasjonen vil derfor kunne avvike fra forholdene i sentrale vannmasser, særlig i store innsjøer. 3.5 Småkreps Prøver av litorale og pelagiske småkreps (Cladocera: vannlopper, Copepoda: hoppekreps) ble samlet inn i ni av basisovervåkingssjøene (5 referansesjøer, 3 forsurede innsjøer og 1 eutrofiert innsjø) i juni og august/september 211. Prøvene ble tatt med en planktonhåv (maskevidde 9 µm) etter prosedyre beskrevet i NS-EN 1511 og spesifisert i egen prøvetakingsmanual (se Skjelkvåle m.fl. 26). I strandsonen (litoralen) ble prøvene tatt som horisontale trekk; en over eksponert strand og en gjennom dominerende vannvegetasjon. I de åpne vannmasser (pelagialen) ble to vertikale håvtrekk tatt over innsjøens dypeste punkt; fra en halv meter over bunnen og opp til overflaten. Denne metoden er først og fremst egnet når formålet er å få informasjon om tilstedeværelse av indikatorarter og et grovt estimat over artssammensetning. Dersom formålet er en mengdeangivelse (tetthet, biomasse) av småkreps og andre arter av dyreplankton, må det benyttes en volumhenter (rørhenter eller Schindlerfelle).

15 Prøvene ble fiksert med lugol og lagret mørkt og kjølig fram til bearbeiding i laboratoriet. Alle småkreps, med unntak av små copepoditter og nauplier (hoppekreps) er bestemt til art. Vannloppene er bestemt ved hjelp av Flössner (1972) og Herbst (1976), mens hoppekrepsene er bestemt ved hjelp av Sars (193, 1918) og Einsle (1993, 1996). Prøver med mange individer (anslagsvis > 2 ind) er fraksjonert (subsamplet) før artsbestemmelse, men hele prøven er gjennomgått for registrering av arter med lav tetthet. Krepsdyrfaunaen i åtte av innsjøene (fem referanseinnsjøer og tre forsurete innsjøer) ble også undersøkt i 29. For disse innsjøene vil rapporterte indekser være gjennomsnittsverdier for 29 og 211, men for Temse er indeksene bare basert på resultatene fra 211 da småkreps ikke ble prøvetatt i denne innsjøen i 29. Bruk av dyreplankton og litorale småkreps for tilstandsvurdering av innsjøer har lange tradisjoner i Norge og enkelte andre land. Det er vist at mange arter av småkreps er følsomme for forsuring, og endringer i artssammensetning som følge av forsuring er grundig dokumentert (Hobæk og Raddum 198, Walseng og Schartau 21, Walseng m.fl. 23, Schartau m.fl. 27). Schartau m.fl. (212) har foreslått et foreløpig klassifiseringssystem for vurdering av forsuringstilstanden der både andel forsuringsfølsomme arter, andel forsuringstolerante arter og andel dafnier i planktonet inngår. Artsantall er også en aktuell parameter, men de foreslåtte klassegrensene i Schartau m.fl. (212) ikke antas å være representativ for innsjøene som er inkludert i basisovervåkingen. For nærmere beskrivelse av kunnskapsgrunnlaget vises det til rapportene fra overvåkingsprogrammet «Overvåking av lang-transportert forurenset luft og nedbør» (se for eksempel KLIF 211). Systemet er foreløpig utviklet kun for kalkfattige innsjøer i Sørøst-Norge. Parametere og klassegrenser benyttet i denne rapporten er presentert i Tabell 3, mens en oversikt over indikatorarter, inndelt i fire kategorier avhengig av forsuringstoleranse, er presentert i Vedlegg C. Endringer i sammensetningen av pelagiske småkreps har også blitt relatert til eutrofiering (Karabin 1985, Lyche 199, Straile og Geller 1998, Jensen m.fl. upublisert). Det er videre vist at forskjellige funksjonelle egenskaper ved krepsdyrfaunaen, så som forholdet mellom planktoniske og litorale arter, endres ved eutrofiering som følge av de økologiske endringer som er forbundet med økt næringsbelastning. Det er ikke utviklet noe klassifiseringssystem for småkreps i forhold til eutrofiering, men andel tolerante og følsomme arter, samt forholdet mellom litorale og pelagiske arter kan være aktuelle indikatorer for et klassifiseringssystem. Resultater fra basisovervåkingen kan bidra til utvikling av et slikt klassifiseringssystem. Tabell 3: Klassegrenser for vurdering av forsuringstilstanden basert på småkreps (vannlopper og hoppekreps) benyttet i denne undersøkelsen. Tallene angir prosent av totalt antall arter for forsuringsfølsomme (kategori 1 og 2 jf. vedlegg C) og forsuringstolerante arter (kategori 3 og 4 jf. vedlegg C), og prosent av totalt antall individer av dafnier. Prosent dafnier er basert kun på pelagiske prøver (maksimumsverdi), mens de øvrige parameterene er basert på akkumulert artsliste der litorale og pelagiske prøver kombineres (gjennomsnittsverdi). NB. Klassegrensene er utviklet for kalkfattige, klare og humøse, innsjøer i Sørøst-Norge (Schartau m.fl. 212) og ikke testet for andre regioner eller vanntyper. Klassifiseringssystemet forutsetter prøver fra to år (to tidspunkt per år). Klasse Prosent forsuringsfølsomme Prosent forsuringstolerante Prosent dafnier (maksimum) Referanse - - - Svært god >3 <15 >2 God 25-3 15-2 1-2¹ Moderat 2-25 2-25,5-1² Dårlig 15-2 25-35 > -,5 Svært dårlig 15 35 ¹ Økologisk tilstand er svært god dersom innsjøen har en tett bestand av planktonspisende fisk. ² Tilstandsklasse moderat forutsetter at dafnier er til stede i flertallet av prøvene, alternativt blir tilstanden dårlig.

16 3.6 Bunndyr Bunndyrprøver ble samlet inn fra fem referansesjøer (Bjorvatn, Maridalsvatn, Nøklevatn, Songsjøen, Store Skillingen) og tre forsurede innsjøer (Langvatn, Store Lyseren, Tvetervatn) i juni og oktober 211. Fra hver innsjø og prøvetakingsdato ble det tatt to prøver; en fra innsjøens litoralsone og en fra utløpselven. Imidlertid var utløpselven uttørket ved Bjorvatn og Langvatn i juni og ved Bjorvatn også i oktober. Prøvene ble tatt vha. sparkemetoden (NS- ISO 7828) og spesifisert i egen prøvetakingsmanual (se Skjelkvåle m.fl. 26). Det ble sparket ca 3 min per prøve, og prøven ble silt gjennom en håv med maskevidde 5 µm. Prøvene ble konservert med 96 % etanol etter at mesteparten av vannet var fjernet. I laboratoriet ble invertebratene sortert og identifisert til lavest mulige taksonomiske nivå. I tre tilfeller (prøver) med et stort antall individer av enkelte taksonomiske grupper, ble disse talt og identifisert fra en fraksjon av prøven mens hele prøven ble gjennomgått for registrering av andre taksa. Taksonomisk sammensetning ble brukt til å beregne fire ulike bunndyrindekser. For å vurdere økologisk tilstand i innsjøene benyttet vi Forsuringsindeks 1 og MultiClear (Multimetrisk bunndyrindeks for vurdering av forsuringstilstand i klare innsjøer), mens innsjøenes utløpselv ble vurdert vha Forsuringsindeks 2 og ASPT (Average Score per Taxon) Forsuringsindeks 1 og 2 1 samt ASPT er beskrevet i Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). MultiClear er utviklet av Northern Intercalibration Group (NGIG) WG Macroinvertebrates og nærmere beskrevet i ulike dokumenter fra interkalibreringsarbeidet (se mappen «Northern Benthic Fauna», http://circa.europa.eu/public/irc/jrc/jrc_eewai/library?l=/intercalibration_6/lakes/final_results). Interkalibrerte klassegrenser (kun klare vannforekomster) for Forsuringsindeks 1 og 2 samt MultiClear er presentert i vedlegg C. ASPT indeksen benyttes for å vurdere eutrofieringstilstanden/organisk belastning, de øvrige for vurdering av forsuringstilstand. ASPT indeksen kan gi noe lavere verdi i humøse elver enn i klarvannselver med lik antropogen påvirkning av organisk stoff (Moe m.fl., foredrag på konferansen "Forskning for vannforvaltningen 212»: http://www.vannportalen.no/hoved.aspx?m=67166&amid=3577824). Tilsvarende forskjeller kan også gjelde for de øvrige indeksene, men inntil vi får mer kunnskap om dette har vi valgt å benytte de samme referanseverdiene og klassegrensene for både klare og humøse innsjøer. Indeksene ble beregnet for kombinerte prøver (litoral + utløp) fra hver prøvetakingsdato, og gjennomsnittlige verdier over datoer ble beregnet. Kun utløpsprøvene ble brukt for beregning av Forsuringsindeks 2 og ASPT. Bunndyrfaunaen i innsjøene ble også undersøkt i 29. og rapporterte indekser er gjennomsnittsverdier for 29 og 211. Materialet tillot ikke beregning av Forsuringsindeks 2 og ASPT for Bjorvatn, verken i 29 eller i 211 (se over). 1 Forsuringsindeks 1 og Forsuringsindeks 2 er justert på bakgrunn av ny kunnskap og behov for tilpasning til vannforskriftens krav og beskrivelse i Klassifiseringsveilederen avviker derfor noe fra de opprinnelige beskrivelsene iht. Raddum og Fjellheim (1984) og Raddum (1999).

17 3.7 Fisk Totalt ni av basisovervåkingssjøene (5 referansesjøer, 3 forsurede og 1 eutrofiert innsjø) ble prøvefisket i slutten av august / begynnelsen av september 211. Det ble benyttet bunngarn av typen Nordiske oversiktsgarn stratifisert på dyp etter standard metode (NS-EN 14757). Bunngarna er 3 m lange og 1,5 m dype (45 m 2 ) og har 12 maskevidder fra 5 til 55 mm. I tillegg ble det satt flytegarn i fire av innsjøene (Maridalsvatn, Nøklevatn, Songsjøen og Temse). Dette omfatter innsjøer der pelagisk sone er beregnet å utgjøre en vesentlig andel av innsjøvolumet (se NS-EN 14757), og innsjøer der det tidligere er registrert pelagiske fiskearter. Fiske med flytegarn ble gjennomført etter standard metode (NS-EN-14757). Flytegarnserien benyttet i Temse er 3 m lang og 6 m dyp med 12 maskevidder fra 5 til 55 mm. Denne flytegarnserien inkluderer også den minste maskevidden; 5 mm, som ikke er inkludert i standarden (NS-EN 14757). Flytegarnserien som er brukt i Maridalsvatn, Nøklevatn og Songsjøen er 54 m lang og 6 m dyp, areal 324 m 2, med åtte maskevidder fra 1 til 43 mm. Fangstutbytte (Cpue: Catch per unit effort) er beregnet som antall fisk fanget pr. 1 m 2 garnareal per natt. Fiskebestandene i innsjøene ble også undersøkt i 29 (Schartau m.fl. 211). I 29 ble Nøklevatn og Temse imidlertid prøvefisket som en del av et annet prosjekt, i regi av NIVA, og det er noe begrenset med datainformasjon angående fisk fra dette året. Blant annet ble det den gang ikke fisket med flytegarn i Temse. Beregning av fiskeindeksen (FI) og klassifisering av økologisk tilstand basert på sammenligning av dagens fiskesamfunn med data om tilstand i fiskebestandene fra tidligere (angitt som referansetilstand), er beskrevet i Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Informasjon om referansetilstanden (opprinnelig fiskesamfunn) er hentet fra Vanninfo, som inkluderer NINAs fiskedatabase, fra fylkesmannen og fra lokale grunneiere/fiskere. Informasjon om referansetilstanden er primært basert på intervjuundersøkelser (Hesthagen m.fl. 1993), men i noen tilfeller foreligger det også data fra tidligere prøvefiske. Innførte arter betraktes som en påvirkningsfaktor og får effekt på klassifiseringen bare dersom de er årsak til at naturlig forekommende arter har gått tilbake. Heller ikke små arter som stingsild er tatt med i beregningen av fiskeindeksen fordi garn ikke er egnet som fangstredskap for de små artene. Fastsettelse av referansetilstanden til FI har stor betydning for tilstandsklassifiseringen. Dersom datagrunnlaget for fastsettelse av den lokalitetsspesifikke referansetilstanden er mangelfullt, vil usikkerheten i tilstandsklassifiseringen bli stor. Datagrunnlaget og tilhørende usikkerhet i tilstandsklassifiseringen er vurdert for den enkelte innsjø (se Vedlegg D). I de tilfeller der usikkerheten er vurdert som stor har vi ikke brukt FI i den samlede tilstandsklassifiseringen av innsjøen (se kap. 4.3-5.1). FI er imidlertid beregnet for alle innsjøer som er prøvefisket. I de fire innsjøene (Bjorvatn, Nøklevatn, Songsjøen og Langvatn) hvor det er registrert ørret, ble det beregnet oppvekstratio (se Klassifiseringsveilederen, Direktoratsgruppa Vanndirektivet 29). Når det fanges et stort antall fisk er det av ressurshensyn nødvendig å prøveta et begrenset utvalg av fisken. I alle lokalitetene unntatt Temse ble all fisk lengdemålt (til nærmeste mm), mens all fisk ble veid i alle lokalitetene unntatt Nøklevatn, Maridalsvatn og Temse. Kjønn og stadium ble bestemt på et utvalg av fisk i alle lokaliteter unntatt Songsjøen der all fisk ble kjønnsbestemt. Det ble tatt ut otolitter (for ørret, røye, sik og abbor) og skjell (for ørret og mort) til aldersbestemmelse. Aldersbestemmelse ble utført på 28-55 abbor per innsjø, 25 mort fra Nøklevatn, 3 sik fra Temse, all ørret (122) og røye (35) fra Songsjøen og all ørret (11) fra Bjorvatn. Artene er valgt fordi de enten er sensitive overfor miljøpåvirkninger (ørret, røye) eller er antallsmessig dominante i prøvegarnfangstene (jf. Sandlund m.fl., i arbeid). For å kunne vurdere økologisk tilstand på grunnlag av fiskebestanden under vannforskriften kreves kunnskap om artssammensetning, bestandsstørrelse og bestandsstruktur. Vurdering av bestandsstruktur hos fisk krever

18 kunnskap om størrelses- og aldersfordeling, samt kjønn og modningsstadium. Ikke alle disse parameterne er anvendelige i det foreløpige klassifiseringsverktøyet (Fiskeindeksen), men dette er under utvikling. Dette er nødvendige parametere dersom endringer i bestandenes tilstand skal kunne registreres over tid i overvåkingssammenheng. Utvalget av bestandsparametere for fisk er dessuten i henhold til kontrakt med oppdragsgiver. 3.8 Rapportering av data I denne rapporten presenteres aggregerte data i form av årsgjennomsnitt og beregnede indekser (kaittel 4 og 5). Det foreligger nå data fra to år, 29 og 211, fra alle innsjøene. Tilstandsvurderingen er basert på data fra 211, med unntak for bunndyr og småkreps hvor tilstandsvurderingen basert på både 29 og 211 data (se kap. 3.5-3.6). Der hvor parameter-/indeksverdi ligger på grensen mellom to tilstandsklasser så settes den dårligste av de to tilstandsklassene (og tilhørende farge). Feltdata (temperatur- og oksygenprofiler) gitt i Vedlegg A og kjemiske primærdata og klorofyll-a verdier gitt i Vedlegg B. De øvrige primærdataene for alle de biologiske kvalitetselementene vil gjøres tilgjengelig i Vannmiljøsystemet. I Vedlegg C vises de nye, interkalibrerte klassegrensene for vannvegetasjon og forslag til klassegrenser for bunndyr forsuringsindekser.

19 4. Resultater pr. kvalitetselement 4.1 Fysisk-kjemiske støtteparametere Det gamle klassifiseringssystemet for miljøkvalitet i ferskvann (SFT, 1997) er basert på et utvalg fysisk-kjemisk parametere og klorofyll, mens Vanndirektivet vektlegger bruk av biologiske kvalitetselementer i innsjøklassifiseringen og definerer fysisk-kjemiske parametere som støtteparametere. I basisovervåkingen for 211 har det like fullt blitt analysert en lang rekke fysisk-kjemiske parametere (Tabell 4, Vedlegg B). Det anses som viktig å få gode data for både fysisk-kjemiske parametere og biologiske kvalitetselementer, for å teste sammenhenger mellom disse. Støtteparameterene skal også brukes i selve klassifiseringen, dersom de biologiske kvalitetselementene har svært god eller god tilstand, som beskrevet i Klassifiseringsveilederen. Alle innsjøene som inngår i basisovervåkingen i 211 ble også overvåket i 29, og det ble da gjort grundige vurderinger av innsjøenes vanntype (se Schartau mfl. 211). Det er flere av innsjøene som ligger på grensen mellom ulike vanntyper, og det er da nøye vurderinger som ligger bak fastsettelsen av vanntype. Resultatene fra typifiseringsparameterene farge og kalsium i 211 gir ikke grunnlag for å gjøre endringer i de fastsatte vanntypene (se tabell 1). Eutrofieringsparametere Figur 3 viser resultatene for eutrofieringsparameterene totalfosfor, totalnitrogen og siktedyp i 29 og 211 i alle basisovervåkingssjøene. Basert på totalfosfor ble i 211 de fleste av de antatte referansesjøene klassifisert til god tilstand med unntak av Bjorvatn som var i svært god tilstand. I 29 var alle de antatte referansesjøene i svært god tilstand basert på totalfosfor. Basert på totalnitrogen ble i 211 Bjorvatn og Nøklevatn klassifisert til svært god tilstand, Songsjøen og Store Skillingen til god tilstand og Maridalsvatn til moderat tilstand. I 29 var alle de antatte referansesjøene i svært god tilstand basert på totalnitrogen, med unntak av Maridalsvatn som var i god tilstand basert på denne parameteren. Siktedypsresultatene fra 211 medførte at alle de antatte referansesjøene ble klassifisert til moderat tilstand. Maridalsvatn og Songsjøen var også i moderat tilstand i 29 basert på siktedyp, mens Bjorvatn, Nøklevatn og Store Skillingen da var i god tilstand basert på siktedyp. Siktedypsklassifiseringen er ikke humuskorrigert, og det gis i kapittel 5.1 en utførlig forklaring på hvorfor denne parameteren foreløpig ikke tillegges vekt i tilstandsklassifiseringen. Dette har betydning for de humøse sjøene, men også for de klare sjøene da humusinnholdet i disse sjøene ligger relativt høyt (2-3 mgpt/l). De eutrofierte innsjøene var i ulik grad påvirket av eutrofiering. Goksjø var i 211 i dårlig tilstand basert på totalfosfor og totalnitrogen og i moderat tilstand basert på siktedyp. I 29 var tilsvarende tilstandsklassifisering «moderat» (Tot-P), «dårlig» (Tot-N) og «god» (siktedyp). Longumvatn klassifiseres i 211 i god tilstand basert på totalfosfor og siktedyp og moderat tilstand basert på totalnitrogen, og dette er samme resultat som i 29. Temse var i god tilstand basert på totalfosfor og siktedyp, mens totalnitrogen gir dårlig tilstand. I 29 var tilsvarende tilstandsklassifisering «god» (Tot-P), «moderat» (Tot-N) og «god» (siktedyp). Det var gjennomgående bedre tilstand i alle innsjøene i 29 enn i 211. Dette kan skyldes at det i 211 var mye nedbør, og dermed mer avrenning av næringssalter og partikler fra nedbørfeltet, i løpet av den aktuelle undersøkelsesperioden. Forsuringsparametere Figur 4 viser resultatene for forsuringsparameterene surhetsgrad (ph), syrenøytraliserende kapasitet (ANC) og uorganisk aluminium (LAl) i 29 og 211 i de antatte referansesjøene