Hjälpreda för klassificering av ekologisk status i ytvatten

KOKBOK FÖR KARTLÄGGNING OCH ANALYS 2013-2014 Hjälpreda för klassificering av ekologisk status i ytvatten

Kokbok för kartläggning och analys 2013-2014 - Hjälpreda klassificering av ekologisk status Version: Version IV utgiven 2013-10-10 Diarienummer: Utgiven av: Ansvarig arbetsgrupp: Ansvarig projektledare: Författare: Illustrationer: Upplaga: 537-399-13 Länsstyrelsen Kalmar län 537-725-13 Länsstyrelsen Norrbottens län 537-301-13 Länsstyrelsen Västernorrland 537-145-13 Länsstyrelsen Västmanlands län 537-1073-13 Länsstyrelsen Västra Götaland Vattenmyndigheterna i samverkan Kartläggning och analys Juha Salonsaari Jenny Caruso, Agneta Christensen, Fredrik Gunnarsson, Lennart Johansson, Malin Kronholm, Ragnar Lagergren, Emanuel Nandorf, Jan Petersson, Anders Rimne, Juha Salonsaari och Katarina Vartia. Fredrik Gunnarsson och Katarina Vartia. Endast digital utgåva 2

KOKBOK FÖR KARTLÄGGNING OCH ANALYS 2013-2014

Innehåll 1 Bakgrund och syfte... 6 2 Övergripande information rörande ekologisk status... 7 2.1. Generella riktlinjer... 7 2.2. Parametrar som måste klassificeras... 8 2.3. Sammanvägning... 9 2.3.1. Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer inklusive Allmänna förhållanden... 10 2.4. Tillförlitlighetsbedömning och expertbedömning... 11 2.4.1. På vilken nivå ska expertbedömningen framgå i VISS?... 12 2.5. Tillförlitlighetsklassificering av ekologisk status... 13 3 Biologiska kvalitetsfaktorer sjöar... 14 3.1. Växtplankton... 14 3.1.1. Klassificering... 15 3.1.2. Expertbedömning... 16 3.2. Bottenfauna... 16 3.2.1. Klassificering... 17 3.2.2. Expertbedömning... 17 3.3. Makrofyter... 18 3.3.1. Expertbedömning... 18 3.4. Fisk... 19 3.5. Övrig biologi som kan användas... 19 4 Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer - sjöar... 19 4.1. Allmänna förhållanden Fys-kem... 19 4.1.1. Näringsämnen... 19 4.1.2. Ljusförhållanden... 23 4.1.3. Syrgasförhållanden... 23 4.1.4. Försurning... 24 4.1.5. Särskilda förorenande ämnen... 31 5 Biologiska kvalitetsfaktorer vattendrag... 41 5.1. Påväxt... 41 5.1.1. Klassificering... 41 5.1.2 Expertbedömning... 43 5.2. Bottenfauna... 43 5.2.1. Klassificering... 44 5.2.2. Expertbedömning... 44 4

5.2.3. Flodpärlmussla... 44 5.3. Fisk... 45 6 Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer - vattendrag... 46 6.1. Allmänna förhållanden Fys-kem... 46 6.1.1. Näringsämnen... 46 6.1.2. Försurning... 47 6.1.3. Särskilda förorenande ämnen... 47 Se bedömning för sjöar.... 47 7 Hydromorfologiska kvalitetsfaktorer sjöar och vattendrag... 48 7.1. Generella principer vid klassificeringen... 50 7.1.1. Avrundning till olika statusklasser... 50 7.1.2. Bedömning av tillförlitlighet... 50 7.1.3. Sammanvägning av parametrar per kvalitetsfaktor... 51 7.1.4. Hur hydromorfologisk klassificering kan påverka den ekologiska statusen 52 7.2. Klassificeringar utförda inom VMHyMo-projektet... 53 7.3. Klassificeringar utförda av SMHI... 56 7.4. Klassificeringar utförda av länsstyrelserna... 56 8 Biologiska kvalitetsfaktorer kust- och övergångsvatten... 58 8.1. Växtplankton... 58 8.1.1. Expertbedömning... 58 8.1.2. Här finns data... 59 8.1.3. Koppling till miljöproblem... 59 8.2. Makroalger och gömfröiga växter... 59 8.2.1. Expertbedömning... 60 8.2.2. Här finns data... 60 8.2.3. Koppling till miljöproblem... 60 8.3. Bottenfauna... 61 8.3.1. Expertbedömning... 61 8.3.2. Här finns data... 63 8.3.3. Koppling till miljöproblem... 63 8.4. Fisk i övergångsvatten... 63 8.5. Fisk i kustvatten... 63 9 Fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorer kust- och övergångsvatten... 64 9.1. Allmänna förhållanden... 64 9.2. Näringsämnen... 64 9.2.1. Expertbedömning... 65 5

9.2.2. Här finns data... 66 9.2.3. Koppling till miljöproblem... 67 9.3. Ljusförhållanden... 67 9.3.1. Expertbedömning... 67 9.3.2. Här finns data... 68 9.3.3. Koppling till miljöproblem... 68 9.4. Syrgasförhållanden... 68 9.4.1. Expertbedömning... 68 9.4.2. Här finns data... 69 9.4.3. Koppling till miljöproblem... 69 9.5. Särskilda förorenande ämnen... 69 10 Referenser... 69 1 Bakgrund och syfte Hjälpredan för klassificering av ekologisk status är den första i serien av flera hjälpredor med syfte att förtydliga gällande handböcker inför arbetet med kartläggning och analys 2013. Hjälpredan är ett vägledande dokument framtaget av de fem vattenmyndigheterna och är tänkt att användas som stöd i länsstyrelsernas arbete. Hjälpredan ersätter inte några föreskrifter eller handböcker utan även fortsättningsvis gäller Havs- och Vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS2013:19) samt tidigare Naturvårdsverkets kartläggnings- och klassificeringsföreskrifter (NFS 2006:1 respektive NFS 2008:1 inklusive ändringar i NFS 2010:12) i de fall dessa inte ersätts av HVMFS2013:19 samt handboken för Kartläggning och analys av ytvatten (Handbok 2007:3) och handboken för Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon (Handbok 2007:4). Hjälpredan följer den hierarkiska ordningen i VISS (www.viss.lst.se). 6

2 Övergripande information rörande ekologisk status 2.1. Generella riktlinjer För en mer omfattande beskrivning av klassificering av ekologisk status hänvisas till Havs- och Vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS2013:19) samt till handboken för Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon (Handbok 2007:4). Generellt gäller att man vid klassificering av ekologisk status i första hand ska ta hänsyn till de biologiska kvalitetsfaktorerna och om de påvisar god status ska man ta hänsyn till även fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer. Om de biologiska kvalitetsfaktorerna visar hög status ska hänsyn tas även till hydromorfologiska kvalitetsfaktorer. Hydromorfologiska kvalitetsfaktorer kan endast sänka ekologisk status från hög till god status, medan fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer kan sänka status från hög till god eller från god till måttlig. Hydromorfologi behandlas inte i Hjälpredan utan för mer information hänvisas till HVMFS 2013:19. Se flödesschema över samband i figur 1. Om resultatet av klassificeringen av ekologisk status inte är rimlig i förhållande till fysikalisk-kemisk eller hydromorfologisk status eller har en stor osäkerhet, kan en expertbedömning ligga till grund för att klassificera ekologisk status till måttlig eller sämre status, även om biologiska parametrar visar på god eller hög status. Expertbedömning av ekologisk status kan också göras då bedömningsgrunder eller de underlag som krävs enligt bedömningsgrunderna saknas för en vattenförekomst. Vid expertbedömning kan information om hydromorfologiska förhållanden användas för att klassificera ekologisk status till sämre än god. För stöd i föreskrifterna hänvisas till 9 och 13 HVMFS 2013:19. Motiv till expertbedömningen, genomförande och resultat ska alltid dokumenteras. 7

Figur 1. De relativa sambanden mellan biologiska, hydromorfologiska och fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer. Från CIS-guidance document 5 och 10. 2.2. Parametrar som måste klassificeras För ekologisk status i ytvatten är det obligatoriskt att klassificera nedanstående parametrar i VISS. Ekologisk status i naturliga vattenförekomster. Ska klassificeras som hög, god, måttlig, otillfredsställande eller dålig. Det är inte tillåtet att ange Ej klassificerat eller lämna det oklassificerat med undantag av nedanstående punkt. Ekologisk potential ska klassificeras i vattenförekomster som är definierade som kraftigt modifierade eller konstgjorda. Om ekologisk potential klassificeras ska ekologisk status anges som Ej klassificerat. Se figur 2. Figur 2. Exempel som visar att ekologisk status får lämnas oklassat enbart om klassificering av ekologisk potential är genomförd. Kvalitetsfaktorer där en underliggande parameter har klassificerats. T.ex ska kvalitetsfaktorn växtplankton klassificeras om klorofyll har klassificerats och om klassificeringen av klorofyll anses relevant för att ingå i 8

bedömningen av ekologisk status. Se figur 3. Samma gäller t.ex. KF Bottenfauna i sjöar. Figur 3. Skärmdump från VISS som visar att kvalitetsfaktorn Växtplankton ska klassificeras om parametern klorofyll är klassificerad. Allmänna förhållanden där underliggande fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorer har klassificerats i sjöar, vattendrag, kust- eller övergångsvatten ifall underliggande KF anses relevant att ingå i bedömning av ekologisk status. Se figur 4 där Allmänna förhållanden i en sjö har klassificerats enligt principen sämst styr. För mer information hänvisas till kapitel 2.3. Figur 4. Skärmdump från VISS som visar att Allmänna förhållanden Fys-kem klassificeras enligt principen sämst styr. Kvalitetsfaktorn Hydromorfologi, som ska fyllas i om underliggande parametrar har klassificerats och om hydromorfologi ingår i bedömningen av ekologisk status. 2.3. Sammanvägning Grundprincipen är att klassificeringen av ekologisk status styrs av principen sämst styr. Om en biologisk kvalitetsfaktor är måttlig och övriga är god blir den ekologiska statusen måttlig. Allmänna förhållanden kan maximalt sänka den ekologiska statusen till måttlig. Principerna för sammanvägning till ekologisk status beskrivs i HVMFS 2013:19 2 samt Handboken 2007:4, kap. 4.3. Principer för sammanvägning till kvalitetsfaktor beskrivs i respektive bedömningsgrund med några förtydliganden i denna hjälpreda. 9

2.3.1. Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer inklusive Allmänna förhållanden De fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna behöver endast klassificeras när status eller potential för de biologiska kvalitetsfaktorerna har klassificerats som god eller hög status respektive god eller maximal potential. Anledningen är att de biologiska kvalitetsfaktorerna ska vara avgörande inom vattenförvaltningen. Om biologin är måttlig eller sämre spelar det mindre roll vad de fysikalisk-kemiska eller hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna visar. Det är dock mycket värdefullt att klassa dessa faktorer som stöd i det vidare arbetet med åtgärder, trots att information om biologiska parametrar finns, och i de fall ett dataunderlag finns bör detta göras. I sjöar omfattar de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna näringsämnen, siktdjup, syrgas/syrebalans, försurning samt särskilda förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd. I vattendrag omfattar de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna näringsämnen, försurning samt särskilda förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd. I kustvatten och i vatten i övergångszon omfattar de fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorerna näringsämnen, siktdjup, syrgas/syrebalans samt särskilda förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd. Faktorerna näringsämnen, siktdjup, syrgas och försurning presenteras i VISS under begreppet Allmänna förhållanden. Allmänna förhållanden klassas i VISS enligt principen sämst styr av de underliggande kvalitetsfaktorerna och är det som rapportertas till EU. Särskilda förorenande ämnen bedöms och rapporteras enskilt och vägs inte in under Allmänna förhållanden. Samlingsparametern Allmänna förhållanden och dess underliggande parametrar ska rapporteras till EU. Det är således mycket viktigt att även samlingsparametern klassificeras i VISS om någon av de underliggande kvalitetsfaktorerna är klassificerade. För statusklassificering under 2013 gäller att: Länsstyrelserna ansvarar för att klassificera Allmänna förhållanden för fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorer. Allmänna förhållanden ska klassificeras för ytvatten (sjöar, vattendrag, kustvatten, övergångsvatten). Parametern Allmänna förhållanden ska klassificeras i en tregradig skala från hög till måttlig. Det är ett krav att Allmänna förhållanden klassificeras om det finns en klassificering av underliggande kvalitetsfaktorer. Är underliggande kvalitetsfaktorer inte klassificerade och status utifrån de biologiska kvalitetsfaktorerna måttlig kan Allmänna förhållanden lämnas oklassificerat, dvs angett som ej klassificerat. För sjöar och vattendrag är syrgas, ljusförhållanden, näringsämnen och försurning underliggande 10

kvalitetsfaktorer. För kust- och övergångsvatten är det syrgas, ljusförhållanden och näringsämnen. Klassificeringen görs utifrån principen sämst styr, dvs. den lägsta klassificeringen av underliggande kvalitetsfaktorer styr klassificeringen av Allmänna förhållanden. Det är tillåtet att frångå principen sämst styr om man med goda motiv expertbedömer att någon underliggande kvalitetsfaktor inte är tillämpbar för att styra klassificeringen. Detta bör i så fall framgå av motiveringstexten för Allmänna förhållanden och kvalitetsfaktorn i fråga. Expertbedömningen görs i regel på nivån Allmänna förhållanden, dvs. den felaktiga klassificeringen av den underliggande kvalitetsfaktorn kan stå kvar i VISS. Se typexempel: o Siktdjup är klassificerat i en kustvattenförekomst utifrån mätdata och genom tillämpning av bedömningsgrund. Man vet dock att bedömningsgrunden inte fungerar så bra och man har annat underlag som tyder på att siktdjupet ger en oförjänt dålig klass. Klassificering av siktdjup får stå kvar, t.ex. måttlig status, men tillåts inte påverka klassificeringen av Allmänna förhållanden, som klassificeras till god status. Motiv framgår i motiveringstext. o Näringsämnen är klassificerade med S-HYPE eller kustzonsmodellen. Man bedömer med goda motiv att modellen gett för dålig klassificering, t.ex. måttlig status för näringsämnen. Måttlig status får stå kvar på KF näringsämnen, Allmänna förhållanden klassificeras dock som god. Motiv framgår i motiveringstext. o Data på näringsämnen finns, men uppgifter om salthalt saknas för att kunna tillämpa bedömningsgrund (kustvatten). En expertbedömning görs av salthalt utifrån uppgifter i närliggande vattenförekomster så att bedömningsgrunden kan tillämpas. Expertbedömningen görs då på KF-nivån och går vidare till klassificering av Allmänna förhållanden genom sämst styr. Motiv framgår i motiveringstext. 2.4. Tillförlitlighetsbedömning och expertbedömning I Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS 2013:18) 9 och 13 framgår följande om tillförlitlighetsbedömning och expertbedömning: Bedömning av rimlighet och osäkerhet vid klassificeringen 9 Bedömning av rimlighet och osäkerhet vid klassificeringen ska genomföras. Tillförlitligheten ska beskrivas. Bedömningen ska genomföras på de data som finns från ytvattenförekomsten eller från grupp av ytvattenförekomster. Om resultatet av bedömningen enligt första stycket ger anledning att anta att klassificeringen för en parameter inte är rimlig eller har stor osäkerhet ska orsakerna till detta utredas. Om utredningen bekräftar att resultatet inte är rimligt eller har stor osäkerhet får vattenmyndigheten bortse från resultatet av klassificeringen för berörd parameter. Genomförandet och resultatet av utredningen ska dokumenteras. 11

Expertbedömning 13 Om det vid klassificering av ekologisk status eller potential inte är möjligt att tillämpa en eller flera bedömningsgrunder enligt bilaga 1-5 på grund av att underlagsdata som krävs enligt bedömningsgrunden saknas för ytvattenförekomsten, ska vattenmyndigheten göra en expertbedömning av ytvattenförekomstens status eller potential. Även för enskilda kvalitetsfaktorer kan expertbedömning av status eller potential göras. Expertbedömningen ska utgå från bedömningsgrunderna och göras utifrån bästa tillgängliga kunskap om tillstånd och påverkan. Motiv till expertbedömningen, genomförandet och resultatet av den ska dokumenteras. Oavsett vilken typ av expertbedömning som görs är det ett krav att tillvägagångssättet dokumenteras och motiveras. Klassificeringarnas tillförlitlighet ska framgå i VISS, se mer om detta under kapitel. 2.5 Se även vidare om expertbedömningar under respektive kvalitetsfaktor. 2.4.1. På vilken nivå ska expertbedömningen framgå i VISS? I föregående cykel gjordes expertbedömningar i VISS på lite olika nivå. Detta behöver harmoniseras på ett bättre sätt. Som tumregel gäller att expertbedömningen görs så nära källan som möjligt, dvs. så långt ner i VISS-strukturen som möjligt där parameter avser den lägsta nivån och Ekologisk/Kemisk status ligger högst upp i strukturen. Här är några typexempel: 1) Expertbedömning på parameternivå, dvs. under kvalitetsfaktorn. o Expertbedömning av salthalt i kustvatten för att kunna tillämpa bedömningsgrund för DIN/DIP, TotN, TotP. Salthalten expertbedöms för att kunna tillämpa bedömningsgrunden. Expertbedömningen ingår således i klassificeringen på parameternivå (TotN, TotP osv) och vägs vidare in i klassificering av KF näringsämnen och vidare till Allmänna förhållanden och Ekologisk status. 2) Expertbedömning på kvalitetsfaktornivå. o Extrapolering av klassificering av en KF, t.ex. växtplankton, till intilliggande vattenförekomst. 3) Expertbedömning på nivån Allmänna förhållanden. o Siktdjup har klassificerats utifrån mätdata och bedömningsgrunder. Pga brister i bedömningsgrunden är klassificeringen av siktdjup oförtjänt dålig. Klassificeringen av siktdjup får stå kvar oförändrad eftersom bra mätdata finns och bedömningsgrund har tillämpats, men tillåts inte styra klassificeringen av Allmänna förhållanden. Expertbedömningen synliggörs således på den övre nivån Allmänna 12

förhållanden. o KF Näringsämnen har klassificerats med S-HYPE eller kustzonsmodell. Inga andra mätdata för näringsämnen finns att tillgå. Eftersom dessa resultat med fördel kan läggas in gemensamt för alla vfk så är det olämpligt att ändra på modellresultaten för KF näringsämnen ifall inte mätdata finns att tillgå. En eventuell expertbedömning görs därför på nivån Allmänna förhållanden istället. 4) Expertbedömning på nivån Ekologisk status bör undvikas så långt det är möjligt. 2.5. Tillförlitlighetsklassificering av ekologisk status Enligt HVMFS 2013:19 ska en bedömning av klassificeringarnas rimlighet göras. Detta är inte att förväxla med tillförlitlighet då rimlighetsbedömningen handlar om den övergripande rimligheten i bedömningen och en eventuellt efterföljande expertbedömning. Tillförlitlighetbedömningen handlar om att visa vilken tillförlitlighet bedömningen har oavsett om den bygger på mätdata eller är bedömd på annat vis. Se även kapitel 5.8 i Övergripande riktlinjer och information om arbetet med Kartläggning och Analys 2013-2014. Tillförlitlighetsklassificering är framtaget för i första hand ekologisk status. För tillförlitlighetsbedömning av kemisk status, SFÄ, försurning via MAGIC och hydromorfologi finns speciellt framtagna typfall. Detta eftersom tillvägagångssättet vid bedömning av dessa faktorer skiljer sig från bedömningen av övriga kvalitetsfaktorer för ekologisk status. För information om dessa system hänvisas till de kapitel i Kokboken som hanterar kemisk status, SFÄ, hydromorfologi och försurning. Nedan redovisas en sammanfattning av den generella metodiken för tillförlitlighetsklassificering (tabell 1). Inför den faktiska tillämpningen av systemet rekommenderas att läsa igenom den fullständiga metodbeskrivningen som bland annant redovisar viktiga källor till osäkerheter som måste beaktas vid en bedömning av en statusklassificerings tillförlitlighet. Metodiken i sin helhet redovisas i Bilaga 1aA. Tabell 1. I tabellen presenteras typfall för de fyra olika klasserna av tillförlitlighet för bedömning av ekologisk status. Klass Typfall övergripande ekologisk status Typfall enskilda kvalitetsfaktorer A Mycket bra Mätdata som används är representativa för vattenförekomsten och av så god kvalitet att bedömningsgrunderna kan användas för relevanta 13 Mätdata som används är tillräckligt representativa för vattenförekomsten och av så god kvalitet att

kvalitetsfaktorer. Utslagsgivande parametrar/kvalitetsfaktorer har god marginal till God-Måttlig-gränsen. Påverkansanalyserna och relevanta kvalitetsfaktorer stämmer väl överens och visar tydligt på samma statusklass. bedömningsgrunderna kan användas för kvalitetsfaktorn. Resultaten ligger med god marginal från God-Måttlig-gränsen för utslagsgivande parametrar. Ett dubbelsidigt konfidensintervall (95 %) bör inte överlappa denna klassgräns. B - bra Mätdata som används är representativa för vattenförekomsten och av god kvalitet. Dock saknas vissa indikatorer/kvalitetsfaktorer som skulle önskas för att helt säkerställa klassificeringen. Mätdata som används är bra och marginal finns till klassgränser. Någon statistisk analys enligt NV 2007:4 är dock inte genomförd. Utslagsgivande parametrar/kvalitetsfaktorer har marginal till God-Måttlig-gränsen. Påverkansanalyserna och relevanta kvalitetsfaktorer stämmer väl överens och visar tydligt på samma statusklass. Någon kvalitetsfaktor kan avvika men den bedöms som osäker eller att den inte visar på aktuella miljöproblem. C - Medel Statusklassificeringen baseras på extrapolering av provtagning av god kvalitet från närliggande vattenförekomst av samma typ och med samma påverkanstryck, eller Utslagsgivande parametrar/kvalitetsfaktorer är bra men är nära God-Måttlig-gränsen, eller statusklassificeringen baseras på en formell påverkansanalys samt annat underlag som styrker bedömningen, exempelvis viss mätdata, visuell bedömning, mätdata från övrigt vatten i området. D - Låg Statusklassificeringen görs enbart utifrån en grov påverkansanlys eller alternativt att det inte finns något alls att gå på. Inget annat styrker bedömningen som mätdata, visuella observationen eller extrapolering. 3 Biologiska kvalitetsfaktorer sjöar 3.1. Växtplankton Växtplankton avspeglar på flera sätt miljön i vattensamlingen. Både artsammansättningen och den totala mängden växtplankton är väsentliga. För vattenförekomster i sjöar är det fem aspekter på växtplanktonsamhället som bedöms i statusklassificeringen. Artantalet använd till att i första hand visa effekter av försurning och de övriga fyra, den totala biomassan (eller 14

biovolymen), trofiskt planktonindex, viktsandel blågrönbakterier och klorofyll-a används för att indikera näringspåverkan/övergödning. Det är viktigt att provtagning skett under juli-augusti och att analysen gjorts enligt SS-EN 15204:2006, eller motsvarande, för att bedömningsgrunderna ska kunna användas. Det är främst om man misstänker att en sjö är utsatt för försurning som antalet växtplanktonarter ska bedömas. Indikatorn är svårtolkad och beror mycket på hur mycket energi som läggs på analysarbetet. När man har klassificerat parametrarna totalbiovolym, TPI och andel blågrönaalger görs en numerisk sammanvägning av dessa för näringsämnespåverkan, vilket i sig genererar en ny statusklass. Klassen som fås för den numeriska sammanvägningen ska klassificeras i VISS och heter Näringsämnespåverkan Växtplankton. Den sammanvägda statusen för kvalitetsfaktorn Växtplankton styrs av den sämsta av surhetsklassificeringen (artantal för växtplankton) och näringsämnespåverkan (den numeriska sammanvägningen) och eventuellt klorofyll. Se figur 5 nedan. Figur 5. Exempel på de olika nivåerna i VISS som via principen sämst styr bestämmer den slutliga klassificeringen av kvalitetsfaktorn Växtplankton. Metoderna beskrivs närmare i HVMFS 2013:19. 3.1.1. Klassificering I de fall artantalet har fallit ut som Surt, Mycket surt eller Extremt surt skall det enligt handboken 2007:4 göras en bedömning av om de sura förhållandena beror av antropogen försurning innan en statusklassificering kan ske. Detta görs utifrån ph-referensvärdet från MAGIC enligt sambanden överst på sidan 33 i bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag i handboken och kan leda till en korrigering av referensvärdet. Denna korrigering är dock inte relevant att göra för kalkade vatten. Observera också att det för artantal bara är en fyrgradig skala, sätt klassen Otillfredsställande i VISS om det är Extremt surt (Otillfredsställande eller Dålig status) enligt bedömningsgrunderna. För att bestämma vilket referensvärde som gäller behöver man kunna avgöra om sjöns Färg ligger över eller under 30 mg PT/l (eller motsvarande över eller under Abs 0,06 om provet är filtrerat). 15

Bedömningen av Färg bör göras genom att beräkna medelvärdet av tillgänglig data från den senaste 6-årsperioden. Observera att parametern Klorofyll endast bedöms till klasserna Hög, God och Måttlig. Om klassen är Måttlig och full växtplanktonanalys inte genomförts skall det nämnas i motiveringstexten att det finns behov av det. 3.1.2. Expertbedömning Erfarenheten från den första cykeln är bedömningsgrunden för växtplankton fungerar relativt väl och det finns då inga större skäl att använda expertbedömning, förutsatt att standardiserad provtagning och analys använts. Observera dock att i sjöar som domineras av Gonyostomum semen kan totalbiomassan ofta vara stor utan att det indikerar näringspåverkan. Naturvårdsverket rekommenderar att Gonyostomum-sjöar klassificeras enbart med hjälp av TPI eller genom en sammanvägning av TPI och andel cyanobakterier. Om klassificeringen för näringspåverkan ligger i närheten av God-Måttliggränsen finns det en del andra parametrar som kan användas för vägledning, och som också många konsulter använder om de gjort en expertbedömning. Biomassa och mångfald bland cyanobakterier, t.ex. antalet potentiellt toxiska släkten enligt Naturvårdsverket (1999) kan användas som ett stöd då det ofta finns mer och fler arter av cyanobakterier i näringsrika vatten. Hörnströms trofiindex (Hörnström 1979). Hörnströms trofiindex kan i teorin variera mellan 11 och 100. Ju högre värdet är desto vanligare är näringskrävande växtplanktonarter i provet. Förekomst av indikatorarter enligt OEI-systemet. OEI-systemets indikatorer (Oligotrofiindikatorer, Eutrofiindikatorer, Indifferenta) har sitt ursprung i en definiering av indikatorarter som gjorts vid Limnologiska institutionen, Lunds universitet. Expertbedömningen av klorofyll till lägre klass än Måttlig, exempelvis genom att använda de gamla bedömningsgrunderna (Naturvårdsverket 1999), skall inte göras. 3.2. Bottenfauna Bottenfaunan är en viktig indikator på miljön i vattnet och på/i bottnen i akvatiska miljöer. Bottenfauna består ofta av insektslarver, maskar, snäckor och musslor som fångas i såll och håvar. Bottenfaunan används som biologisk kvalitetsfaktor i sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. Provtagningsmetodik och parametrar varierar dock mellan vattenkategorierna. Generellt används fångsten till att räkna ut olika index i stil med hur många arter finns det som tål låga syrehalter jämfört med dom som kräver mycket syre. 16

I sjöar är det parametrarna Average Score Per Taxon (ASPT), Benthic Quality Index (BQI) och Multimetric Index for Lake Acidification (MILA) som ska bedömas., MILA effekter av försurning och BQI effekter av näringspåverkan. ASPT visar i första hand ekologisk kvalitet och bygger på toleransskillnader hos olika familjer bottenfaunaorganismer. Bottenfaunafamiljerna har tilldelats indikatorvärden för toleranskänslighet. Indexvärdet är ett medelvärde av familjernas indikatorvärden. MILA är sammansatt av sex enkla index som reagerar på surhet. De är andelen dagsländor, andelen flugor, antal taxa av snäckor antal taxa av dagsländor, det engelska AWIC (Acid Waters Indicator Community index) indexet och andelen predatorer i provet. BQI index används för utvärdering av prover tagna i första hand profundal. Detta index är uppbyggt kring fjädermyggarters olika syrgasbehov. Förekomst och täthet av vissa indikatortaxa ger upphov till indexet. Anvädningen av BQI för sublitoralfauna är omtvistad och kan i vissa fall ge en överskattning av status då syrgasförhållandena generellt är bättre i sublittoralen än i profundalen. Mot bakgrund av detta avrådes användande av BQI för sublittoralprover. Närmare beskrivning av metod, beräkning av index och artlistor med indikatorvärden finns i HVMFS 2013:19. 3.2.1. Klassificering För MILA skall det enligt handboken göras en korrigering av referensvärdet i de fall MILA har fallit ut som Måttlig eller sämre status. I de fall artantalet har fallit ut som Surt, Mycket surt eller Extremt surt skall det enligt handboken 2007:4 göras en bedömning av om de sura förhållandena beror av antropogen försurning innan en statusklassificering kan ske. Detta görs utifrån ph-referensvärdet från MAGIC enligt sambanden i figur 6.2 i bilaga A i NV Handbok 2007:4 och kan leda till en korrigering av referensvärdet. Denna korrigering är dock inte relevant att göra för kalkade vatten. 3.2.2. Expertbedömning Om BQI-index fallit ut som måttlig eller sämre är det viktigt att göra en rimlighetsbedömning. I många mindre och humösa sjöar kan låga syrgashalter uppträda naturligt och ej bero på övergödning. Många konsulter ger numera färdiga expertbedömningar på hur bottenfaunan indikerar påverkan från olika miljöproblem. Man kan använda dessa som stöd till klassificeringen. I Medin m.fl. (2009) finns en gedigen genomgång av expertbedömning av bottenfauna. 17

3.3. Makrofyter Makrofyter eller växter i vattnet avspeglar flera aspekter av vattenmiljön. Vattenväxterna ger en bild av miljön under en längre tid jämfört med plankton som reagerar snabbt på förändringar. Makrofyter trivs olika bra i olika miljöer. Bland annat näringsstatus, ljusklimat, ph och alkalinitet avspeglas i vattenväxtsamhället. Den biologiska kvalitetsfaktorn makrofyter består av parametern trofiskt makrofytindex (TMI). Ett trofiindex avspeglar hur näringsrik vattenförekomsten är. Det finns ingen entydig koppling till artrikedom, naturvärde eller förekomst av sällsynta arter, utan ett lågt TMI betyder enbart att artsammansättningen är typisk för näringsrika förhållanden. Indexet baseras på att alla funna makrofytarter, utom helofyterna (övervattensväxterna), tilldelats ett index längs en näringsgradient. I det här fallet representerat av totalfosfor. TMI består av ett viktat medelvärde av dessa index. Artlistor med angivna index och närmare beskrivning av metoden finns i Handboken 2007:4, bilaga A, kapitel 4.5 3.3.1. Expertbedömning Makrofyter fungerar bra som indikatorer på regleringspåverkan och nedanstående metod kan användas som ett stöd i expertbedömning av status med avseende på makrofyter i regleringspåverkade vatten. Studier visar att det finns ett tydligt samband mellan vinternedsänkning av sjön, samt förekomst av känsliga/toleranta arter för vattenståndsvariationer (Hellsten & Mjelde, 2009; Mjelde m.fl, 2012). Genom att räkna hur många arter som finns i olika grupper för varje sjö kan dessa användas i ett referensindex (WIc Water level regulation index): WIc = (Nd Ni) / (N 100) där; Nd = antalet arter som minskar vid onaturliga vattenståndsvariationer, Ni = antalet arter som ökar vid onaturliga vattenståndsvariationer och N = totala antalet arter inklusive intoleranta arter (Hellsten & Mjelde, 2009) Indexet har indelats i olika statusklasser för att utvärdera regleringens påverkan på makrofytsamhället (Länsstyrelsen i Värmlands län, 2010). Dessa klassgränser stämmer relativt väl överens med resultat från undersökningar i norska och finska reglerade sjöar (Mjelde m.fl. 2012) och denna klassificering kan användas för expertbedömning av kvalitetsfaktornivån för makrofyter. Det finns många fler typer av regleringar än vinteravsänkning som potentiellt kan påverka makrofytsamhället, bland annat kan även onaturligt jämnt vattenstånd vara negativt. Och även mindre amplituder men där vattenståndet sänks och höjs med högre frekvens kan påverka. Sambanden 18

är dock inte tillräckligt klarlagda för att komma med generella råd för expertbedömningar i dessa fall. 3.4. Fisk Fisken är en viktig del av djurlivet i vattnen och är därför en del av bedömningen av ekologisk status i sjöar och vattendrag. I sjöar används ett multimetriskt index, EQR8, som visar generell påverkan. De åtta ingående indexen kan beräknas ur fångsten med standardiserade fisken med bottensatta nät. De åtta indexen är: antal inhemska arter, Simpson:s Dn, Simpson:s Dw, relativ biomassa av inhemska arter, medelvikt i totala fångsten, andel potentiellt fiskätande abborrfiskar och kvot biomassa av abborre/karpfiskar. Metoden, krav på bakgrundsdata och klassificering mm., är närmare beskriven i Handbok 2007:4, bilaga A kapitel 8. 3.5. Övrig biologi som kan användas Påväxtalger/kiselalger i sjöar har börjat användas som underlag för statusklassificering på vissa håll. Metoden är densamma som för vattendrag och är interkalibrerad inom EU, men det finns ännu inte någon färdig bedömningsgrund för kvalitetsfaktorn. I avvaktan på färdiga bedömningsgrunder kan kiselalger i sjöar användas som underlag för expertbedömning. Resultatet ska i sådana fall redovisas i VISS som en expertbedömning direkt under Ekologisk status. 4 Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer - sjöar 4.1. Allmänna förhållanden Fys-kem Klassificering görs utifrån principen sämst styr, dvs den lägsta klassificeringen av underliggande kvalitetsfaktorer styr klassificeringen av Allmänna förhållanden. För sjöar och vattendrag är syrgas. ljusförhållanden, näringsämnen och försurning underliggande kvalitetsfaktorer. Se även kap. 2.3. 4.1.1. Näringsämnen För vattenförekomster där data på näringsämnen finns Dataleverenaser SLU kommer för alla nationella sjöar samt för vattendrag med mindre än 10% jordbruksmark i avrinningsområdet leverera klassade data för näringsämnen. Dessa kommer även att innehålla osäkerheten beräknad med verktyget OSIS. Dataleveransen 19

publiceras på sharepoint på samma plats som övrigt kokboksmaterial. Fosfor Beräkna medelvärde för totalfosforhalten för perioden 2007-2012. Observera att endast ytprover skall användas. Har man enstaka extremvärden kan dessa uteslutas ur medelvärdesberäkningen, men om det är mycket sneda fördelningar kan man välja att beräkna medianvärdet i stället för medelvärde. Fördelen med att använda medelvärde är dock att det det underlättar vid eventuell beräkning av klassificeringens osäkerhet. Referensvärde Medelvärde för absorbans beräknas för perioden 2007-2012. Uppgifter om sjöns medeldjup finns för många sjöar här: http://www.smhi.se/kdata/hydrologi/sjoar_vattendrag/sjodjup_svar_2009.pdf. Beräkna referensvärde med den första formeln på sidan 104, eller om det inte går att få fram uppgifter om medeldjup med den andra. I de fall det finns paleolimnologiska data kan referensvärdet sättas till den bakgrundshalt sjön hade innan den eutrofierades (se till exempel Gälman 2011). Detta referensvärde kan också användas av fler sjöar inom ett område som har liknande djupförhållanden och markanvändning. I grunda sjöar med naturligt höga partikelhalter kan följande alternativa fomel användas, logtotp = 0,191 + 0,15 * logabsf - 0,11 * log Alt(m) + 0,35 * Log AbsDiff (Huser och Fölster 2013). AbsDiff = Abs(ofiltrerat - Abs(filtrerad. All absorbans ska vara mätt med 5cm kyvett och 420nm. Har man turbiditet i stället för ofiltrerad absorbans gäller: LogAbsDiff = 0,8 * Log Turb (FNU) - 1,6. Alla loggar är 10-logaritmer. Klassificering Observera att tilläggskriteriet för Hög status (och tot-p<12,5 µg/l) togs bort i tillägget till bedömningsgrunderna NFS 2010:12. Kväve Kväve finns inte med som kvalitetsfaktor i nuvarande bedömningsgrunder, men kan användas som underlag för expertbedömning. Detta ska i sådana fall anges i motiveringstexten. Eventuell expertbedömning med hjälp av kväve ska ske under parametern Näringsämnen i VISS (se figur 6). 20

Figur 6. Den blå pilen visar på vilken nivå en expertbedömning av kväve i sötvatten ska anges. Ibland kan det vara skäl att även titta på kvävehalten i bedömningen av näringsämnen om N/P kvoten är så låg att kväve kan vara begränsande för produktionen. Förutom kvävekvoten kan även halten av fritt nitrat (NO 3 + NO 2 ) och fosfat vara viktiga att titta på för att avgöra om kväve kan vara begränsande för sjöns produktion. Dataunderlaget ska vara ytprover tagna under produktionssäsongen, helst augusti. Faktorer som kan indikera underskott av är om något av dessa villkor o Nitrat (NO3 + NO2) 5µg/l o PO4-P 7 µg/l o Viktbaserade N/P-kvoten < 15 o Viktbaserad DIN/PTOT <2,2 (DIN= summa av NO2+3- Noch NH4-N) uppfylls i kombination med kvävehalter över 1000 µg/l. Sänk i så fall näringsämnesklassificeringen baserad på totalfosfor med en klass. Bedömningen skall baseras på prover tagna i augusti. Det är viktigt att fundera på rimligheten i bedömningen, särskilt i humösa sjöar där mycket av kvävet kan vara bundet till humus. För vattenförekomster där data på näringsämnen saknas Det finns olika modeller och underlag som kan användas för expertbedömning av näringsämnen. Alla modeller har mer eller mindre stora osäkerheter och i första hand skall de användas för att peka ut vattenförekomster som kan ha problem med övergödning. För ytterligheterna, dvs riktigt höga eller riktigt låga halter enligt modell, kan säkerheten vara ganska god men däremellan finns det ett stort spann av osäkra bedömningar. Sjöar som faller ut som sämre än God status enligt modell skall verifieras genom provtagning av näringsämnen och biologisk provtagning, tex växtplankton. Ett annat sätt att använda modellerna är som grund för att gruppera vattenförekomster av samma typ och belastning, verifiering behövs då bara i ett urval av liknande sjöar med liknande belastning. PLC5 PLC5-beräkningarn kan utgöra ett underlag för expertbedömning. Dessa beräkningar är gjorda genom modellering i modellen HBV- NP och har inte uppdaterats under denna förvaltningscykel. Data 21

för PLC5 finns på SMEDs hemsida: http://www.smed.se/vatten/data/plc5. Genom att titta på den totala belastningen per ytenhet och på hur stor andel av denna som kommer från antropogena källor fås ett indierekt mått på halter och påverkan. Utifrån PLC5-beräkningar av bakgrundsbelastning är det möjligt att beräkna referenshalter i ett delavrinningsområde. Försiktighet skall iaktas när PLC5-data används på lokal nivå. Modelleringarna är gjorda för nationell och regional skala och osäkerheterna kan bli betydande om den används på lokal skala. Detta gäller bland annat belastningen från jordbruket. S-Hype Medelvärde för totalfosfor för perioden 2007-2012 laddas ner från http://vattenweb.smhi.se/ för området som representerar sjöns utlopp. Referensvärde beräknas utifrån höjd över havet, djup och absorbans för liknande sjöar i närheten. S-Hype fungerar olika bra i olika områden av Sverige. För att få en uppfattning om osäkerheterna i modellberäkningarna i ditt område är det lämpligt att titta på SMHIs redovisning av osäkerheter i vattenweb: http://vattenweb.smhi.se/modeldiff/ Observera dock att Log-Log skalan gör att överensstämmelsen ser bättre ut än vad den är. FUT FUT-data från fördjupad utvärdering av miljömålet ingen övergödning finns tillgängligt via blått pluss i GIS och kan också användas för belastning och källfördelning på samma sätt som PLC5. För vattenförekomster som modellerats med indikativ modell I Bottenviken och Bottenhavets vattendistrikt har en indikativ modell använts i förra vattencykeln för att kartlägga och identifiera vattenförekomster med övergödningsproblem och Dalarna har använt en egen liknande modell. Indikativa modellen är en utspädningsmodell där modelleringen utförs på vattenförekomstnivå. Några beräkningar av graden av fastläggning av fosfor (retention) i respektive delavrinningsområde har inte ingått i modelleringen vilket innebär en liten överskattning av miljöproblemet. I indikativa modellen har data från PLC5 använts och det har även skett lokala kompletteringar som specifik avrinning, antal personekvivalenter för enskilda avlopp, antal djurenheter per delavrinningsområde och punktutsläpp från fiskodlingar och mindre reningsverk. I indikativa modellen bedöms ett vatten ha problem med övergödning om bruttotillförseln av fosfor är mer än dubbelt så stor som den naturliga tillförseln. Steg ett har varit att med hjälp av indikativa modellen göra en heltäckande bedömning och peka ut områden med vattenförekomster som är misstänkt övergödda där verifieringsprovtagning ska prioriteras. Dessa ska sedan verifieras 22

Omdrevssjöar med kemisk och biologisk provtagning enligt de metoder som beskrivs i detta avsnitt. Vissa län har kommit en bra bit på väg med verifiering av dessa riskobjekt. För att få en nationell enhetlig bedömning bör i första hand S-hype användas men i vissa fall är lokala indata bättre i indikativ modell som nämnts ovan. Följande arbetsgång ska därför tillämpas: 1. I första hand bör data från S-hype utnyttjas för att få en nationell enhetlig bedömning 2. I andra hand kan bedömning från indikativ modell användas om lokal komplettering av data antas var bättre än S-hype Resultaten från omdresvssjöarna kommer att levereras från SLU tillsammans med en klassificering av osäkerheten beräknad efter metoden i Fölster och Brömssen (2012). I de fall då bedömningen blir osäker bör man stödja klassificeringen med resultat från bedömning gjord utifrån S- HYPE/PLC5 eller indikativa modellen. 4.1.2. Ljusförhållanden Siktdjup är en parameter som i all sin enkelhet säger ganska mycket om en sjös status. Försämrat siktdjup kan vara en delvis naturlig tillbakagång till ett mer humöst vatten vilket kan bero på en minskning av det sura nedfallet. Klassificering Använd i första hand data för augusti. I bedömningsgrunderna anges medelvärde för 3 år. Men om det under 6-årsperioden inte skett några större åtgärder eller nya verksamhetsetableringar kan det vara bättre att räkna på 6-årsmedel. I övrigt görs beräkningarna enligt bedömningsgrund. 4.1.3. Syrgasförhållanden Syrgasförhållandena är viktiga för det biologiska livet i sjön men är också avgörande för hur väl en sjö fungerar som naturligt reningsverk. De mest kritiska perioderna, då låga syrgashalter oftast uppträder, är i slutet på isperioden och i slutet på sommarstagnationen. I de förstnämda fallet är det främst grunda sjöar som är i riskzonen medan det under sommarstagnationen är medeldjupa (ca 6-12 meter djupa) som löper störst risk. I vissa fall kan syrgasbrist vara naturligt, t.ex. i måttligt djupa sjöar med mycket humus. Klassificering Helst ska data från både sommar- och vinterstagnation finnas och klassificeringen görs för den mest kritiska av dessa perioder. Endast syrgasvärden från hypolimnion används för beräkningen. I de flesta fall 23

har man kanske inte kännedom om datum för när sjön skiktades, steg två i statusklassificeringen kan då inte genomföras. Har syrgashalten fallit ut som Måttlig eller sämre och steg 2 inte kunnat genomföras sätts status till Måttlig och det anges i motiveringstexten att syrgashalten fallit ut som Måttlig elle sämre men att det är en expertbedömning då bedömningsgrunden inte kunnat användas fullt ut. Beräkna först ett medelvärde för varje år och därefter medelvärde för de senaste 6 åren. 4.1.4. Försurning OBS se även Förtydligande angående försurning kopplat till status, påverkan och miljöproblem samt risk i anvsnitt 3 Bedömning av risk Parametern Försurning under allmänna förhållanden ska beskriva försurningen i en vattenförekomst utifrån i första hand de fysikaliskt kemiska förhållandena. Bedömning av surhet genom användande av biologi beskrivs under respektive biologisk kvalitetsfaktor. För att få en röd tråd i bedömningen av försurning ska dock även expertbedömning som bygger på att uppgifter om äldre biologi och/eller kemi används för beräkning av referens-ph hanteras under parametern Försurning. Detta är ett medvetet avsteg från huvudspåret att separera hantering av fys-kem och biologi i VISS, men är nödvändigt då det saknas ett fungerande system för att hantera det på annat sätt i dagsläget. Enligt Handbok 2007:4 ska försurningsbedömning ske i vatten som klassas som sura, mycket sura eller extremt sura enligt någon eller några av de biologiska kvalitetsfaktorerna. Tillgången på nya biologiska bedömningar är dock mycket begränsad. I praktiken är detta således bara tillämpbart på en mycket liten andel vattenförekomster. I kalkade vatten är biologin främst en effekt av kalkningen och kan inte användas som mått på försurning men däremot på surhet. Detta innebär att alla kalkade vatten bör försurningsbedömas. Enligt Handbok 2007:4 ska försurningsbedömningen göras med MAGIC, MAGIC-biblioteket eller BDM. BDM är en episodmodell som bara bör användas i områden där enbart episodförsurning föreligger och inte i områden där basflödesförsurning föreligger. Det är i första hand dessa metoder som ska användas. Om data för att bedöma försurning genom ovan nämnda metoder saknas kan alternativa metoder användas inom ramen av en så kallad expertbedömning. En expertbedömning ska alltid dokumenteras och motiveras väl. Klassificeringen av försurningsstatus i sjöar görs enligt tabell 2. Måttlig status och sämre räknas som försurad. För vattendrag gäller samma klassificering med undantag att klassen 0,2-0,4 räknas som måttlig status om ph under episoder ligger i intervallet 4,6-5,4. Tabell 2. Klassificering av försurningsstatus. Klass ph-förändring Status 24

1 <0,2 Hög status 2 0,2-0,4 God status 3 0,4-0,6 Måttlig status 4 0,6-0,8 Otillfredsställande status 5 >0,8 Dålig status MAGIC och försurningsbedömning av vattenförekomster via MAGICbiblioteket MAGIC (Model of Acidification of Groundwater in Catchments) är en modell som möjliggör att beräkna försurningsutvecklingen såväl framåt som bakåt i tiden. Förändringen beror främst på nedfallet av svavel och kväve, men modellen beaktar även effekter av ett förändrat skogsbruk. Sedan 2007 är MAGIC den modell som rekommenderas vid bedömning av försurning i sjöar och vattendrag. I Sverige används MAGIC enbart av IVL och SLU. För att använda MAGIC vid försurningsbedömning kan i stället MAGIC-biblioteket användas. MAGIC-biblioteket består av två huvuddelar: en katalog av sjöar och vattendrag för vilka man har modellerat årlig ph i vattnet för varje år sedan mitten av 1800-talet fram till 2030; och ett matchningsverktyg. För varje sjö som ska försurningsbedömas (bedömningssjö) letar matchningsverktyget fram ett motsvarande objekt (bibliotekssjö) i katalogen. Försurningspåverkan i form av ph sänkning sedan 1800-talet antas vara lika stor för dessa två sjöar. För vattendragen gäller i stort samma rutiner. MAGIC-biblioteket nås via IVL: s hemsida på adressen: www.ivl.se/magicbibliotek Om enstaka vattenförekomster ska bedömas används den funktion som finns på hemsidan. Om många vattenförekomster ska bedömas finns en excelfil för batchinmatning att hämta på samma adress. Observera att enheterna är mg/l och att sulfat anges som mängden sulfat-svavel i mg/l. Som hjälp finns en enhetsomvandlare att tillgå. Systemet möjliggör att kemidata från valfritt år kan användas. Detta innebär att även äldre data kan användas för att ge stöd vid en bedömning av försurningsläget. Äldre data finns bland annat tillgängligt i form av riksinventeringar som finns att hämta på SLU s hemsida http://info1.ma.slu.se/ri/www_ri.acgi$project?id=intro. För både sjöar och vattendrag är det volymvägda årmedelhalter som ska inmatas. För sjöar kan lämpligen prov som insamlats efter höstcirkulationen användas. Även prover efter vårcirkulationen kan användas. Däremot bör prover från tillfällen när vattenvolymen är temperaturskiktad undvikas. I övrigt hänvisas till gällande bedömningsgrund. 25

För att bedöma vattendrag bör minst sex prov insamlas under samma år. Av dessa prov bör minst tre tas under höga flöden. För att beräkna volymvägda årsmedelvärden används flödesuppgifter som hämtas via SMHI s hemsida http://vattenweb.smhi.se/modelarea/ I prover från kalkpåverkade vatten måste kalkeffekten borträknas på ph, kalcium och magnesium innan vattnen försurningsbedöms. Detta förfarande beskrivs nedan. Överväganden och osäkerheter Försurningsbedömning via MAGIC-biblioteket innebär två tydliga felkällor; 1. Likheten med matchat vatten i MAGIC-biblioteket samt 2. Den modellerade försurningsstatusen för matchat vatten. Filterfunktionerna ger en indikation avseende likheten med matchad sjö. Om matchningen klarar det strängaste filtret indikerar detta att likheten är mycket god mellan det bedömda vattnet och det som matchas i MAGICbiblioteket. Den försurningsutveckling som modellerats med MAGIC har jämförts dels med uppmätta kemivärden för tidsseriesjöar och dels med naturliga phvärden som rekonstruerats via paleolimnologi. I korthet visar resultaten att betydande avvikelser kan förekomma för enskilda sjöar och enskilda år, men att MAGIC i genomsnitt ger en bild som överensstämmer med uppmätta kemidata och med paleolimnologi. Försurningsbedömning av kalkpåverkade vattenförekomster med MAGICbiblioteket Innan en kalkpåverkad vattenförekomst kan matchas mot MAGICbiblioteket måste kalkeffekten borträknas på ph, kalcium och magnesium. Detta görs i fyra steg enligt följande: 1. Preliminär korrigering av kalcium 2. Korrigering av magnesium 3. Slutlig korrigering av kalcium 4. Beräkning av okalkat ph Det centrala i beräkningarna är en skattning av den okalkade kvoten mellan kalcium och magnesium (Ca/Mg). Kvoten skattas via uppmätta data i tillrinnande eller närliggande okalkade vatten. Skattningen bör baseras på flera olika vatten. Om skillnaderna är små mellan de närliggande vattnen kan skattningen antas vara god, om variationen är stor blir skattningen osäker. För kännedom finns här verktyget Kalkref som kan användas som beräknar spridning i Ca/Mg som standardavvikelsen (Se länk längre fram). För beräkningar, formler, länkar till verktyg för osäkerhetsbedömning och färdiga dataset med försurningsklassificering enligt MAGIC, se bilaga 1aF. 26

Försurningsbedömning av vattenförekomster som ej kan bedömas via MAGIC-biblioteket Vattenkemidata saknas Vattenförekomster som saknar uppmätt vattenkemi kan bedömas som ej försurade förutsatt att ph-värdet med säkerhet kan antas vara högre än 6,5. Detta gäller exempelvis inom områden med kalkhaltiga jordar. Inom regioner med mycket lågt svavelnedfall kan vattenförekomster med ph-värden som antas vara över 6,0 bedömas som oförsurade. Med mycket lågt svavelnedfall menas under 1 kg/ha och år, vilket förekommer i norra Norrlands inland. Beräknat svavelnedfall via MATCH-Sverige modellen kan laddas ned från SMHI s hemsida: http://www.smhi.se/klimatdata/miljo/atmosfarskemi Vattenkemidata finns tillgängligt Från många vattenförekomster finns kemidata registrerade, men det saknas någon eller några av de parametrar som behövs för matchning mot MAGIC-biblioteket. Uppmätta värden på ph och alkalinitet kan användas för att göra samma bedömning som beskrivs för vattenförekomster som saknar kemidata. D.v.s. vattenförekomster med höga ph-värden kan bedömas som oförsurade. Uppmätta värden bör alltid rimlighetsgranskas. Detta gäller särskilt för äldre data. Endast vattenförekomster där ph med säkerhet bedöms överskrida 6,0 respektive 6,5 ska bedömas som oförsurade. Enstaka data från vattendrag bör hanteras med särskilt stor försiktighet. Endast prover som härstammar från perioder med höga flöden bör beaktas vid bedömningen. Överväganden och osäkerheter Vatten med ph-värden lägre än de nivåer som nämns ovan kan enbart försurningsbedömas med god tillförlitlighet via MAGIC/MAGIC-biblioteket. Orsaken till detta är att förändringen -intervallet 4,5 till 6,0. Detta innebär att relativt små fel kan innebära att försurningsklassificeringen blir felaktig. I vatten med höga ph-värden krävs en mycket stor minskning av buffringsförmågan för att minskningen i ph ska överskrida 0,4 phenheter. Enligt MAGIC finns bara ett fåtal försurade sjöar med phvärden över 6,5 och det är därför tämligen riskfritt att bedöma vatten (okalkade) med höga ph-värden som oförsurade. Även om dessa vatten skulle vara försurade ur ett kemiskt perspektiv torde dessutom effekten på djur och växter vara försumbar. Expertbedömning av historisk och nuvarande biologi och vattenkemi I brist på fullständiga data för att använda MAGIC klassificerade vissa län försurning med alternativa metoder i den förra 27

förvaltningscykeln och databristen medför att man inte heller denna förvaltningscykel kommer att kunna klassificera alla vatten med MAGIC. Det finns sedan lång tid tillbaka olika synsätt och sätt att hantera försurning och kalkning i landet. Mot bakgrund av detta får försurning expertbedömas, men i vanlig ordning ska bedömningarna motiveras och dokumenteras väl. Exempelvis kan information om historisk och nuvarande biologi i kombination med ph/alkalinitet/färg användas för att göra en expertbedömning. Historiska uppgifter om arter såsom lax, mört och flodpärlmussla kan användas för expertbedömning av bakgrunds-ph då man har vetskap om att dessa arter inte förekommer vid sura förhållanden. Bedömningen av surhet enligt biologiska parametrar ska göras under respektive kvalitetsfaktor även om den sammanvägda bedömningen av försurning görs under kvalitetsfaktorn Försurning under Fysikalisk-kemiska förhållanden. Om det saknas data för biologi och/eller kemi kan expertbedömning göras genom att extrapolera data från närliggande vatten av motsvarande typ, belastningssituation och geologiska förhållanden som ligger uppströms eller nedströms den aktuella förekomsten. Sulfitsediment/sura sulfatjordar Områden med sulfitsediment/sura sulfatjordar, gäller framförallt i områden med ler/siltjordar nedanför högsta kustlinjen. I dessa områden finns starkt påverkade vatten där försurningen kan betraktas som antropogen och där källan är markanvändningen i avrinningsområdet. Denna försurning kan inte bedömas via MAGIC utan försurningsbedömning för dessa vattenförekomster görs genom expertbedömning baserad på historisk biologi, nuvarande biologi och vattenkemi där detta finns tillgängligt. I motiveringstexten ska det framgå att det rör försurning kopplad till sura sulfatjordar. Bedömning av tillförlitlighet MAGIC-biblioteket är ett verktyg som möjliggör att försurningsbedöma vattenförekomster med utgångspunkt från enbart vattenkemi, årsvattenföring, storlek på sjöar och geografisk läge. Verktyget är en förutsättning för att objektivt kunna bedöma försurningsläget i en större mängd vattenförekomster. Om resultatet enbart ska användas för att visa försurningsstatus och åtgärdsbehov är det inte nödvändigt att värdera utfallet för enskilda 28

vattenförekomster. Om resultaten ska användas som underlag för åtgärder (påbörja eller avsluta kalkning) i enskilda vatten behövs en verifiering av utfallet. I verifieringen görs en bedömning av det underlagsmaterial och de beräkningar som används som indata vid matchningen mot MAGIC-biblioteket. Syftet med detta är att bedöma risken för att vattenförekomsten är felklassad. Bedömningen av kalkade vatten är särskilt vansklig eftersom den omfattar flera delmoment som var för sig innefattar osäkerheter. Här kan särskilt beaktas: o o o o Om phokalk ger realistiska värden i förhållande till vad som uppmättes innan kalkning med beaktande av skattad försurningsåterhämtning Om variationen i Ca/Mg är liten eller stor mellan närliggande okalkade vatten. Med liten variation menas att Ca/Mg-kvoten varierar med mindre än 0,5 Vid avsaknad av lämplig referens uppströms blir felet mindre om man använder medelvärdet från referenser inom en 20 km radie. Verktyget KALKREF kan nyttjas för detta ändamål, vilket återfinns på SLU s hemsida: http://www.slu.se/vattenmiljo/keu Om ΔpH ligger nära eller långt från klassgränsen mellan försurad och oförsurad. Med nära menas att ΔpH ligger närmare än ±0,1 ph-enhet från klassgränsen. Om phokalk bedöms realistiskt och variationen i Ca/Mg är liten samtidigt som ΔpH med marginal avviker från klassgränsen kan bedömningen anses som tillförlitlig. Om något av villkoren inte är uppfyllt är bedömningen osäker och måste hanteras därefter. I den sammanvägda bedömningen av försurning ska allt tillgängligt underlag beaktas. Detta kan innefatta biologiska data, historiska uppgifter om biologi (regionens historia av försurning och återhämtning), jämförelser med äldre kemivärden och med närliggande vatten. Tillförlitligheten blir generellt större om klassificeringen bygger på MAGIC eller biologiska data i kombination med fysikalkemiska parametrar. Bedömning som bygger på extrapolering eller annan metod medför låg tillförlitlighet och ska bli föremål för vidare verifiering genom provtagning. Dokumentation En förutsättning för att kunna verifiera utfallet av en klassificering och därmed risken för att bedömningen är felaktig är att underlagen dokumenteras väl och är spårbara. Nedan följer förslag på motiveringstexter som på ett enkelt sätt härleder till vilken typ av underlag som använts vid bedömningen. o Hög status baserat på högt ph enligt mätning/skattning 29

o Status enligt ΔpH baserat på underlag från SLU/IVL o Status enligt ΔpH baserat på egen försurningsbedömning med MAGIC-bibliotek o Status enligt expertbedömning av biologi och kemi o Status enligt expertbedömning av biologi och kemi av sulfitsediment/sura sulfitjordar o Status enligt expertbedömning utifrån exempelvis extrapolering. Tabell 3: Typfall vid bedömning av tillförlitlighet i VISS Klass Övergripande typfall Beskrivning A Mycket bra Hög status baserat på högt ph Lägsta ph med säkerhet över 6,5, lägsta ph med säkerhet över 6,0 i områden med mycket lågt svavelnedfall (1 kg/ha). Uppmätta ph-värden kan användas vid bedömningen, men bedömningen kan även baseras på enbart naturgivna förutsättningar (exempelvis i områden med kalkhaltiga jordar). Sjöar eller vattendrag med Ca över 8 mg/l är med hög sannolikhet ej försurade. B - Bra C - Medel D - Låg Status baserad på ΔpH enligt MAGIC/MAGIC-bibliotek som bedömts som säker efter verifiering Status baserad på expertbedömning utifrån äldre biologiska data och/eller vattenkemi som inte är tillräcklig för MAGIC-analys. Status baserad på ΔpH enligt MAGIC/MAGIC-bibliotek som bedöms som osäker Status baserad på expertbedömning utifrån modellering eller extrapolering 30 ΔpH med god marginal från klassgräns (mer än ± 0,1 phenhet), god likhet med matchat vatten i MAGIC-bibliotek (Filter 1). För kalkpåverkade vatten dessutom: phokalk bedöms realistiskt med avseende på ph innan kalkning och bedömd försurningsåterhämtning, liten variation i Ca/Mg mellan närliggande vatten (< 0,5 i variation). Tillgång på trovärdiga biologisk och/eller kemiska uppgifter som möjliggör att bedöma hur surheten förändrats över tiden samt nuvarande status baserat på ph, alkalinitet och oorganiskt aluminium. Något eller några av kriterierna under klassen B ej uppfyllda Status baserat på sådan expertbedömning som inte ryms inom ramen för

tillförlitlighetsnivå B. 4.1.5. Särskilda förorenande ämnen Särskilda förorenande ämnen (SFÄ) hanteras som en del av de fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorerna under Ekologisk status (se figur 1 och figur 7) Figur 7. Skärmdump från VISS som visar att Särskilda förorenande ämnen hanteras under Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer på samma sätt som näringsämnen med flera. Enligt bilaga V i Ramdirektivet för vatten (2006/60/EG) ska medlemsstaterna inkludera de förorenande ämnen som släpps ut i betydande mängd i bedömningen av ekologisk status. Med betydande mängd avses utsläpp som bidrar till en ekologisk status som är sämre än god, har försämrats från hög till god eller riskerar att försämras. Detta innebär att alla ämnen förutom de som redan regleras som prioriterade ämnen och som släpps ut i betydande mängd kan klassificeras som SFÄ under förutsättning att de påverkar den ekologiska status negativt. Status bedöms genom jämförelse mot klassgräns. För klassgränser och aktuella ämnen se excelfilen på Sharepoint. Filen innehåller enbart klassgränser mellan god och måttlig status. SFÄ bedöms utifrån halter av respektive ämne där principen one-out-all-out är styrande för den slutliga bedömningen. Om ett ämne överskrider klassgränsen ska SFÄ klassas som måttlig status. Men även om det räcker att ett ämne överskrider bör alla överskridanden dokumenteras för underlag till framtida åtgärdsarbete. Betydande mängd Utgångspunkten för klassificering av särskilda förenande ämnen är att halter som överskrider fastställda klassgränser förutsätts ha sådan inverkan att statusen kan sänkas från hög till god eller god till måttlig. Detta förfarande motsvarar hanteringen av de andra fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorerna som exempelvis näringsämnen, syrgas och siktdjup. Vid överskridande av en viss klassgräns anses de fysikalisk kemiska förutsättningarna i en vattenförekomst inte motsvara hög eller god status. 31

Med utsläpp av betydande mängd avses ett sådant utsläpp som leder till att klassgränserna avseende förorenande ämnen överskrids och/eller att utsläppet bidrar till en negativ inverkan på biologin/ekologin i vattenförekomsten. En biologisk/ekologisk effekt kan utläsas genom att använda någon av de biologiska bedömningsgrunderna eller genom expertbedömning genom användande av effektbaserade bedömningsverktyg. Klassgränser Havs- och Vattenmyndigheten har i samverkan med Naturvårdsverket tagit fram en lista på ämnen med tillhörande klassgränser som länsstyrelserna ska utgå ifrån i klassificeringen av Särskilda förorenande ämnen. För klassificering av ekologisk status med avseende på SFÄ hänvisas till HVMFS 2013:19 och skrivelse om rekommendationer angående klassgränser för Särskilda förorenande ämnen. Skrivelsen och sammanställningen av klassgränser finns i en Excelfil på Sharepoint (länk). Tillvägagångssätt vid klassificering Nedanstående punktlista sammanfattar tillvägagångssättet vid klassificering av särskilda förorenande ämnen. 1. Insamling av data. I det första steget ska all tillgänglig mätdata för relevanta matriserna insamlas. Anteckna i sammanställningen för vilka matriser det finns mätdata och vilken matris som använts i statusklassificeringen. Mätvärden som är under kvantifieringsgränsen sätts till halva kvantifieringsgränsen. Stödparametrar som behöver samlas in skiljer sig för de olika matriserna vatten, sediment och biota: För vatten: Mätvärden för hårdhet behöver samlas in inför bedömningen. Multiplicerar man halten Ca (mg/l) med 2,5 får man halten CaCO 3 (mg/l). Har man enheten mekv/l multiplicerar man värdet med 20 för att få halten calcium (mg/l) eller med 50, för att direkt få halten CaCO 3. För sediment: För att undvika onödiga osäkerheter ska man inte heller för sediment ta hänsyn till biotillgänglighet. Man behöver därför inte samla in mätningar av TOC, torrsubstans eller svavelgruppsinnehåll. För biota: Fett %, speciellt viktigt när mätvärden är baserade på lipidvikt. Torrsubstans %, behövs vid omräkning från torrvikt till våtvikt. 2. Inga mätdata finns tillgängliga. Vid avsaknad av data för bedömning av SFÄ klassas parametern som ej klassad i VISS. 32

3. Extrapolering av mätdata. Om det saknas mätdata i vattenförekomsten kan man med stöd av påverkansanalysen och mätningar i omkringliggande vattenförekomster extrapolera mätdata från en vattenförekomst till en annan under förutsättning att förekomsten är av samma typ och är utsatt för ungefär samma påverkan. Klassificeringar som bygger på extrapolering medför dock en lägre tillförlitlighet än sådana som bygger på data i den aktuella vattenförekomsten. För extrapolering av kvicksilver ska tillförlitligheten sättas till B vid expertbedömning. Tabell 4. Naturliga bakgrundshalter av metaller i 7 olika ekoregioner och 5 kustvatten. - betyder att det inte funnits tillräckligt med mätdata för att kunna bestämma bakgrundshalt. Område As Co Cr Cu V Zn Al Fe Mn Ekoregion 1 (Vdrag) 0,07 0,026 0,075 0,39 0,03 0,3-25 1,6 Ekoregion 2 (Vdrag) 0,06 0,034 0,120 0,30 0,06 1,0 55 120 6,9 Ekoregion 3 (Vdrag) 0,19 0,039 0,150 0,65 0,10 1,9 65 140 11 Ekoregion 4 (Vdrag) 0,47 0,081 0,400 1,60 0,39 4,1 50 145 32 Ekoregion 5 (Vdrag) 0,88 0,270 0,820 1,50 0,78 2,7 55 295 63 Ekoregion 6 (Vdrag) 0,25 0,055 0,480 1,20 0,30 2,9 95 130 8,1 Ekoregion 7 (Vdrag) 0,29 0,270 0,340 0,50 0,50 3,5 215 168 29 Ekoregion 1 (Sjö) 0,07 0,021 0,050 0,22 0,03 0,4 25 16 2,2 Ekoregion 2 (Sjö) 0,16 0,034 0,120 0,93 0,10 4,3 48 78 9,3 Ekoregion 3 (Sjö) 0,22 0,026 0,160 0,43 0,09 2,5 60 95 12 Ekoregion 4 (Sjö) 0,70 0,090 0,450 1,10 0,59 1,3 40 74 35 Ekoregion 5 (Sjö) 0,38 0,550 0,350 0,49 0,32 15,0 65 231 105 Ekoregion 6 (Sjö) 0,27 0,091 0,290 0,80 0,24 5,1 102 114 45 Ekoregion 7 (Sjö) 0,26 0,045 0,170 0,48 0,12 4,1 55 93 23 Västerhavet - 0,230-0,40-0,645-0,6 - Göta älv - - - 1,34 - - - - - Östersjön - 0,006 0,052 0,66-0,929-0,8 0,8 Botniska viken - 0,013-0,83-279 - 3,5 3,8 Stockholm skärgård - 0,082 0,179 2,04-3,36-33 11 33 Figur 8. Indelning i ekoregioner och kustvatten.

4. Platsspecifika förhållanden. o Vatten: För metaller används generaliseringen totalhalter = filtrerade halter. Hantering av naturliga bakgrundshalter för metaller. Klassgränser är angivna utan bakgrundshalt och ska hanteras därefter. a. Jämför mätvärdet med klassgräns. b. Om mätningarna inte överskrider klassgräns = god status. c. Om mätningarna överskrider klassgräns kan man ta hänsyn till bakgrundshalter, men göra en rimlighetsbedömning enligt nedanstående tillväggångssätt: 1. Om man har lokal information om bakgrundshalter bör den användas i första hand. I andra hand kan man finna stöd i SLU:s rapport och underlaget i Hjälpredan. 2. Dra bort bakgrundshalten från ditt uppmätta mätvärde. a. Om mätvärdet fortfarande överskrider klassgräns = måttlig status. b. Om mätvärdet underskrider klassgräns = god status. d. Gör en rimlighetsbedömning av klassificeringen oavsett utfall a eller b i punkt c-2. e. Om klassificeringen verkar stämma i förhållande till expertkunskap om påverkan, belastning och områdets beskaffenhet behåll klassificeringen, anteckna bakgrundshalten i VISS och ange även uppmätt halt, klassgräns man jämför klassificeringen mot samt bedömning av tillförlitlighet. f. Om det inte stämmer bortse från klassificeringen med bakgrundshalt och klassificera istället utan den. Motivera förfarandet i VISS. Se figur 8 och tabell 4 på föregående sida för naturliga bakgrundshalter i 7 olika ekoregioner och kustvatten i Sverige (SLU rapport 2009:12) Har man lokala värden för naturliga bakgrundshalter av metaller ska man istället använda dessa. Halterna i tabell 4 utgörs av totalhalter. Då det saknas ställningstagande från vägledande myndighet kommer Vattenmyndigheterna och länsstyrelserna inte att ta hänsyn till biotillgänglighet genom användande av någon Biotic ligand model (BLM). Hänsyn tas inte heller till salthalt för kustvatten. 34

o Sediment: Använd samma tillvägagångssätt som för vatten. Tabell 5. Naturliga bakgrundshalter i sediment för några metaller Sediment mg/kg TS Cu Zn Cr Co As V Norr om dalälven 15 150 15 15 10 20 Söder om dalälven 20 240 15 15 10 20 Hänsyn till biotillgänglighet tas inte. Det kommer alltså inte behöva göras någon platsspecifik bedömning för sediment, detta för att öka enhetligheten i bedömningarna. o Biota: Här påverkar artens rörelsemönster hur platsspecifik datan är. Abborre är t.ex. mer stationär än strömming. Bakgrundshalt i biota ska inte tas hänsyn till. 5. Överskridande av klassgräns. Data jämförs sedan mot föreslagen klassgräns i undersökt matris. För klassgränser hänvisas till skrivelse från HaV och Excellista på Sharepoint (länk till skrivelse och Excellista). o Vatten: Se till att jämföra mot samma enhet som klassgränsen: Ta för vana att använda enhetet µg/l för ämnen och substanser i vatten. Justering av enhet görs för att öka jämförbarheten i bedömningar och för att reducera antalet felinmatningar. o Sediment: Justera enhet till µg/kg TS för organiska miljögifter och mg/kg TS för metaller i sediment. o Biota: Om data för biota anges i torrvikt kan de behöva räknas om till våtvikt/färskvikt. Om mätvärden finns i lipidvikt behöver man räkna om till färskvikt utifrån fetthalt. Räkna även om så att samma enhet som klassgränsen används. Ta för vana att använda µg/kg vv. Se figur 9 för omräkningsexempel. 35

Figur 9. Omräkningsexempel för halter för torrvikt och lipidvikt till våtvikt 6. Kontroll av övervakningsstationernas representativitet. Det är viktigt att kontrollera om övervakningsstationerna kan anses vara representativa för hela vattenförekomsten. Detta behöver i synnerhet göras vid mätningar i närheten av punktkällor eftersom mätningar i direkt anslutning till punktkällor inte alltid kan anses vara representativa för hela vattenförekomsten. 7. Inläggning i VISS Den matris som visar på bäst tillförlitlighet eller sämst status (vid likartad tillförlitlighet) utgör grunden för bedömningen av ämnet. Om flera matriser vägts in i bedömningen ska alltså den mest tillförlitliga matrisen användas. Skriv sedan i motiveringstexten hur de olika matriserna skiljer sig eller visar samma status. Om halten av ett ämne överskrider förslaget till klassgräns ska man i VISS ange detta genom att lägga till ämnet under Särskilda förorenande ämen Icke syntetiska ämnen eller Syntetiska ämnen. Under respektive rubrik finns en lista över potentiella SFÄ. Denna lista visas om man klickar på det gröna plustecknet. Bocka i rullistan för de ämnen för vilka förslagen till klassgränser överskrids. Om ämnen saknas i rullistan ska kontakt tas med Vattenmyndigheterna eller VISSCentrum (webmaster.viss@lansstyrelsen.se). 36

Figur 10.Skärmdump från VISS som visar rullistan för Syntetiska ämnen i VISS. 8. Klassificering. Se kapitel 5.8 i Övergripande riktlinjer för information om hur klassificeringsmodulen ska användas. 9. För bedömningen av SFÄ är det viktigt att per ämne ange det förslag till klassgräns som klassificeringen bygger på. Detta och övrig information knuten till halt och värde som ska anges följer av nedanstående punktlista och figur 11. Ange även i motiveringstexten på vilka grunder klassgränsen är föreslagen. Referensvärde/Bakgrundshalt + Enhet för referensvärde/bakgrund = Om man klassar naturligt förekommande ämnen (metaller) och tar hänsyn till naturliga bakgrundshalter ska bakgrundshalten anges i detta fält. EK/klass/halt = Den faktiska uppmätta halten. EQS-värde/klass + Enhet för EQS-värde/klass. = EQS-värdet för prioämnen eller klassgräns för SFÄ ska anges i detta fält. 10. Förutom ovan nämnda fält ska även tillförlitlighet och övriga obligatoriska fält fyllas i per ämne (figur 11). Lägg till de övervakningsstationer som legat till grund för klassificeringen för den matris som visat bäst tillförlitlighet. 37

Figur 11. Klassificeringsmodulen i VISS. Vid klassificering av SFÄ är det viktigt att ange vilka förslag till klassgränser man använt vid klassificeringen. Detta görs i fältet Referensvärde/Bakgrundshalt. 11. Sammanvägning. Efter att de enskilda parametrarna under grupperna Icke syntetiska respektive Syntetiska ämnen bedömts ska en sammanvägd klassificering göras av grupperna genom principen sämst styr. Vid mätningar i flera matriser ska man välja att bedöma status baserat på den matris med sämst status, även om denna har lägst tillförlitlighet. Är ett ämne klassificerat till måttlig status får hela gruppen måttlig status. Detsamma gäller för den övergripande kvalitetsfaktorn särskilt förorenande ämnen. Se figur 12 nedan. Motiveringstexter och referenser ska även fyllas i för dessa nivåer. Figur 12. Skärmdump från VISS som visar hur klassificeringen av enskilda ämnen sammanvägs uppåt i herarkin. Tillförlitlighetsklassificering Tillförlitligheten delas in i fyra klasser (A-D) och utgår från att klassificeringen SFÄ ska göras utifrån den utslagsgivande parametern med högst säkerhet. Om flera parameterar inte uppnår god status så är det den parametern med bäst tillförlitlighet som avgör tillförlitligheten avseende SFÄ. Se tabell 6 för exempel på typfall per tillförlitlighetsklass. 38

Statistiska analyser ska utföras för att upptäcka felaktiga analys- eller provtagningsförfaranden. En utförlig redogörelse för hur en osäkerhetsbedömning för en enskild kvalitetsfaktor kan göras ges i kapitel 4.1.2 i bedömningsgrunderna (NV 2007:4). I bilaga 1aA Tabell 6. Sammanställning av typfall för tillförlitlighetsklassificering för Särskilda förorenande ämnen. Klass Typfall A Mycket bra Mätvärden finns med bra mätfrekvens. Övervakningsstationerna är representativa för hela vattenförekomsten Resultatet från påverkansanalysen stämmer väl överens med mätvärdena. Starkt överskridande av gränsvärde (mer än 30 % över värdet). B - Bra Övervakningsfrekvensen är låg men variationen är låg bland de mätningar som gjorts. Bedömningen baseras på data från tidigare år. Övervakningsstationerna är representativa för hela vattenförekomsten. Alternativa klassgränser 1 för andra matriser än den mest optimala har använts och mätningar pekar åt samma håll. I denna klass hamnar vattenförekomster som klassats utifrån säker extrapolering, dvs. bra mätserier uppströms och nedströms med låg variation. Överskridande av gränsvärde (10 % över gränsvärdet). C- Medel Det finns få mätvärden av bra kvalitet eller många som ligger nära klassgränserna. Antalet provpunkter är inte tillräckligt för att ge en tillförlitlig bild av tillståndet i hela vattenförekomsten. Alternativa klassgränser för andra matriser än den mest optimala har använts, men som bygger på statistisk tillståndsfördelning. I denna klass hamnar även vattenförekomster som klassats utifrån extrapolering på en större geografisk nivå än avrinningsområdesnivå. D- Låg Det saknas mätdata inom eller i närliggande vattenförekomster för att göra en klassificering ens med hjälp av extrapolering. Mycket små överskridanden av klassgräns. 1 Effektbaserade eller omräknade från vattenfas. 39

Utvärdering av data SFÄ Innan data kan användas för att klassificera status är det viktigt att en bedömning av datakvalitet och tillförlitlighet görs. Vissa data kan vid första anblicken anses vara tillräckliga, men visar sig vid en djupare analys inte duga för att klassa status med. Kontroll av tillförlitlighet kvalitetskontroll och kontroll av syftet Tveksamma mätvärden måste kontrolleras gentemot källan. Om det visar sig att tillförlitligheten är allt för otillräcklig kan data behöva strykas från underlaget till bedömningen av status. Det är exempelvis relativt vanligt att haltangivelser anges med fel enhet eller enhet för matrisen (t ex mg/l för sediment). Genom att följa nedanstående enkla checklista kan mindre felaktigheter hittas och därmed minskas riskerna för felbedömningar av status. o Stämmer enhet och enhet med matrisangivelsen? µg/l för vatten, mg/kg TS för metaller i sediment, µg/kg TS för organiska miljögifter i sediment och µg/kg vv för biota. Har rätt enhet erhållits vid dataleverans? o Förekommer extremvärden som verkar orimliga i jämförelse med övriga värden? o Anges koordinater? Om inte är lokalen tillräckligt känd eller beskriven så att det går att vara säker på var provet har tagits? o Om data under rapporteringsgränsen förekommer, är rapporteringsgränserna tillräckligt låga för respektive klassgräns? Bedömningsgrund som använts Det är viktigt att man i VISS tydliggör vilken bedömningsgrund som har använts vid statusklassificeringen och att denna finns angiven i referensbiblioteket. Motsvarande gäller om man har använts sig av rapporter eller annat som ligger till grund för den bedömning man gjort. Man ska i VISS även ange vilket referensvärde som använts vid bedömningen: exempelvis fastställd klassgräns eller bedömningsgrund för effektbaserad analys. Uppmätt värde eller klass som du har jämfört med detta referensvärde anger du sedan i motiveringstexten i VISS eller sätter in i fältet för EK-värde/klass/halt. Det är det faktiska värdet som man har använt som ska anges, inte ursprunglig halt om den korrigerats utifrån t.ex. bakgrundshalter. 40

5 Biologiska kvalitetsfaktorer vattendrag 5.1. Påväxt I vattendrag är det vanligt att man använder sig av fastsittande kiselalger för att statusbedöma vattenförekomsten. Kiselalger är ofta den dominerande delen av det s.k. påväxtsamhället, vilket finns på alla ytor och består av en blanding av mycket små växter, djur, svampar och bakterier. Standardmetoden föreskriver att kiselalgsprovet tas från stenar om möjligt, och från makrofyter i andra hand. Det finns en metod att använda sig av hela påväxtsamhället för att bedöma vattenkvaliteten, men i nuläget ingår bara kiselalgsmetoden i bedömningsgrunderna. Kiselalger är goda indikatorer på vattenkvaliteten. Bedömningen görs med hjälp av två index och med hjälp av två stödparametrar. Indexet Indice de polluosensibilité spécifique (IPS) och stödparametrarna Pollution tolerant valves (%PT) och Trophic diatom index (TDI) indikerar näringspåverkan och organisk förorening/belastning av organiskt material. ACID är ett surhetsindex. Indexen fungerar i hela landet med samma referensvärden och klassgränser. Artbestämningen är mycket viktig och är ofta den största felkällan. Närmare beskrivning av hur klassificeringen går till finns i Handboken 2007:4, Bilaga A, kapitel 5 5.1.1. Klassificering I de fall ACID har fallit ut som Surt eller Mycket surt skall det enligt handboken 2007:4 göras en bedömning av om de sura förhållandena beror av antropogen försurning eller inte innan en slutlig statusklassificering kan ske. Detta görs utifrån ph-referensvärdet från MAGIC enligt anvisningarna på sidan 49 i bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag i handboken. Denna korrigering är dock inte relevant att göra för kalkade vatten. ACID surhetsklasserna överförs till statusklasser som visas i tabell 7 och 8 nedan. För att undvika att ACID, s surhetsklasserna blandas ihop med statusklasser får det senare definitionen ACID försurning. Överföringen görs enligt följande: Den surhetsklass vars motsvarande intervall för medel-ph täcker det bedömda referensvärdet för ph motsvarar hög status. Nästföljande surhetsklasser motsvarar god, måttlig, otillfredsställande och dålig status i ordning efter fallande ph-värde. Exempel 1. IPS = Hög ACID = 4,0 =Surt Magic ref-ph = 6,6 Klassgränserna för ACID försurning skulle utifrån referens-ph då bli Nära neutralt = Hög, Måttligt surt = God, Surt = Måttlig och Mycket surt = Otillfredsställande 41

Tabell 7. Bedömning av surhet i vattendrag med hjälp av kiselalger (surhetsindex ACID). Indelningen i fem surhetsklasser. Klasserna visar på olika stadier av surhet och relaterar inte till status. Surhetsklasser Surhetsindex ACID Motsvarar ACID försurning medel-ph (medelvärde av 12 månader före provtagning) Alkaliskt 7,5 7,3 Nära neutralt 5,8-7,5 6,5-7,3 Hög Måttligt surt 4,2-5,8 5,9-6,5 God Surt 2,2-4,2 5,5-5,9 Måttlig Mycket surt < 2,2 < 5,5 Otillfredställande ACID försurning blir alltså Måttlig IPS = Hög Kiselalger sammanvägt blir Måttlig Exempel 2 IPS = Hög ACID = 4,1 =Surt Magic ref-ph = 6,1 Klassgränserna för ACID försurning skulle utifrån referens-ph då bli Måttligt surt = Hög, Surt = God och Mycket surt = Måttlig Tabell 8. Bedömning av surhet i vattendrag med hjälp av kiselalger (surhetsindex ACID). Indelningen i fem surhetsklasser. Klasserna visar på olika stadier av surhet och relaterar inte till status. Surhetsklasser Surhetsindex ACID Motsvarar medel-ph (medelvärde av 12 månader före provtagning) Alkaliskt 7,5 7,3 Nära neutralt 5,8-7,5 6,5-7,3 Måttligt surt 4,2-5,8 5,9-6,5 Hög Surt 2,2-4,2 5,5-5,9 God Mycket surt < 2,2 < 5,5 Måttlig ACID försurning 42

ACID försurning blir alltså God IPS = Hög Kiselalger sammanvägt blir God 5.1.2 Expertbedömning Bedömningsgrunderna för kiselalger fungerar relativt väl varför expertbedömning i de flesta fall inte behöver göras. Det kan dock vara bra att titta på referensvärdet för fosfor, om detta referensvärde indikerar att det är naturligt näringsrikt kan det finnas skäl att justera referensvärdet för IPS. Det rekommenderas dock att man tar kontakt med de som gjort kiselalgsanalyserna för att diskutera utfallet mer i detalj då IPS kan visa låga värden vid exempelvis förorening. Det har dessutom visat sig att IPS inte alltid kan påvisa höga metall- eller pesticidhalter och att värdet blir högt även om förorening föreligger. Därför bör man göra en notering av taxaantalet och diversiteten då dessa kan indikerar sådana påverkan. Det pågår ett arbete inom WATERS med att införa dessa parametrar i bedömningen och en preliminär indikator finns redan nu framtagen (rapport Kahlert 2012). Se mer om denna indikator under rubriken Särskilda förorenande ämnen. Kiselalgssamhällen i naturligt sura och antropogent försurade vattendrag skiljer sig inte mycket åt. Det finns dock två taxa som ganska tydligt indikerar skillnaden: Eunotia exigua (Brébisson & Kützing) Rabenhorst främst förekommer i försurade vattendrag medan Eunotia incisa W. Smith & W. Gregory främst förekommer i naturligt sura vattendrag. Dessa två taxa kan användas vid expertbedömningen av försurning. 5.2. Bottenfauna Bottenfaunan är en viktig indikator på miljön i vattnet och på/i bottnen i akvatiska miljöer. Bottenfauna består ofta av insektslarver, maskar, snäckor och musslor som fångas i såll och håvar. Bottenfaunan används som biologisk kvalitetsfaktor i sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. Provtagningsmetodik och parametrar varierar dock mellan vattenkategorierna. Generellt används fångsten till att räkna ut olika index som bland annat baseras på hur många arter det finns som tål låga syrehalter jämfört med dom som kräver mycket syre. I rinnande vatten är dock oftast tillgången på syre god trots hög näringspåverkan. I vattendrag ingår parametrarna ASPT för kvalitet, DJ-index för övergödning och Multimetric Index for Stream Acidification (MISA) för försurning. Principerna för ASPT index beskrivs ovan under sjöar. 43

DJ-indexet är ett multimetriskt index för eutrofiering som är uppbyggt av fem enkla index. De indexen är antal taxa av dag-, bäck- och nattsländor, andelen kräftdjur, andelen dag-,bäck- och nattsländor, ASPT och Saprobie-index enligt Zelinka och Marvan. MISA är ett försurningsindex som byggs upp av sex enkla index. Indexen som ingår är antal familjer, antal taxa snäckor, antal taxa av dagsländor, kvoten mellan andelen dagsländor och andelen bäcksländor, AWIC-index samt andelen sönderdelare (shredders). Närmare beskrivning av metod, beräkning av indexet och artlistor med indikatorvärden finns i Handbok 2007:4, bilaga A, kapitel 7. 5.2.1. Klassificering För MISA ska det enligt handboken göras en korrigering av referensvärdet i de fall MISA har fallit ut som Måttlig eller sämre status. I de fall artantalet har fallit ut som Surt, Mycket surt eller Extremt surt skall det enligt handboken 2007:4 göras en bedömning av om de sura förhållandena beror av antropogen försurning innan en statusklassificering kan ske. Detta görs utifrån ph-referensvärdet från MAGIC enligt sambanden i figuren på sidan 74 i bedömningsgrunderna. Denna korrigering är dock inte relevant att göra för kalkade vatten. Observera också att det för MISA bara är en fyrgradig skala, sätt klassen Otillfredsställande i VISS om det är Mycket surt (=Otillfredsställande eller Dålig status) enligt bedömningsgrunderna. 5.2.2. Expertbedömning Många konsulter ger numera färdiga expertbedömningar på hur bottenfaunan indikerar påverkan från olika miljöproblem. Man kan använda dessa som stöd till klassificeringen. I Medin m.fl. (2009) finns en gedigen genomgång av expertbedömning av bottenfauna. 5.2.3. Flodpärlmussla Uppgifter om flodpärlmussla kan användas för att expertbedömning av kvalitetsfaktornivån bottenfauna. Klassificeringen anges direkt under kvalitetsfaktorn Bottenfauna i VISS (se figur 13). Figur 13. Skärmdump från VISS som visar på vilken nivå expertbedömning med hjälp av flodpärmussla ska anges. 44

Musselstatus bör vara inventerad under de senaste 10 åren med standardiserad metod enligt undersökningstyp Stormusslor med metoden Statusbeskrivning och övervakning av flodpärlmussla (Margaritifera margaritifera) eller Enkel statusbeskrivning av flodpärlmussla (Margaritifera margaritifera), eller motsvarande äldre undersökningsmetodik. Följande klassgränser kan användas vid expertbedömning: Hög status bottenfauna: Population > 500 individer och >20% av musslorna är <50 mm God status bottenfauna: Population > 500 individer och musslor <50 mm funna. Eller population <500 individer med fler än 10% < 50 mm. Måttlig status bottenfauna: Population endast bestående av individer >50 mm. Eller bestånd som dokumenterat försvunnit. Då flodpärlmussla endast är ett stöd för expertbedömning och ingen egen parameter har bedömningen gjorts att det räcker med en tregradig skala där God-Måttlig-gränsen är det viktigaste. 5.3. Fisk I vattendrag används vattendragsindex (VIX). Detta index består av de sju parametrarna: Sammanlagd täthet av öring och lax. Andel toleranta individer. Andel individer som leker på grus och sten (lithofila). Andel toleranta arter. Andel intoleranta arter. Andel laxfiskarter som reproducerar sig på lokalen. Simpsons diversitetsindex. Parametrarna kan kombineras olika för att indikera olika sorters påverkan. De första sex parametrarna tillsammans indikerar generell påverkan, 1, 3, 5 och 6 indikerar surhet och/eller morfologisk påverkan och 1, 2, 4 och 7 indikerar hydrologisk påverkan. I handbokens bilaga A tabell 9.1 finns en förteckning över förekommande fiskarter med klassificeringar som intolerant, lithofil, tolerant och laxfisk (Handbok 2007:4). Provtagning av fiskbeståndet görs med standardiserat elfiske. Fiskemetoden lämpar sig bäst för stationär fisk och fungerar främst för laxfiskar. Förutom fiskeresultat behövs ett antal omgivningsvariabler, till exempel, avrinningsområdesstorlek, andel sjö, avstånd till närmaste sjö, höjd över havet, lutning med flera. Fiskeriverkets sötvattenlaboratorium utför klassificering av kvalitetsfaktorn fisk i vattendrag om fiskeresultat och omgivningsfaktorer ställs till deras förfogande digitalt. 45

Metoden och tillvägagångssätt är närmare beskrivet i Handboken 2007:4, bilaga A, kapitel 9. Se även information om utbildning i bedömning av ekologisk status med avseende på fisk i sjöar i kapitel 3.4. 6 Fysikalisk kemiska kvalitetsfaktorer - vattendrag 6.1. Allmänna förhållanden Fys-kem Klassificering görs utifrån principen sämst styr, dvs. den lägsta klassificeringen av underliggande kvalitetsfaktorer styr klassificeringen av Allmänna förhållanden. För sjöar och vattendrag är syrgas, ljusförhållanden, näringsämnen och försurning underliggande kvalitetsfaktorer. Se även kapitel. 2.3. 6.1.1. Näringsämnen För vattenförekomster där data för näringsämnen finns I bedömningsgrunderna för vattendrag rekommenderas att en medelhalt av totalfosfor beräknas för en 3-årsperiod i syfte att minska påverkan av mellanårsvariation. I de fall då det finns få mätvärden eller om variationen mellan åren är stor kan det finnas skäl att använda data motsvarande en förvaltningscykel, det vill säga 6 år. Data bör då i första hand vara från tidsperioden 2007-2012. Beräkna medelvärde utan flödesviktning. Referensvärde Medelvärde för Ca, Mg, Cl och absorbans beräknas för perioden 2007-2012. Beroende på om data för baskatjoner finns eller inte beräknas referensvärde med den första eller andra formeln på sidan 108 i bedömningsgrunderna. Observera att man inte kan sätta in lägre värden en 1 m på höjd över havet. I avrinningsområden med mer än 10% jordbruksmark ska även % jordbruksmark och P jo tas fram så att ref-p jo kan beräknas enligt formeln överst på sidan 109 i BG. Andelen jordbruksmark (A jo ) fås från S-Hype för hela avrinningsområdet. P jo tas från Faruks tabell. Denna tabell och även en shapefil där tabellen kopplats till delavrinningsområdena finns att ladda ner som bilaga 1aB. Om det i avrinningsområdet finns flera delavrinningsområden med olika P jo -värden beräknas ett viktat medelvärde enligt formeln Pjo = Area Ajo Pjo (Area Ajo) 46

I den uppdaterade versionen av bilaga 1aB finns numera dessa en kolumn för dessa värden färdigberäknade både i excelfilen och i Shapefilen (se figur 14). område Area (km 2 ) A jo (%) P jo (µg/l) Area*A jo *P jo Area*A jo 1 10 50 75 37500 500 2 20 40 60 48000 800 3 15 10 50 7500 150 Viktat P jo 64 summa 93000 1450 Figur 14. Exempel för ett område med tre delavrinningsområden. Använd gärna mallen för referensvärdesberäkningar som finns på sharepoint (se bilaga 1bC). Det är viktigt att göra en rimlighetsbedömning av det framräknade referensvärdet. Särskilt om mycket av jordbruksmarken finns uppströms större sjö med väl fungerande retention kan man när man skall räkna fram referensvärde för vattendraget nedströms sjön använda sig av RefP= RefP ujo + (100-Re)*(RefP jo -RefP ujo )/100 där Re är retentionen i sjön i procent, och ujo och jo står för referensfosforvärden utan respektive med jordbruksviktning. Sambandet innebär att exempelvis att om retentionen är 0 blir referensvärdet samma som RefPjo och om retentionen hade varit 100% blir RefP= RefPujo, med linjärt samband däremellan. Klassificering Observera att tilläggskriteriet för Hög status ( och tot-p<12,5 µg/l ) togs bort i tillägget till bedömningsgrunderna NFS 2010:12. För vattenförekomster där data på näringsämnen saknas Se motsvarande avsnitt för sjöar. Vattenddrag som faller ut som mindre än God status enligt S-Hype skall verifieras genom provtagning av näringsämnen och biologisk provtagning, tex kiselalger. 6.1.2. Försurning Se bedömning för sjöar. 6.1.3. Särskilda förorenande ämnen Se bedömning för sjöar. 47

7 Hydromorfologiska kvalitetsfaktorer sjöar och vattendrag Klassificeringen av de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna har skett genom nära samverkan mellan länsstyrelserna och vattenmyndigheterna under vägledning av Havs- och vattenmyndigheten (HaV). Flera av de hydromorfologiska parametrarna har klassificerats nationellt, dels genom det s.k. VMHyMo-projektet 2, dels av SMHI. Klassificeringen av de hydrologiska parametrarna är till övervägande del utförd av SMHI och kvalitetssäkrad av länsstyrelserna. De hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna för sjöar och vattendrag utgörs av de tre faktorerna: konnektivitet, hydrologisk regim och morfologiskt tillstånd. Konnektivitet är ett mått på möjligheten för vattenlevande organismer eller landlevande organismer, med del av sin livscykel i vatten, att förflytta sig upp- och nedströms i vattendrag eller längs grunda områden i sjöar. Följden av bristande konnektivitet är att fiskar och andra vattenlevande arter inte längre kan röra sig fritt i vattensystemet. Konnektiviteten bedöms om möjligt utifrån vilka fiskarter med vandringsbehov man hittat i vattenförekomsten, i förhållande till vilka arter som borde finnas. De flesta fiskarter har ett behov av att vandra och vandrar mellan flera ytvattenförekomster under del av sin livscykel. Vid bedömning av konnektivitet är den sämsta parametern utslagsgivande (figur 1). Hydrologisk regim i vattendrag beskrivs av det hydrologiska tillstånd en vattenförekomst har med avseende på flödesvolym, flödesdynamik och tillgänglig flödesenergi. Flödesvolymen bestämmer vilken utbredning akvatiska habitat kan ha och därmed var de vattenlevande organismerna kan leva. Flödesdynamiken beskriver hur vattnets flöde varierar över tiden mellan låg-, medel- och högvattenföring. Flödesenergi är ett mått på kraften i det flödande vattnet som påverkar morfologin i vattendraget och skapar olika vattenmiljöer att leva i. Vid bedömning av hydrologisk regim är den sämsta parametern utslagsgivande, eftersom det räcker att en parameter är sämre än god för att det ska få omfattande negativa konsekvenser för biologin i vattnet (figur 1). Vilka parametrar som ingår i kvalitetsfaktorn framgår av tabell 1. Morfologiskt tillstånd är förenklat en beskrivning av de fysiska förhållanden som råder i en vattenförekomst och hur de avviker i förhållande till ett referenstillstånd med ingen eller mycket lite mänsklig påverkan. Morfologiskt tillstånd beskrivs av de underliggande parametrarna: vattendragsfårans form, vattendragets/sjöns planform, vattendragsfårans/sjöns bottensubstrat, död ved i vattendraget, strukturer i vattendraget/sjön, vattendragsfårans kanter, vattendragets/sjöns närområde samt svämplanets strukturer och funktion. Vid bedömning av 2 VMHyMo ett samverkansprojekt för att genomföra hydromorfologisk klassificering i sjöar och vattendrag, dnr 537-2599-15 48

kvalitetsfaktorn morfologiskt tillstånd tas medelvärdet av de klassificerade parametrarna (FIGUR 1), vilka framgår av tabell 1. Figur 1. Flödesschema för de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna (från HVMFS 2013:19). SJÖAR Tabell 1. Hydromorfologiska kvalitetsfaktorer Kvalitetsfaktor Parameter HVMFS 2013:19 Konnektivitet Längsgående konnektivitet i sjöar 5.2 Konnektivitet till närområde och svämplan kring 5.3 Hydrologisk regim Vattenståndsvariation i sjöar 6.3 Avvikelse i vinter- eller sommarvattenstånd 6.4 Vattenståndets förändringstakt i sjöar 6.5 Morfologiskt tillstånd Förändring av sjöars planform 7.3 Bottensubstrat i sjöar 7.4 Strukturer på det grunda vattenområdet i sjöar 7.5 Närområdet runt sjöar 7.6 Svämplanets strukturer och funktion runt sjöar 7.7 VATTENDRAG Konnektivitet Konnektivitet i uppströms och nedströms riktning i 2.2 vattendrag Konnektivitet i sidled till närområde och svämplan i 2.3 vattendrag Hydrologisk regim Specifik flödesenergi i vattendrag 3.2 Volymsavvikelse i vattendrag 3.3 Flödets förändringstakt i vattendrag 3.4 Vattenståndets förändringstakt i vattendrag 3.5 Morfologiskt tillstånd Vattendragsfårans form 4.2 Vattendragets planform 4.3 Vattendragsfårans bottensubstrat 4.4 Död ved i vattendrag 4.5 Strukturer i vattendrag 4.6 Vattendragsfårans kanter 4.7 Vattendragets närområde 4.8 Svämplanets strukturer 49 och funktion i vattendrag 4.9

7.1. Generella principer vid klassificeringen 7.1.1. Avrundning 3 till olika statusklasser Vid bedömning av status för de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna har följande princip använts för avrundning, vilket är ett förtydligande av vad som står i HVMFS 2013:19: Dålig status (1): 1 till < 1,5 Otillfredsställande status (2): 1,5 till < 2,5 Måttlig status (3): 2,5 till <3,5 God status (4): 3,5 till < 4,5 Hög status (5): 4,5 till 5,0 7.1.2. Bedömning av tillförlitlighet4 Vid tillförlitlighetsangivelse ska tillförlitlighetsklass C användas generellt för de GIS-analyser eller modelleringar som genomförts nationellt (tabell 1). Om det finns en visuell bedömning används tillförlitlighetsklass B. Vet man helt säkert utifrån fältinformation att det till exempel finns ett definitivt vandringshinder, ska man sätta tillförlitlighetsklass B. Om man har vetskap om ett partiellt vandringshinder där passerbarheten är svårbedömd eller om informationen är gammal och svår att verifiera med t.ex. fjärranalys, bör tillförlitlighetsklass D användas. Tillförlitligheten i den hydromorfologiska klassificeringen avgör om man kan sänka ekologisk status med stöd av denna eller inte. Om t.ex. den hydromorfologiska klassificeringen visar på dålig status med en låg tillförlitlighet (C eller D), samtidigt som den biologiska klassificeringen visar på god status med en hög tillförlitlighetsgrad (A eller B) är det svårt att motivera en sänkning av den ekologiska statusen med stöd av hydromorfologiska kvalitetsfaktorer 5. 3 HyMo-frågestund den 11 oktober 2013, under vägledning från HaV. 4 HyMo-frågestund den 11 oktober 2013, under vägledning från HaV. 5 HyMo-frågestund den 18 oktober 2013, under vägledning från HaV. 50

Tabell 1: Vägledning kring vilka tillförlitlighetsklasser som bör anges. Tillförlitlighetsklass A B C D Grad av tillförlitlighet Mycket bra tillförlitlighet Bra tillförlitlighet Medel tillförlitlighet Låg tillförlitlighet Vägledning för hydromorfologi Relevanta mätdata tillsammans med fältkartering för hydromorfologiska parametrar finns tillgänglig för aktuell VF. Data från skrivbordsanalys/gis finns tillgängligt och har kunnat verifieras med viss kartläggning i form av stickprovskontroller, alt. biotopkartering e.d. Data från skrivbordsanalys/gis men har inte kunnat verifieras med fältdata/stickprov. Endast information om drivkrafter och hydromorfologiska förändringar har endast kunnat verifieras gm samband mellan drivkrafter och påverkanstryck, alt. gammal info. 7.1.3. Sammanvägning av parametrar per kvalitetsfaktor De hydromorfologiska parametrarna ska sammanvägas inom respektive kvalitetsfaktor, enligt figur 1, bilaga 3, i HVMFS 2013:19. Underparametrar till de tre kvalitetsfaktorerna konnektivitet, hydrologisk regim och morfologiskt tillstånd ska sammanvägas enligt följande principer: Konnektivitet sämst underparameter styr Hydrologisk regim sämst underparameter styr Morfologiskt tillstånd medelvärde av de bedömda underparametrar De tre kvalitetsfaktorerna konnektivitet, hydrologisk regim och morfologiskt tillstånd ska inte sammanvägas. I VISS finns en övergripande rubrik för hydromorfologi: Hydromorfologi cykel III 2015-2021. Denna huvudrubrik finns endast i VISS av administrativa skäl inför rapporteringen till EU och ingen sammanvägning mellan de tre kvalitetsfaktorerna ska ske. 51

7.1.4. Hur hydromorfologisk klassificering kan påverka den ekologiska statusen Om de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna indikerar måttlig status/potential eller sämre, får man sänka den ekologiska statusen till måttlig status, under förutsättning att en rimlighetsbedömning och utredning genomförs (2 kap. 9 och 12 HVMFS 2013:19). Följande principer bör tillämpas vid den slutliga bedömningen av ekologiska status, utifrån klassificeringen av de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna 6 : Om någon av kvalitetsfaktorerna konnektivitet/hydrologisk regim/morfologiskt tillstånd har DÅLIG status kan ekologisk status inte vara GOD sätt måttlig ekologisk status generellt. Detta ska tydligt motiveras i en s.k. rimlighetsavvägning och via en utredning enligt 2 kap. 9 och 12 HVMFS 2013:19. Om någon av kvalitetsfaktorerna konnektivitet/hydrologisk regim/morfologiskt tillstånd har OTILLFREDSSTÄLLANDE status är det inte troligt/rimligt att ekologisk status är GOD sätt måttlig ekologisk status generellt. Detta ska tydligt motiveras i en s.k. rimlighetsavvägning och via en utredning enligt 2 kap. 9 och 12 HVMFS 2013:19. Om någon av kvalitetsfaktorerna konnektivitet/hydrologisk regim/morfologiskt tillstånd har MÅTTLIG status finns möjlighet att ekologisk status är GOD eftersom det finns utrymme i systemet att tåla viss påverkan (strukturer och funktioner är goda) sätt måttlig ekologisk status generellt om det INTE finns biologidata som är representativt. Detta ska tydligt motiveras i en s.k. rimlighetsavvägning och via en utredning enligt 2 kap. 9 och 12 HVMFS 2013:19. Man ska göra en rimlighetsbedömning av ekologisk status ända från morfologisk parameternivå. Till exempel kan en klassificering av parametern bottensubstrat (4.4) som visar dålig status genom fältdata sänka ekologisk status, även om övriga morfologiska parametrar är goda eller högre. Detta kan göras om tillförlitligheten är hög (A eller B) hos den parameter som man väljer ska sänka den ekologiska statusen. Observera att parametern måste vara relevant i relation till referensförhållanden (till exempel morfologisk typ). Medelvärde ska användas om indata för alla parametrar har samma tillförlitlighetsklass. Om de hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna visar olika status, gäller principen sämst styr när man gör den slutliga bedömningen av ekologisk status med stöd av hydromorfologin. 6 HyMo-frågestund den 18 oktober 2013, under vägledning från HaV. 52

7.2. Klassificeringar utförda inom VMHyMo-projektet Under hösten 2013 tillsatte Vattenmyndigheten en projektgrupp för att genomföra kartläggning av hydromorfologiska parametrar genom det s.k. VMHyMo-projektet 7. En nationell projektgrupp, VMHyMo, bildades med representanter från de fem vattenmyndigheterna och länsstyrelsernas beredningssekretariat. Representanterna från beredningssekretariaten utgjorde den nationella arbetsgruppen, LSTHyMo. Projektgruppen hade under hela projektet kontakt och stöd från Havs och vattenmyndigheten som gett handledning av de nya bedömningsgrunderna 8, som under denna period höll på att arbetas fram. Klassificeringen är därmed genomförd utifrån Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS 2013:19). Projektmålen var att genomföra den kartläggning, analys och klassificering av hydromorfologiska parametrar av sjöar och vattendrag enligt kraven i Ramdirektivet för vatten 9 och svensk lagstiftning 10. Genom projektet erhölls en enhetlig och övergripande kartläggning/analys och klassificering av några av de hydromorfologiska parametrarna. Projektet kunde genom nationella GIS-analyser klassificera följande hydromorfologiska parametrar (inom parentes är rubriknummer i föreskriften HVMFS 2013:19): Vattendragets närområde (4.8) Svämplanets strukturer och funktion i vattendrag (4.9) Närområdet runt sjöar (7.6) Svämplanets strukturer och funktion runt sjöar (7.7) Inom projektet genomfördes ytterligare GIS-analyser för att utifrån vetskap om fysisk påverkan söka genomföra indirekta klassificeringar. Bristande kvalitet på nationella databaser samt stor variation i kvalitet på indata från länsstyrelserna omöjliggjorde dock nationella klassificeringar utifrån påverkanstryck. Det som kunde levereras var GIS-skikt för vissa län avseende markavvattning och flottleder (figur 1), samt en databas över vandringshinder Vandringshinderdatabasen. 7 VMHyMo-projektet är ett gemensamt projekt inom VM 5, som genomfördes under 2013, och som är ett samarbete mellan vattenmyndigheterna, länsstyrelsen och Havs- och vattenmyndigheten för att genomföra statusklassificering av hydromorfologiska parametrar. 8 Bilaga 3, 2013:19, Havs- och vattenmyndigheten föreskrifter om klassificering och Miljökvalitetsnormer avseende ytvatten. 9 EUROPAPARLAMENTETS OCH RÅDETS DIREKTIV 2000/60/EG av den 23 oktober 2000 10 Förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön 53

Figur 1 b. Figur 1 a. Markavvattning Översikt över inom vilka län som markavvattningsföretag (linjer) har analyserats i projektet Figur 1b. Översikt över flottleder som tidigare sammanställts från tillgängliga historiska arkiv (Törnlund 2006). Blå färg visar vattendrag som kunnat kopplas till en vattenförekomst enligt SVAR 2012:2. Röd färg visar vattendrag där kopplingen är osäker på grund osäkerhet i indata. 54