Transcript Miljøfaglige utredninger i Barduvassdraget ifbm. vilkårsrevisjon for

.
Rapport 2012-05
Miljøfaglige utredninger i
Barduvassdraget ifbm.
vilkårsrevisjon for
Altevassreguleringen
Øyvind Kanstad-Hanssen
Terje Bongard
Rapport nr.
2012-05
Antall sider - 30
Tittel -
Miljøfaglige utredninger i Barduvassdraget ifbm vilkårsrevisjon for
Altevassreguleringen.
ISBN- 978-82-8312-026-4
Forfatter(e) -
Øyvind Kanstad-Hanssen og Terje Bongard*
* Norsk institutt for naturforskning
Oppdragsgiver - Statkraft Energi AS.
Referat:
I 2009 utarbeida Statkraft et revisjonsdokument som oppsummerte status for vassdraget basert på
undersøkelser utført frem til 2007. I vår utredning oppsummeres nye undersøkelser utført i tidsrommet 20072011. Dette omfatter tradisjonelt prøvefiske i Altevatn, samt tilleggsundersøkelser knytta til genetiske
kartlegginger av ørretpopulasjonene tilknytta innsjøen. Utredninger vedrørende kultiveringsalternativer, og
mulig stamfiskproduksjon oppsummeres også. I Innsetdammen fortsatte overvåkinga av gjenoppbygginga av
røyebestanden, og to runder med prøvefiske har blitt utført etter 2007. I Barduelva er det utført
begroingsundersøkelser, og elva har inngått i et prosjekt med fokus på effektkjøring og raske
vannstandsendringer - begge arbeider som oppsummeres i vår utredning. I 2011 ble det utført forsøk med
slipp av ulike vannføringer fra Innsetdammen for å belyse virkninger av eventuelt minstevannslipp i
vassdraget.
Magasinrestriksjoner i Altevatn, med krav om fylling til minimum kote 486 i perioden 10/7- 1/10, har blitt utreda,
og blir vurdert å ha betydelige gevinster for båttrafikken mens gevinstene for ferskvannsbiologi er vanskelig å
kvantifisere ut fra dagens kunnskapsstatus mht. artsinventaret i innsjøen.
Minstevannføring som miljøkonsekvensvurderinger skal basere seg på er utreda for Østerdalselva/Barduelva,
Straumsli-tverrelva, Salvasskarelva og Mouldajohka. I Østerdalselva/Barduelva anbefales en differensiert
3
3
3
løsning med 0,5-1 m /s eller 1-2 m /s ovenfor Straumsmo og 10-12 m /s nedstrøms Straumsmo. I Straumslitverrelva vurderes den foreslåtte vannføringa som unødvendig stor, og anses i begrensa omfang å gi gevinster
for bunnfauna og spesielt liten gevinst for fisk. I Salvasskarelva vurderes et slipp av minstevannføring i liten
eller ingen grad å gi gevinster for fisk og bunndyr. I Mouldajohka vurderes den foreslåtte vannføring og primært
ha betydning helt øverst i elva, men gevinsten for fisk kan i liten grad vurderes uten befaringer av elva.
Konsekvensene av endra kjøremønster i Barduelva vurderes primært å være knytta til bunnfauna, og har
medført både lavere produksjon og lavere diversitet. Dette har hatt en direkte effekt for fiskebestandene som i
dag med stor sannsynlighet har lavere produksjon enn tidligere.
Effekter og gevinster av en minimumsvannføring og mer stabil vannføring nedstrøms Straumsmo vurderes å
kunne øke bunndyrproduksjonen og derigjennom også styrke fiskeproduksjonen i elva.
Vi argumentere for en helhetlig løsning for slipp av minstevannføring, som både tar hensyn til biologiske krav
og minimering av produksjonstap. Vi anbefaler en løsning basert på et lavt minstevannslipp i øvre del av elva med bunnfauna som prioritet, og en større vannføring nedstrøms Straumsmo kraftverk for å ivareta bunnfauna
og derigjennom fiskesamfunnet videre nedover elva. For å oppnå maksimal effekt i nedre del av elva bør også
biotoptiltak vurderes.
Lødingen/Trondheim, mai 2012
Postadresse : postboks 127
8411 Lødingen
Telefon :
75 91 64 22 / 911 09459
E-post :
[email protected]
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Forord
Innhold
Denne rapporten gir en oppsummering av
limniske
undersøkelser
gjennomført
i
Barduvassdraget
etter
at
Statkrafts
vilkårsrevisjonsrapport ble ferdigstilt i mars
2009. I tillegg utredes forhold knytta til
magasinrestriksjoner i Altevatn og til
minstevannsføringer i øvre del av Divielva, i
Salvasskarelva,
Straummsli-tverrelva
og
Barduelva /Østerdalselva.
Forord
2
1. Innledning
3
2. Område- og reguleringsbeskrivelse
4
3. Oppsummering av gjennomførte
undersøkelser i vassdraget
3.1 Altevatn
3.2 Innsetdammen/Veslevatn
3.3 Bunndyr i Barduelva
3.4 Begroingsundersøkelser i Barduelva
3.5 Prøveslipp i Barduelva
3.6 Miljøkonsekvenser av raske vannstandsendringer
5
Utredningen tar utgangspunkt i utførte
undersøkelser, og det har ikke blitt utført nye
undersøkelser som grunnlag for utredningen.
Sjur Gammelsrud har vært kontaktperson hos
oppdragsgiver, og vi takker Statkraft Energi
AS for oppdraget.
Øyvind K. Hanssen
Ferskvannsbiologen AS
Terje Bongard
NINA
5
7
8
9
10
12
4. Tilleggsutredninger
4.1 Magasinrestriksjoner i Altevatn effekter og gevinster for ferkvannsbiologi og båtferdsel.
4.2 Effekter og gevinster av ulike krav til
minstevannføring
4.2.1 Østerdalselva/Barduelva
4.2.2 Straumsli-tverrelva
4.2.3 Salvasskarelva
4.2.4 Mouldajohka (Divielva)
4.3 Miljøkonsekvenser av forskjellen på
dagens og tidligere kjøremønster i
Straumsmo kraftverk
4.4 Effekter og gevinset av økt og mer
stabil vannføring nedstrøms
Straumsmo kraftverk
4.5 Estimering av kostnader for gjennomføring av biotopjusterende tiltak
14
14
5. Diskusjon og helhetlig vurdering
26
6. Litteratur
29
side
15
16
18
19
19
20
23
24
2
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
1. Innledning
Altevatn ble i 1957 tillatt demt opp og regulert i forbindelse med kraftproduksjon i Innset kraftverk
(Kronprinsregentens res. av 13.06.1957). Samtidig ble også Salvasskarelva tillatt overført til Altevatn. I
1960 ble øvre del av nedslagsfeltet til Divielva tillatt overført til Altevatn (Kgl.res. av 22.12.1960), og i
1969 ble Straumsli-tverrelva tillatt innført på driftstunnelen til Straumsmo kraftverk (Kgl.res. av
7.02.1069). I ettertid har konsesjonene blitt gjort gjeldende på ubegrenset tid (brev fra OED 30.08.2005 og 11.03.2005), og samtidig ble det gitt adgang til revisjon av vilkårene etter 50 år regnet
fra 13.06.1957.
I 2006 oversendte Bardu kommune krav om revisjon av konsesjonsvilkårene for Altevassreguleringen,
og som Statkraft kommenterte i 2006. I 2007 forelå det en omforent oversikt over de samla kravene, og
NVE iverksatte en vilkårsrevisjon det samme året. På bakgrunn av innkomne krav utarbeida Statkraft i
2009 et revisjonsdokument som har blitt lagt til grunn for den videre revisjonsprosessen.
Siden 2009 har Statkraft fått gjennomført en rekke ulike undersøkelser, som både har vært en
oppfølging av krav oppretta i forbindelse med revisjonen og videreføring av undersøkelser knytta til
eksiterende konsesjonsvilkår. Minstevannføring, erosjon og effektene av endringer i
driftvannføringsregimene fra kraftverkene har stått sentralt i disse undersøkelsene. Ultimo 2011 ble
kunnskapsstatus gjort opp og beslutta samla i en felles miljøkonsekvensutredning.
Statkraft Energi AS ba Ferskvannsbiologen AS og NINA utarbeide en miljøfaglig utredning som:
 Sammenfatter tidligere gjennomførte undersøkelser i vassdraget.
 Vurderer effekter og gevinster for ferskvannsbiologi av ulike krav til minstevannføring, eventuelt
med anbefaling av minstevannføring på elvestrekningene: Østerdals-/Barduelva, Mouldajohka
(Divielva), Straumsli-tverrelva og Salvasskarelva.
 Vurderer effekter og gevinster for ferskvannsbiologi og båtferdsel ved magasinrestriksjon i
Altevatn på 486 moh i perioden 10.07-01.10.
 Vurderer miljøkonsekvensene av forskjellen mellom dagens og tidligere kjøremønster for
Straumsmo kraftverk, og eventuelle negative effekter av dagens kjøring.
 Vurderer effekter og eventuelle gevinster for ferskvannsbiologi av økt og mer stabil vannføring
nedstrøms Straumsmo kraftverk og demping av variabel kjøring av kraftverket, eventuelt med
anbefaling av minstevannføring nedstrøms kraftverket.
 Estimerer kostnader for gjennomføring av biotopjusterende tiltak nedstrøms Straumsmo
kraftverk.
side
3
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
2. Område- og reguleringsbeskrivelse
Altevassreguleringa omfatter oppdemming og regulering av Altevatn med overføring av vann til Innset
kraftverk. I øst er øvre deler av nedslagsfeltet til Divielva (Irgasjaure og Mouldajohka) overført til
Altevatn. I vest føres Salvasskarelva, som renner inn i Østerdalselva om lag 1,5 km nedenfor Altevatn,
inn i Altevatn. Overføringa av Irgasjaure/Mouldajohka til Altevatn medfører redusert vannføring i
Mouldajohka ned til samløpet med Hàvgajohka, mens overføringa av Salvasskarelva tørrlegger omlag
1,2 km av nedre del av Salvasskarelva.
Innset kraftverk har utløp i Innsetdammen/Veslevatn, og elvestrekninga mellom Altevatn og
Innsetdammen er helt tørrlagt. Innsetdammen er inntaksmagasin for Straumsmo kraftverk.
Elvestrekninga mellom Innsetvatn og utløpet av Straumsmo kraftverk (Østerdalselva) er tørrlagt helt
øverst, men vannføringa øker nedover dalen gjennom tilsig fra restfeltet. Straumsli-tverrelva tas inn på
driftstunnelen til Straumsmo kraftverk, og elva tørrlegges over en strekning på nær 3 km.
Straumsmo kraftverk munner ut i Østerdalselva/Barduelva ved nedre Straumsmo (Øverås/Brubakk), og
kjøremønsteret i kraftverket påvirker elva videre ned mot Setermoen og elvemagasinet til Bardufoss
kraftverk. Denne elvestrekninga utgjør om lag 20 km. Om lag 2 km nedstrøms utløpet fra Straumsmo
kraftverk renner Østerdalselva sammen med Sørdalselva. Herfra går elva over til å benevnes som
Barduelva, og avhengig av vannføringa i uregulerte Sørdalselva dempes virkningene av kraftverksdrifta
noe videre nedover Barduelva.
Det henvises til revisjonsdokumentet som ligger på Statkrafts hjemmeside hva angår selve
reguleringen, kraftverk etc.
(http://www.statkraft.no/Images/Scannet%20versjon%20revisjonsdokument%20Altevassreguleringen%20(2)_tcm
10-4694.pdf).
Setermoen
Figur 1 Oversiktskart over Altevass-reguleringen.
side
4
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
3. Oppsummering av gjennomførte undersøkelser i vassdraget
3.1 Altevatn
I 2009 ble det gjennomført prøvefiske som en oppfølging av prøvefisket fra 2002/2003 (KanstadHanssen & Svenning 2008). Resultatene viste at tettheten av røye var noe lavere i 2009 enn i 2002, og
samtidig var andelene av både ungfisk og stor røye høyere i 2009 enn i 2002 (figur 2)(KanstadHanssen, 2010a). Videre var røye gjennomgående av bedre kvalitet i 2009 (figur 3), og veksten til røye
var bedre i 2009 enn i 2002. Utviklingen var stort sett lik i hele innsjøen, og de små forskjellene som ble
registrert støtta ikke opp om at uttaket av røye som starta i 2002 i regi av Villmarksfisk AS hadde
påvirka røyebestanden i målbart omfang. De påviste endringene i røyebestanden ble i hovedsak
vurdert til å være naturlige svingninger i bestanden.
Figur 2 Lengdefordeling av røye fanga under prøvegarnsfiske i Altevatn i 2002 og 2009. Kjønnsmoden hofisk er
markert med sorte søyler, mens kjønnsmoden hannfisk er markert med grå søyler.
Figur 3 Prosentvis fordeling av individer med hvit, lys rød og rød kjøttfarge innen ulike lengdegrupper av røye
fanga under prøvegarnsfiske i Altevatn i 2002 og 2009.
Under prøvefisket i 2009 ble ørekyte for første gang påvist i prøvegarnsfangster fra Altevatn.
Sammenligna med røye av lik størrelse var fangsten av ørekyte nær dobbelt så høy som fangsten av
røye, og i strandsonen var tettheten av ørekyte uttrykt som fangst per garnnatt seks ganger høyere enn
tettheten av røye. Sett i lys av eventuelle videre uttak av røye i regi av Villmarksfisk AS eller
kultiveringstiltak i form av tynningsfiske ble det advart mot responsen fra ørekytebestanden ved lavere
tetthet/konkurranse fra røyebestanden.
I 2009 ble det også utarbeida en utredning av kultiveringsalternativer for fiskesamfunnet i Altevatn
(Kanstad Hanssen, 2010b). Denne utredninga belyste tynningsfiske (teinefiske) og utsetting av stor
ørret som tiltaksform. Basert på tidligere undersøkelser vedrørende fangsteffektivitet ved teinefiske i
Altevatn (Svenning, 1990), innrapporterte fangstrapporter fra Villmarksfisk AS og erfaringer fra
tynningsfiske i flere regulerte innsjøer i Troms (Kanstad Hanssen, 2008), konkluderte utredningen at
tynningsfiske er praktisk gjennomførbart på Altevatn og kan være et kostnadseffektivt tiltak. Utsetting av
side
5
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
stor fisk var lenge ansett som eneste mulige kultiveringstiltak i Altevatn, og siden Altevatn er ansett å ha
en storørret-bestand har følgelig utsetting av ørret blitt prioritert foran røye. Undersøkelser utført i 1997
og 2002 konkluderte at ørret fra Gamasjohka og Barduelva var egna som stamfisk for en eventuell
produksjon av ørret for utsetting i Altevatn, men stamfiskgrunnlaget ble vurdert som svakt (Svenning
et.al., 1998; Westgård, 2002). Som en del av utredningen i 2009 ble det genetiske materialet utvida til å
omfatte også Oustoelva, og nye analyser ble utført på prøvene samla inn i 1997 og 2002. Disse nye
analysene viste at ørret fanga i Gamasjohka, Oustoelva og Barduelva trolig tilhører ulike, genetisk
adskilte populasjoner. Behovet for en stammevis forvaltning ble anbefalt vurdert, og for å avklare om
stor "Altevass-ørret" tilhører en bestemt populasjon ble det anbefalt å samle inn prøver fra stor ørret
fanga i Altevatn.
Utredninga av kultiveringsalternativer understreka at dersom tynningsfiske på røyebestanden skulle
velges som kultiveringsform ville økt kunnskap om status for ørekytebestanden være viktig å
frembringe. En reduksjon i tettheten av røye ville kunne endre konkurranseforholdet mellom røye og
ørekyte, og potensielt medføre en kraftig økning i ørekytebestanden. Videre ble det anbefalt å avklare
eventuell stammetilhørighet hos stor ørret fanga ute i Altevatn, for å sikre at et eventuelt fremtidig
forsterkningstiltak for ørret baseres på individer med ønska genetisk base-line.
I 2010 ble anbefalingene fra utredninga fulgt opp, og et begrensa prøvefiske retta mot ørekyte ble
utført. Samtidig ble rekrutteringspotensialet for ørret og ørekyte kartlagt i alle innløpselver og -bekker
rundt Altevatn. Det ble også organisert innsamling av genetiske prøver fra stor ørret fanga i Altevatn.
Sammenligna med 2009 hadde ørekytebestanden gått kraftig tilbake, og samfunnet av små fisk (<12
cm) som i 2009 var kraftig dominert av ørekyte var i 2010 dominert av røye (Kanstad Hanssen &
Præbel, 2012). Diettanalyser viste at i en øyeblikkssituasjon på høsten var graden av diettoverlapp lav,
men spesielt ble utnyttelsen av linsekreps tatt som indikasjon på et visst konkurranseforhold mellom
røye og ørekyte. Selv om ørekytebestanden hadde gått kraftig tilbake ble bestanden anbefalt overvåka
nøye i forbindelse med et eventuelt tynningsfiske på røyebestanden. Kartlegginga av elver og bekker
rundt Altevatn viste at ørekyte med stor sannsynlighet ikke utnytter elvene som gyte- og
oppvekstområde. Samtidig viste kartlegginga at utenom Oustoelva og Gamasjohka har elvene liten
betydning for rekrutteringa av ørret til Altevatn. Genetiske analyser av stor ørret fanga ute i Altevatn
viste at nær all stor ørret hadde tilhørighet til Oustoelva, og det fremstod dermed som klart at en
eventuell fremtidig produksjon av ørret for utsetting i Altevatn skal baseres på fiskemateriale fra
Oustoelva (figur 4). En estimering med basis i prøver fra ungfisk fanga i Oustoelva og fra stor ørret fra
Altevatn viste i tillegg at antall identifiserbare familiegrupper var høyt nok til at ungfiskforekomsten i
Oustoelva vurderes som genetisk egna som kilde for oppbygging av et stamfiskprogram for Altevatn.
Figur 4 Lengdefordeling av ørret samla inn til genetiske analyser sett i forhold til populasjonstilhørighet.
side
6
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
3.2 Innsetdammen/Veslevatn
Som en følge av en langvarig nedtapping av Innsetvatn i 2002 ble røyebestanden kraftig redusert, og et
prøvefiske i 2003 viste at den relative tettheten av fisk (antall per garnnatt) var kun 1/8 av hva den var i
1998 (tabell 1). Om fangsten ble fremstilt som antall kg per garnnatt var fangsten i 2003 kun 10 % av
fangsten i 1998 (før nedtappinga). Prøvefiske for å overvåke utviklinga i røyebestanden ble deretter
utført i 2004, 2006, 2007, 2008 og 2010 (Kanstad Hanssen, 2012). Fortsatt i 2010 var tettheten av røye
uttrykt som antall 20 % og som biomasse 42 % av hva den var før nedtappinga. Imidlertid viser
resultatene fra siste prøvefiske i 2010 at utviklingen går rett vei, og for første gang siden 2002 ble det
registrert en reell andel av gytefisk (figur 5). De aller fleste (75 %) av røyene større enn 30 cm var
kjønnsmodne, og røye større enn 30 cm utgjorde 25 % av fangsten. I 2007 og 2008 ble det satt ut
teinefanga røye fra Altevatn for å reetablere røyebestanden i Innsetvatn raskere. Disse fiskene ble i
liten grad gjenfanga under prøvefiske i 2008 og 2010, mens rapportene fra annet fiske i Innsetvatn i
noe større grad kunne vise til gjenfangster av utsatt fisk. Ut fra utviklingen i bestanden anbefales ikke
ytterligere utsettinger av røye. Ut fra lengdefordelinga av røye fanga i 2010, og innslaget av
kjønnsmodne hofisk i denne, blir det anbefalt at eventuelt garnfiske frem mot 2013-14 ikke utøves med
maskevidder under 39 mm for å unngå å beskatte for mye kjønnsmoden hofisk
2
Tabell 1 Fangst per garnnatt (antall fisk/100m garn/natt) for røye under prøvefiske i Innsetvatn i 1998, 2003,
2004, 2006, 2008 og 2010.
1998
2003
2004
2006
2007
2008
2010
Antall
Kg
64
6,40
8,1
0,57
4,5
0,93
8,5
0,84
80
11,5
1,23
12,8
1,85
12
1998 n=389
2006 n=41
9
Antall
Antall
60
40
20
6
3
0
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
5
10
15
Lengde (cm)
20
25
30
40
45
50
45
50
45
50
12
2003 n=39
2008 n=72
9
Antall
9
Antall
35
Lengde (cm)
12
6
3
6
3
0
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
5
10
15
Lengde (cm)
20
25
30
35
40
Lengde (cm)
12
12
2004 n=22
2010 n=73
9
Antall
9
Antall
12,9
2,75
6
3
6
3
0
0
0
5
10
15
20
25
30
Lengde (cm)
35
40
45
50
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Lengde (cm)
Figur 5 Lengdefordeling av garnfanga røye fra Innsetvatn/Veslevatn i tidsrommet 1998 til 2010. Kjønnsmoden fisk
er avmerka med grå skravering for hannfisk og sort for hofisk. Garninnsatsen har vært lik alle årene.
side
7
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
3.3 Bunndyr i Barduelva
Fem bunndyrundersøkelser har blitt utført før 2008, først og fremst for å vurdere
forurensningssituasjonen i nedre deler av vassdraget (Aanes & Lindstrøm, 2000; Huru, 1981; Knutzen,
Lingsten, Lindstrøm, Traaen, & Aanes, 1980; R. Larsen, 1975; Traaen, Lindstrøm, & Aanes, 1985).
Materialet i undersøkelsen fra 1975 ble ikke artsbestemt. Undersøkelsene fra 1978 viste at
bunndyrsamfunnet også da hadde generelt lave forekomster. Seks arter døgnfluer og seks arter
steinfluer av vanlig forekommende arter ble funnet. Det dominerende antall steinfluer besto av små
Capnia, i tillegg til en uvanlig stor andel av rovformene Diura nanseni og Isoperla spp. Sammen med
lave antall fjærmygg er dette de samme observasjonene som er gjort i NINAs undersøkelser i årene
2008-2010.
Undersøkelsene fra 1981 var begrensede, men rapporterte hele 12 døgnfluearter og 18 steinfluearter.
Undersøkelsene fra 1984 rapporterte funn av syv vanlig forekommende arter døgnfluer. I denne
undersøkelsen ble det funnet normale forekomster av fjærmygg, omkring 60-70 % av antallet.
Undersøkelsene fra 1998 og 1999 ga de samme vanlig forekommende bunndyrartene, i tillegg til noen
få eksemplarer av døgnfluen Parameletus sp. Arten er tidligere registrert i elva, men er generelt mindre
vanlig i Norge. Undersøkelsene fra 1998 og 1999 viste at bunndyrsamfunnets sammensetning
nedstrøms Setermoen bru hadde lavere forekomster og artsmangfold enn forventet. Forekomstene av
blant annet fjærmygglarver hadde gått tilbake siden 1984 (Aanes & Lindstrøm, 2000).
Sammenholdt med resultatene av NINAs undersøkelser fra 2008, 2009 og 2010 viser dette at det er
registrert til sammen 51 døgn-, stein- og vårfluearter i Altevassdraget, av et anslått forventet artsantall
omkring 61 (tabell 2). Tatt i betraktning at undersøkelsene bare omfatter deler av vassdraget er dette
antallet oppsiktsvekkende høyt. Sju av de 51 artene er nye registreringer (Aagaard & Dolmen, 1996).
Forekomstene av hver art er imidlertid svært lave. Totalt antall dyr per minutt prøve bør gjennomsnittlig
være mellom 300-600 i ei urørt elv. Omtrent uten unntak er antall dyr per prøveminutt generelt langt
under dette i alle undersøkelsene.
side
8
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Tabell 2 Døgn-, stein- og vårfluearter funnet i undersøkelser fra Bardu. Forventede arter for hver av gruppene er
anslått. Arter i rød skrift er nye for området eller fylket (Aagaard & Dolmen, 1996).
Døgnfluer
Vårfluer
Steinfluer
Siphlonurus lacustris
Metretopus borealis
Ameletus inopinatus
Parameletus chelifer
Acentrella lapponica
Baetis rhodani
B. muticus
B. scambus
B. subalpinus
Centroptilum luteolum
Heptagenia dalecarlica
Ephemerella aroni
E.mucronata
Paraleptophlebia sp.
Leptophlebia marginata
Rhyacophila nubila
Glossosoma intermedia
Hydroptila sp.
Polycentropus flavomaculatus
Plectrocnemia conspersa
Brachycentridae sp.
Hydropsyche sp.
Arctopsyche ladogensis
Chaetopteryx villosa
Potamophylax latipennis
Potamophylax cingulatus
Ceraclea sp.
Apatania stigmatella
Apatania zonella
Sum 15 arter
Arcynopteryx compacta
Diura bicaudata
D. nanseni
Isoperla obscura
I. grammatica
Siphonoperla burmeisteri
Taeniopteryx nebulosa
Brachyptera risi
Protonemura meyeri
Amphinemura borealis
A. sulcicollis
Nemoura arctica
N. avicularis
N. cinerea
N. flexuosa
Nemurella pictetii
Capnia atra
C. pygmaea
Capnopsis schilleri
Leuctra fusca
L. hippopus
L. digitata
Sum 22 arter
Forventede arter:
Baetis fuscatus
Ecdyonurus joernensis
Leptophlebia vespertina
Forventede arter:
Amphinemura standfussi
Capnia bifrons
Leuctra nigra
Forventede arter:
Philopotamus montanus
Lepidostoma hirtum
Halesus radiatus
H. digitatus
Sum 14 arter
(Undersøkelsene fra 1984 rapporterer funn av Heptagenia sulphurea. Arten er ikke registrert nord for Søndre
Nordland av andre ennå. Funnet bør derfor verifiseres. Det ble i samme undersøkelse rapportert funn av
Ephemerella mucronata, men dette er ikke tatt med i Limnofauna fra 1996, uvisst hvorfor. Funnet er bekreftet
etter 2008).
3.4 Begroingsundersøkelse i Barduelva
Den første undersøkelsen av begroing i Barduelva ble gjort i 1972 (R. Larsen, 1975). Det rapporteres
her om mye grønnalger som et resultat av forurensninger flere steder. Senere har NIVA utført fysiskkjemiske og biologiske undersøkelser i Målselv-Barduvassdraget 1978, 1984, 1998 og 1999. (Aanes &
Lindstrøm, 2000; Knutzen et al., 1980). I 1978 ble det rapportert dominerende mengder av kiselalgen
Didymosphenia geminata, både i Divielva og i Barduelva (figur 6). Det nevnes i denne rapporten at
«algen danner grågule matter som kan minne om heterotrof begroing (sopp, vår anm.) og gir en elv et
mindre tiltrekkende utseende». Også i undersøkelsene fra 1984 ble den samme dominansen av D.
geminata registrert.
Det har altså i mange år vært observert dominerende algevekst av denne typen i Barduelva, spesielt på
strekningen mellom Straumsmo og samløpet med Sørdalselva. Med bakgrunn i dette ble det
gjennomført nye begroingsundersøkelser i øvre del av Barduelva i 2011 (Dahl-Hansen, 2012).
side
9
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Denne rapporten viser til at artsantall og sammensetning av alger i begroingssamfunnene ser ut til å
være innenfor en ramme som er normal for næringsfattige (oligotrofe) elver i Norge. Didymosphenia
geminata er igjen algen som gir masseoppblomstringer. Kunnskapen er mangelfull om hvilke endringer
i vannkjemiske og fysiske parametre som fører til at D. geminata reagerer slik i sammenheng med
utslipp av vann fra reguleringsmagasin til elver. Rapporten fra 2011 tar forbehold om en eventuell
direkte sammenheng mellom reguleringen i Barduvassdraget og masseveksten av alger. Det er
imidlertid vanlig at omfattende inngrep i økosystemer generelt fører til at enkeltarter eller grupper får
gunstige betingelser og dermed konkurransefortrinn som kan gi store svingninger i forekomster. Større
endringer i leveområdets fysiske forhold kan endre kompliserte mekanismer i økosystemene, og
virkningene av slike endringer er fremdeles dårlig kjent for de fleste biotoper.
Bunndyrundersøkelsene viste at de fleste arter og grupper hadde lave forekomster på og i algemattene
av D. geminata. Substratet under, og i overgangen mellom algen og substratet, ble foretrukket som
leveområder. Unntakene var få, og besto først og fremst av fåbørstemark og en svært lav bestand av
algesugende mikrovårfluer (Hydroptila spp.).
Figur 6 Algematter av Didymosphenia geminata ved Berg, 18.5.2008. Foto: Thomas Halvorsen
3.5 Prøveslipp i Østerdalselva
I forbindelse med gjennomføring av vilkårsrevisjon for Altevassreguleringen ønsket Norges vassdragsog energidirektorat (NVE) ulike tilleggsutredninger på bakgrunn av de krav som er stilt og foreliggende
kunnskapsgrunnlag. Det ble bedt om at prøveslipping av ulike vannmengder fra Innsetdammen skulle
ha prioritet i den videre fremdriften i revisjonsprosessen. I 2011 ble det derfor gjort forsøk med
prøveslipp av ulike vannføringer nedenfor Innsetdammen (tabell 3). Resultater og vurderinger av
forsøkene er rapportert av (Hanssen & Bongard, 2012). Konklusjoner og anbefalinger fra dette arbeidet
presenteres her.
side
10
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Tabell 3 Oversikt over sammenhengen mellom vannføringene i Sørdalselva og ved
Fosshaug bru under de ulike prøveslippene fra Innsetdammen
Dato
31/8
1/9
2/9
4/9
3/9
5/9
Prøveslipp -Innsetdammen
Vannføring - Sørdalselva
Vannføring - Fosshaug
0,5
10,5
15,4
1,01
8,9
17,8
1,75
8,1
15,0
4,02
7,1
15,2
5,36
7,4
16,4
7,76
6,9
18,8
Miljøfaglige utredninger i forbindelse med prøveslippet fokuserte på effekter og eventuelle gevinster
av økt vannføring og vanndekket areal på den til dels tørrlagte strekningen mellom Innsetdammen og
utløpet fra Straumsmo kraftverk, samt nedstrøms utløpet fra Straumsmo kraftverk og nedover
hovedelva. For å vurdere denne nedre strekningen ble også Straumsmo kraftverk stanset i
prøveslipperioden.
For å vurdere virkningene av de ulike vannslippene fra Innsetdammen og optimal størrelse på en
eventuell minstevannføring på strekningen fra Innsetdammen og ned mot Fosshaug ble det valgt ut ni
ulike observasjonspunkter som ble befart på hver vannføring i perioden 31/8-5/9 2011. I tillegg ble hele
vannstrengen fotografert fra helikopter under hver vannføring. Basert på bildeseriene av hele
elvestrengen tatt fra helikopter ble vanndekt areal ved de ulike vannføringene plottet med digitalt
kartverktøy, og endringer i vanndekt areal beregna.
I øvre deler av Barduelva (Østerdalselva) medfører kombinasjonen av fosser/stryk, lav vannføring og til
dels tørrlagte strekninger at elvestrengen ofte deles opp i mange funksjonelt isolerte mindre enheter.
Dette medfører at det flere steder ikke er fri vandring for fisk mellom gyteområder/ungfiskområder,
leveområder for større fisk og dype områder som er viktige for overvintring. På strekninga fra
Innsetdammen og ned til Straumsmofossen utgjør fosser og stryk normalt 5-8 oppvandringshindre for
fisk, og med unntak for flomsituasjoner utgjør flere av disse også nedstrøms vandringshindre på grunn
av svært lav vannføring. Et viktig vurderingskriterium var derfor i hvor stor grad økningene i vannføring
bandt sammen områder som har vært isolerte. For bunnfaunaen utgjør som regel ikke vandringshindre
noe problem for spredninga i elva. Insekter har livssykluser som inneholder flygende stadier, og de
fleste andre organismegrupper kan bevege seg oppstrøms fosser og stryk og kolonisere områder
ovenfor.
Barduvassdraget er dårlig undersøkt når det gjelder ferskvannsorganismer, så det er vanskelig å vite
hvordan naturtilstanden var før regulering. Bekker og tilsig i hele dalen utgjør sannsynligvis refugier og
levesteder for mange av artene som før var til stede i hovedvassdraget. En etablering av kontinuerlig
helårsvannføring ovenfor kraftverksutløpet vil gjenopprette den viktigste biotopen for bevaring av det
ukjente artsmangfoldet i ferskvann i øvre deler av Barduvassdraget.
Reguleringene i forbindelse med utbygginga av Altevatn, og det rådende kjøremønsteret for Innset og
Straumsmo kraftverk, innebærer at elvestrekninga mellom Altevatn og utløpet fra Straumsmo kraftverk
kun har vanntilførsel fra restfeltet nedstrøms Innsetdammen. Videre preges elvestrekninga mellom
Straumsmo kraftverk og Setermoen (Holmen) av døgnreguleringer i Straumsmo kraftverk i om lag halve
året. Dette innebærer at virkningene av et eventuelt minstevannsslipp får ulik effekt oppstrøms og
nedstrøms Straumsmo kraftverk. Mens effektvurderinger av minstevannslipp i øvre del av vassdraget
(oppstrøms Straumsmo kraftverk) tar utgangspunkt i en situasjon der elva i stor grad nå er tørrlagt på
grunn av svært lav restvannføring, må vurderingene i nedre del av elva (nedstrøms Straumsmo
kraftverk) ta utgangspunkt i endringene som oppstår når kraftverket stanser, og hvordan en eventuell
minstevannføring kan avbøte de negative virkningene som da oppstår.
En helhetlig vurdering av den delen av Barduelva som påvirkes av Altevassreguleringa (Altevatn til
Setermoen) tilsier at de største biologiske verdiene ligger i elvestrekninga nedstrøms utløpet av
Straumsmo kraftverk. Denne delen har allerede i dag et verdifullt fiskesamfunn som dessverre etter
side
11
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
hvert har fremstått som trua av at bunnfaunaen er hardt pressa gjennom døgnreguleringene i
kraftverkene (Bongard & Kanstad Hanssen 2010; Kanstad Hanssen 2009). Dette gir i utgangspunktet
grunnlag for å vurdere størrelsen på en minstevannføring med formål å bedre de økologiske forholdene
for fisk og næringsdyr i nedre del av elva.
Generelt kan en si at for bunndyr er effektene av de minste vannslippene viktigere jo nærmere
Innsetdammen en kommer. Fra Straumsli-tverrelva/Solvangkulpen og videre nedover elva vurderes
prøveslippene å ha liten betydning for artsdiversitet og biotopforbedringer eller økninger i antall nisjer.
Selv om kravene til vannføring vurdert ut fra et fiskebiologisk utgangspunkt ligger noe høyere enn for
bunndyr, er det vurdert at virkningen av vannslippene er størst nær Innsetdammen og at større og
større vannføringer må til nedover elva. Det springende punktet i de øvre delene er vintersituasjonen:
Vannføringen må være kontinuerlig. Organismene, verken fisk eller bunndyr, tåler episoder med
tørrlegging eller innfrysing. Hvis det skjer får man heller ingen effekt av en minstevannføring om
sommeren.
I øvre del av elva (ned til Straumsmo kraftverk) ble selv de minste vannmengdene (1/1,75 m3/s) vurdert
til å ha en positiv effekt som kan sikre tilfredsstillende biodiversitet av bunndyr. Hensynet til fisk krever
imidlertid noe større vannmengder, og en reell positiv effekt ble ikke vurdert å inntre før vannføringa
nærma seg 2 m3/s.
Nedenfor Straumsmo kraftverk var effektene av prøveslippene vanskeligere å vurdere på grunn av at
vannføringa fra Sørdalselva og avrenninga fra restfeltet hele tiden var større enn vannmengdene fra
prøveslippene. Til dels varierte vanndekt areal i nedre del av elva i utakt med det faktiske slippet av
vann fra Innsetdammen. På strekningen mellom utløpet fra Straumsmo kraftverk og samløpet med
Sørdalselva ble imidlertid det største prøveslippet (7,76 m3/s) vurdert å ha en tilfredsstillende positiv
effekt. Lengre ned i elva vurderes dog vannføringen å måtte overstige dette nivået for å få positive
effekter for økosystemet i elva. Arealberegningene viste en tilnærmet lineær sammenheng mellom
vannføring og vanndekt areal. Beregningene kan ikke alene gi svar på hva som vil være et fornuftig
innslagspunkt for en eventuell minstevannføring i elva, men beregningene gir rom for en områdevis
vurdering av effekter og virkninger.
3.6 Miljøkonsekvenser av raske vannstandsendringer
Det finnes en rekke studier som viser at raske nedtappinger og fluktuerende vannstander er
problematisk for fisk og andre vannlevende organismer (Halleraker et. al 2007; Harby & Bogen, 2012;
Saltveit et.al 2001). Bunndyrene beveger seg mye saktere enn fisk, og raske vannstandsreduksjoner
har derfor vist seg å ha en negativ innvirkning på bunndyrtetthet (Harby et al., 2004; Stanley,
Buschman, Boulton, Grimm, & Fisher, 1994). Mens eldre fisk i strømsterke områder i høy grad kan
beite på driv som kommer fra permanent vanndekte arealer, viser nyere studier at spesielt årsyngel
som lever nærmere land og i strømsvake områder tar mye bytte fra bunnen (Teixeira & Cortes, 2006).
Biomangfoldet i bunndyrsamfunnene er som regel underestimert som faktor for å opprettholde godt
fiske (Dukowska, Szczerkowska, Grzybkowska, Tszydel, & Penczak, 2007; Gore, Layzer, & Mead,
2001). Biomasse kan heller ikke brukes som direkte mål. Det er ikke alle grupper og arter som er
optimal fiskemat. Bunndyrproduksjonen kan foreligge som fåbørstemark, som er lite tilgjengelig for fisk,
eller som en god bestand av Baetis rhodani, som er attraktiv næring for alle årsklasser av fisk.
Biomassen kan være konsentrert rundt få grupper eller arter som har bestemte vekst- og klekketider,
og dermed bare er tilgjengelig i en del av sesongen. Det er derfor om å gjøre å unngå flaskehalser med
lite mat. Det er i liten grad mulig å foreslå perioder gjennom året som er mindre sårbare. Fisken kan i
liten grad ”stå på vent” til næringsdyr igjen er tilgjengelig. Variasjon, artsmangfold og mengder er de
viktigste forutsetningene for både fisk og bunndyr.
En studie basert på 1200 prøver tatt over mange år viser at artsmangfold og forekomster faller bratt ved
vannhastigheter under 10 cm/sek, ved dyp mindre enn 30 cm og ved økende andel sand i substratet
side
12
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
(Gore et al., 2001). Det er derfor som forventet at de strømkrevende artene i Barduelva har problemer
med å tåle at vannstrømmen stopper helt opp. Veksling mellom stille og strøm gjennom døgnet er de
fleste bunndyrarter ikke evolvert til å takle. Det oppstår problemer med eksempelvis bevegelse,
respirasjon og/eller næringssøk. De viktige Baetis-artene er strømspesialister (Townsend, 1980). Stabilt
stille eller stabil strøm er derfor langt å foretrekke framfor uforutsigbare strømforhold når det gjelder
bioproduksjon og biomangfold.
I tillegg kommer effektene av tørrlegging. De viktigste artene og gruppene næringsdyr er skjøre
organismer som ikke tåler påkjenningen med at vannet blir borte, uansett hvor kort tid det skulle være.
SINTEF antyder en vannstandsenkning på 13 cm/time for at fisk skal kunne unngå stranding (Harby &
Bogen, 2012). Hastigheten bør kanskje være enda lavere for bunndyr, som beveger seg mye saktere
og over kortere avstander enn fisk. For hver økning og senkning av vannstanden vil tettheten av
bunndyr minke på grunn av rekolonisering og påfølgende utdøing av de tørrlagte arealene. Jo
hyppigere vannstandsendringer, jo høyere grad av uttynning av de totale bestandene. Nesten alle
bunndyrarter er ettårige, slik at uttynning ikke lar seg erstatte av nye individer før neste års
egglegginger og klekking. Baetis rhodani har flere kohorter gjennom året, og kan derfor under bestemte
forhold rekolonisere på kortere tid. Rekolonisering er imidlertid blant annet avhengig av voksentetthet,
slik at lave bestander har større problemer med rask rekolonisering på kort sikt.
Straumsmo kraftverk reguleres med effektkjøring, noe som ofte innebærer raske vannstandsendringer
over kort tid. Produksjonen går jevnere gjennom vinteren, men etter 2000 har variasjonen i kjøringen
økt mer gjennom sesongen. Under vårflommen er flomdemping hovedprioritet. Gjennom sommeren er
hovedformålet å fylle Altevatn til vinterens kjørebehov. På høsten tiltar den jevne kjøringen tidligere nå
enn tidligere. Dette skyldes hovedsakelig at det legges is på Barduelva for å hindre isproblemer.
Hovedstrategien for hvordan Straumsmo kraftverk driftes gjennom sesongene vurderes å være relativt
lik nå sammenlignet med tidligere.
Det er de døgn- og timeskontinuerlige endringene i vannføringen som skader økosystemene i elva.
Aggregatene reguleres mer og kraftverket startes og stoppes oftere innenfor døgnet. Dette er drift som
er tilpasset tilsig og forbruksprofil, men som tar lite hensyn til biomangfold og fisk.
Det er derfor knyttet stor interesse til å få avklart hvordan kraftproduksjonen kan gjøres mer skånsom
for å opprettholde det gode fisket i elva. Det biologiske mangfoldet er ikke bare verdifullt i seg selv, men
utgjør næringsgrunnlaget for røye og ørret. Fisket er derfor avhengig av at næringsforholdene er
tilfredsstillende, noe som innebærer at økosystemet i elva må bestå av et variert artsmangfold med
ulike arter næringsdyr fordelt gjennom hele året. Det er strykstrekningene som har langt de fleste
artene, og som derfor utgjør de mest produktive arealene for næringsdyr (Balloch & Jones, 1976). I
Barduvassdraget skulle det derfor i utgangspunktet ligge godt til rette for en god næringsdyrproduksjon,
i og med at artsantallet er høyt. Reguleringer med store vannstands- og vannhastighetsendringer kan
avhjelpes med tiltak, for eksempel terskelbygginger, strømkanaliseringer eller minstevannføringer. Ved
terskelbygging kan fisket bedres ved at bunndyrsamfunnets arter etter hvert blir skiftet ut med arter som
trives i mer stillestående vann.
side
13
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
4. Tilleggsutredninger
4.1 Magasinrestriksjon i Altevatn - effekter og gevinster for ferskvannsbiologi og
båtferdsel
I Statskrafts revisjonsdokument for Altevassreguleringen fremgår det av oversikten over innkomne krav
at det ønskes en fastsettelse av minste fyllingsgrad innenfor en periode på sommeren (krav nr. 8).
Kravet er knytta til båttrafikken på innsjøen, og er spesifisert til å omfatte en vannstand på 486 moh. i
perioden 10/7-1/10. Når vannstanden er lavere enn 486 moh. vanskeliggjøres ferdsel med båt i
området Solli-damman/Personbukta. Videre påvirkes adkomsten inn i Gjeddebukta, som kanskje er det
viktigste utgangspunktet for videre trafikk innover vassdraget. Ved lavere vannstander blir også
adkomsten til mange av hyttene som ligger nedstrøms av Solli-damman/Personbukta vanskelig siden
området da blir svært langgrunt. Lav magasinfylling har også betydning for ilandstigning og tilgangen til
de viktigste nødhavnene innover innsjøen.
Altevatn har en tillatt reguleringshøyde på 16,2 m, der HRV er kote 489 og LRV er kote 472,8.
Magasinet kjøres ned gjennom vinteren og fyllinga er normalt på det laveste i første halvdel av mai
(figur 7). Vannstanden i magasinet øker deretter utover sommer og høst, og vil i et normalår være på
sitt høyeste i månedsskifte september/oktober. Reguleringsgraden i Altevatn utnyttes sjelden fullt ut, og
i perioden 1998-2009 var vannstanden lavere enn kote 475 kun i ett år mens magasinet har vært helt
fylt kun i tre av årene.
Figur 7 Magasinfylling i Altevatn siste 12 år. Lys grå linjer markerer ønska vannstand (486 moh.) og tidsrommet
for magasinrestriksjoner (10/7-1/10).
Innenfor perioden 10/7-1/10 viser magasinfyllinga for de siste 12 årene at kravet om fyllingsrestriksjon
hadde vært oppfylt i tre av årene (1999, 2000 og 2008), mens den gjennomsnittlige magasinfyllinga for
de siste 12 årene viser at vannstand 486 moh. kan forventes om lag 30. juli (figur 8). Ut fra midlere
magasinfyllingskurve innebærer dermed kravet om fyllingsrestriksjon at magasinet må fylles til 486
moh. 20 dager tidligere enn normalt. Samtidig viser den historiske oversikten over magasinfyllinga at
driftstilpassninger må gjennomføres i tre av fire år for å imøtekomme en eventuell magasinrestriksjon.
side
14
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Effektene av økt og tidligere magasinfylling for båtferdsel er primært knytta til forenkla adkomst til de
mange hyttene i fremre del av magasinet, og til adkomsten inn til Gjeddebukta. Isen på Altevatn går
normalt i tidsrommet 10-20. juni, og med utviklinga mot stadig større båter beskrives ferdselen gjennom
kanalen (Sollidamman) som problematisk i ukene etter isgang. For å følge opp kravet om fyllingsrestriksjon vil vannstandskurven i mai-juni trolig måtte forskyves noe mot venstre (mot vinteren) for å nå
ønska vannstand innen 10. juli. Fyllingsrestriksjonen vil således trolig få effekter med hensyn til økt
vannstand tidligere enn 10. juli, og dette vil i så fall få betydning for ferdselen gjennom kanalen.
Effektene av økt og tidligere magasinfylling for ferskvannsbiologi er knytta til at en større del av
strandsonen er vanndekt over et lengre tidsrom. Ut fra gjennomsnittlig magasinfyllingskurve for
perioden 1998-2009 vil fyllingsrestriksjonen innebære at vannstanden ligger om lag 1 m høyere i juni og
deler av juli. Imidlertid dreier det seg her om et vanndekt areal som i helhet ligger innenfor den kraftig
eroderte reguleringssonen. Tilsvarende som i elver er det vannstandsendringene som gir problemer, i
form av utvasking av organisk næringsgrunnlag og tørrlegginger av strandsonen, som utgjør de mest
produktive arealene av en innsjø. Bunndyr antas derfor i liten grad å ville påvirkes av en noe tidligere
fylling. De fleste bunnlevende insektarter er lett tilgjengelig som fiskeføde under klekkingen, og i
uregulerte innsjøer vil et høyt antall arter gi tilgang på klekkende insekter gjennom store deler av
sesongen. I en artsfattig, regulert innsjø som Altevatn vil det bli langt færre og i tillegg ofte mer isolerte
klekkeperioder gjennom sommeren, som det for eksempel er vist i Blåsjøen i Sverige (Grimås,
1961,1962). Bunnfaunaen i Altevatn er ikke kartlagt, og hvordan en tidligere oppfylling av magasinet og
eventuell heving av praktisert LRV (for å nå fyllingskravet innen 10/7) kan påvirke enkeltarter er derfor
uklart. Primærproduksjonen (planteplankton) i Altevatn kan tenkes å øke som følge av at innsjøarealet
øker innenfor produksjonssesongen, men uten større undersøkelser er dette vanskelig å kvantifisere.
En eventuell økning i planteplanktonproduksjon kan gi en tilsvarende økning i
dyreplanktonproduksjonen, men igjen er dette forhold som er vanskelige å kvantifisere.
Konklusjonen må ut fra dagens kunnskapsnivå vedrørende bunnfauna og antatt omfang av endring i
vanndekt areal/vannstand bli at effektene av en fyllingsrestriksjon for ferskvannsbiologi trolig er relativt
små og vanskelig kvantifiserbare. Effektene for båtferdsel anses imidlertid å være betydelige.
4.2 Effekter og gevinster av ulike krav til minstevannføring
Artsmangfoldet av bunndyr i rennende vann består av mange hundre arter, hvorav de fleste er insekter
innen ordenene fjærmygg, vårfluer, døgnfluer og steinfluer. Artsinventaret påvirkes av mange faktorer:
Klima, kontinentalitet, høyde over havet, begroingsforhold og vannføring. Artene har ulike krav til disse
faktorene. Jo større vannføring, jo flere nisjer vil finnes og jo flere arter kan etableres. De fleste arter er
ettårige, og overvintrer som egg, nymfer eller larver i vannstrengen. Naturtilstanden vil i de aller fleste
tilfeller utgjøre de beste forholdene for biomangfold og biologisk produksjon. Dette gjelder generelt for
alle undersøkte økosystemer. Det er derfor selvsagt at jo mer vannføring som tilbakeføres i ei regulert
elv, jo bedre forhold vil det bli for både fisk og bunndyr. En realistisk tilnærming innebærer imidlertid å
se hele vassdraget under ett, og diskutere hvilke tiltak som kan gi omforente, optimale løsninger.
Det er foreslått minstevannføringer i side- og tilførselselvene Salvasskarelva, Straumsli-tverrelva og
Mouldajohka (Divielva). Dette kan være svært viktige tiltak for å opprettholde refuger for strømlevende
bunndyrarter. Det er gjort svært få undersøkelser av bunndyr i disse elvene og i Barduvassdragets øvre
deler og tilførselsbekker generelt. Biomangfoldet av vannlevende organismer er generelt dårlig
inventert i hele nordområdet. Dette gjelder spesielt fjærmygg, den mest artsrike gruppa i ferskvann. Det
er nylig gjort en omfattende studie av denne gruppa i Finnmark, og det ble her funnet mange hundre
nye arter. Over 30 arter fjærmygg var nye for vitenskapen bare i denne undersøkelsen. Det er derfor
viktig å vise til føre-var prinsippet, som Norge støtter. Minstevannføring vil være et viktig tiltak for å sikre
et artsmangfold som ennå ikke er kartlagt. Det sentrale er at det opprettholdes en vannføring gjennom
hele året. Antall m3/s er mindre viktig for bunndyr.
side
15
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
4.2.1 Østerdalselva/Barduelva
Høsten 2011 ble det gjort forsøk med slipp av ulike vannføringer nedenfor Innsetdammen (0,5-1-2-4-6
og 8 m3/s) i hht. Statkrafts eget forslag (brev av 24.08.2011) til minstevannføringer som
miljøkonsekvensvurderinger i sommersesongen (1/5-30/9) skal basere seg på. Forslaget til
vannføringer bygget på NVE's krav om slipp av vann på ulike nivåer opp til 8 m 3/s (brev av 23.06.2011).
Forslag til minstevannføringer som miljøkonsekvensvurderinger i vintersesongen (1/10-30/4) skal
basere seg på er 0,5-1 og 2 m3/s, men det er ikke gjort forsøk med slipp av disse vannføringene på
vinteren. Disse vannføringene er dermed ikke dokumentert eller vurdert i lys av innfrysing og reell
virkning i form av vanndekt areal.
For generell omtale av ulike vannføringer og utfyllende begrunnelse for vurderinger vises til kapitel 3.5.
Våre vurderinger er at innslagspunktet for en eventuell minstevannføring i øvre del av elva ut fra
bunnfauna bør være 0,5-1 m3/s, og 1-2 m3/s vurdert ut fra hensynet til fisk (figur 8). Dette betyr at
vannføringer lavere enn disse i liten eller ingen grad vil representere en bedring av den økologiske
tilstanden i elva. I nedre del av elva bør imidlertid innslagspunktet for minstevannføring være høyere
enn 8 m3/s, trolig i størrelsesorden 10-12 m3/s for å ivareta artsmangfoldet i bunnfaunaen og
derigjennom næringsgrunnlaget for fiskesamfunnet. Denne antakelsen bygger på tidligere
observasjoner (2008-2010) primært i området fra utløpet fra Straumsmo kraftverk til områdene rett
nedstrøms samløpet med Sørdalselva (Kanstad-Hanssen, upubl.data).
Beregningene av vanndekt areal på strekningen Rødhølen-Berg (omr. 1-8) ved de ulike prøveslippene
fra Innsetdammen viser ingen klare knekkpunkter som vil være naturlig for et innslag for
minstevannføring (tabell 4). Registreringene kan tolkes til å vise en tilnærma lineær sammenheng
mellom vanndekt areal og vannføring. Vi vurderer ikke arealberegninga alene til å kunne danne
grunnlag for en vurdering av innslagspunkt for en minstevannføring. Imidlertid gir arealberegninger
grunnlag for en vekting av områdene basert på endringer i vanndekt areal og det arealet hvert område
faktisk utgjør av det totale arealet. Eksempelvis utgjør område 2 og 7 om lag 50 % av arealet
oppstrøms samløpet med Sørdalselva, og på disse to områdene kan arealgevinsten ved økt vannføring
beskrives som marginal/liten.
Vurderinger knytta til minstevannføring i vintersesongen kan vanskelig vurderes annet enn på et
generelt grunnlag siden virkningene av vannmengdene under en vintersituasjon i elva ikke er
dokumentert. De foreslåtte vannføringene ligger uansett innenfor rammene for hva vi anbefaler med
hensyn til slipp i sommersesongen, og det blir kanskje naturlig å ta utgangspunkt i et vinter-slipp som
ligger noe lavere enn dette.
Tabell 4 Prosentvis endring i vanndekt areal i Barduelva ved prøveslipp fra Innsetdammen.
Område 1-8 strekker seg fra Rødhølen til samløp med Sørdalselva, område 9-10 fra samløpet og
videre ned til Fosshaug.
3
Område
0,5 m /s
%-endring
%-endring
%-endring
%-endring
%-endring
3
3
3
3
3
v/1,01 m /s v/1,75 m /s v/4,02 m /s v/5,36 m /s v/7,76 m /s
1
2
3
4
5
6
7
8
Snitt-1-8
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
5,7
0,1
2,2
7,9
4,0
11,2
2,4
4,2
4,7
9,9
0,3
3,7
10,0
4,9
14,5
3,0
9,6
7,0
14,9
0,8
5,9
15,9
8,1
18,1
6,2
18,9
11,1
16,3
0,8
6,0
16,0
8,3
19,8
8,9
26,3
12,8
34,0
1,6
8,7
22,0
13,1
24,5
11,4
41,3
19,6
9
10
Snitt 9-10
0,0
0,0
0,0
11,7
11,8
11,8
-2,0
-1,2
-1,6
7,2
6,7
7,0
-1,0
-0,5
-0,8
16,1
16,2
16,2
side
16
Ferskvannsbiologen
0,57 m3/s
1,75 m3/s
5,36 m3/s
Rapport 2012-05
1,01 m3/s
4,02 m3/s
7,76 m3/s
Figur 8 Utsikt oppover Barduelva (Østerdalselva) fra observasjonspunkt 3 (v/Dalberg). Vannføringen er angitt
oppe til venstre i hvert bilde.
side
17
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
4.2.2 Straumsli-tverrelva
For Straumsli-tverrelva skal miljøkonsekvensvurderinger baseres på en minstevannføring på 0,62 m3/s i
sommersesongen og 0,14 m3/s i vintersesongen (tilsvarende 5-percentil). Nedre del av elva (2 km)
kjennetegnes av kraftig fall, og elveleiet består over lengre strekninger av glattskurte berg og en og
annen fossekulp/jettegryte (figur 9). Øvre del av elva (1 km - opp til bekkeinntaket) har moderat fall, og
elveleiet kjennetegnes av relativt grovt substrat som stein og blokk. I den nedre elvestrekninga vurderes
en minstevannføring generelt å ha liten betydning for fisk og bunnfauna. Dette begrunnes med at vann
som slippes her i vesentlig grad vil renne som fosser og overrisle breie, glattskurte bergflater. En del
kulper vil fylles med vann, og kan gi noe gevinst i forhold til fisk og bunnfauna. I øvre del av elva vil en
minstevannføring ha betydning for bunnfauna, men anses i liten grad å tilrettelegge for større
forekomster av fisk. Den øvre elvestrekninga er kun om lag 1 km lang, og damanlegget til
bekkeinntaket hindrer i all hovedsak forflytning av fisk mellom elva ovenfor og nedenfor bekkeinntaket.
Det vurderes derfor som lite sannsynlig at den relativt korte elvestrekninga, uten større kulper som kan
fungere som overvintringsområde, kan holde en større egen fiskebestand. Relatert til slipp av 0,57 m 3/s
i Barduelva (Østerdalselva) vurderes 0,62 m3/s som en betydelig vannmengde i Straumsli-tverrelva, og
trolig kan en noe lavere vannmengde være tilstrekkelig til å sikre et vanndekt areal som ivaretar
hensynet til bunnfauna.
Figur 9 Bilder fra Straumsli-tverrelva. Bildeserien går nedover elva ovenfra og ned og fra venstre mot høyre.
side
18
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
4.2.3 Salvasskarelva
I Salvasskarelva skal miljøkonsekvensvurderinger baseres på en minstevannføring på 0,58 m3/s i
sommersesongen og 0,13 m3/s i vintersesongen (5-percentil). Elva har tapt vannføring som følge av
etableringa av et bekkeinntak som overfører vann til Altevatn. Fra bekkeinntaket og ned til samløpet
med hovedelva er det om lag 1,2 km, og over store deler har elva stort fall. Elveleiet domineres av bart
fjell, og over lengre partier har elva skåret dype gjel i fjellet ( figur 11). Effekten av et minstevannslipp
vurderes å få begrensa betydning for bunnfauna, basert på en antatt relativt høy vannhastighet (stort
fall) og mye bart fjell i elveleiet.? Minstevannslippet vurderes av samme grunner til å får liten eller ingen
betydning for fisk.
Figur 10 Bilder fra Salvasskarelva. Bildeserien går nedover elva fra venstre mot høyre. Bekkeinntaket kan ses
øverst i venstre hjørne på det venstre bildet.
4.2.4 Mouldajohka (Divielva)
I Mouldajohka / Divielva skal miljøkonsekvensvurderinger baseres på en minstevannføring på 0,15 m3/s
i sommersesongen og 0,03 m3/s i vintersesongen. Elva har tapt vannføring ved Irgasjavri gjennom
etablering av en demning som stenger naturlig utløpselv, og nytt utløp er etablert mot Altevatn (figur 11,
bilde A). I tillegg er Doarrojohka, som før rant ut i Mouldajohka, overført til Irgasjavri. Fra Irgasjavri og
ned til Moarsejavri, en strekning på 7-800 m, er det gamle elveleiet tilnærma fullstendig tørrlagt.
Nedstrøms Moarsejavri er vannføring og vanndekt areal fortsatt lavt, men etter om lag 1 km renner
Multojohka inn i Mouldajohka. Multojohka bidrar med noe vann, og samtidig endrer karakteren av
elveleiet seg noe. Litt dypere områder som i mindre grad preges av tørrlegging under tørre perioder
dominerer, og selv om vannføringa fortsatt er lav fremstår elva som mer funksjonell både for bunnfauna
og fisk (figur 12, bilde b). Ytterligere 1,2 km renner en navnløs bekk inn i elva og 200 m etter dette igjen
renner en bekk fra Guomojavrrit inn i elva. Herfra og videre ned til samløpet med Havgajohka er
Mouldajohka i mindre grad prega av å være fraført vann, og elva veksler mellom relativt stilleflytende
partier avbrutt av mindre stryk. Det er først og fremst i strykpartiene at elva bærer preg av noe lav
vannføring.
side
19
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Ut fra inntrykket av elva under befaring 3. september (etter noen dager med regnvær) vurderes et
minstevannslipp i den angitte størrelsesorden primært å ha betydning på strekningen mellom Irgasjavri
og samløpet mellom Mouldajohka og Multojohka. Her vil minstevannsslippet bidra til å gjenopprette og
sikre et vanndekt areal som kan gi grunnlag for økt bunndyrproduksjon. Om det foreslåtte vannslippet
er tilstrekkelig til at fisk kan utnytte området anses som noe uklart i og med at området kun er befart ved
overflyving med helikopter. Nedenfor samløpet med Multojohka vurderes virkningen av vannslippet å
ha en mer eller mindre marginal betydning for bunnfauna og fisk.
A
B
C
D
Figur 11 Bilder fra Mouldajohka/Divielva. Bildeserien går nedover elva.
4.3 Miljøkonsekvenser av forskjellen på dagens og tidligere kjøremønster i Straumsmo
kraftverk.
Driftsmønsteret i kraftverkene i vassdraget ble tidlig på 2000-tallet lagt om, og gjennom et notat av
17.02.2012 har Statkraft gitt en beskrivelse og oppsummering av historisk og rådende kjøremønster i
Straumsmo kraftverk ;
"Sesong
Straumsmo kraftverk har gjennom hele driftstiden blitt kjørt jevnt gjennom vinteren. Denne strategien
har ikke endret seg drastisk de siste årene. Nivået på kjøringen varierer mer i perioden etter 2000.
Dette skyldes at disponeringen er mer langsiktig og tilpasses den faktiske driftssituasjonen, også på
sikt. Under vårflommen er flomdemping hovedprioritet. Gjennom sommeren er hovedformålet å fylle
Altevatn til vinterens kjørebehov. På høsten tiltar den jevne kjøringen tidligere nå enn tidligere. Dette
skyldes hovedsakelig at det legges is på Barduelva for å hindre isproblemer. Hovedstrategien for
hvordan Straumsmo kraftverk driftes gjennom sesongene kan derfor sies å være relativt lik nå
sammenlignet med historisk."
side
20
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
"Døgn
Hovedforskjellen i driftsmønsteret, historisk og i dag, er på sommeren. Aggregatene reguleres mer
over driftsdøgnene. Dette resulterer i en drift som tilpasser seg forholdene i forhold til tilsig og
forbruksprofilen. Historisk ble kraftverket også regulert over døgnet, men det hadde jevnere
driftsdøgn for så å stå flere dager i strekk. Nå reguleres det mer innenfor døgnet og kraftverket
startes og stoppes oftere.”
Ut fra Statkrafts redegjørelse for endringer i driftsmønster vil vi anta at de sesongmessige endringene i
liten eller ingen grad har påvirka bunnfauna eller fiskesamfunn i negativ retning. Overgangen til
"vinterdrift", som innebærer jevnere drift, beskrives å tilta tidligere på høsten nå enn før 2000. Dersom
vannføring/vannstand i elva med det blir holdt stabilt høyt gjennom gytetida for ørret og røye, og for så
å gå tilbake til hyppige opp- og nedkjøringer før rogn lagt i grusen er klekka og swim-up hos ynglel er
over, ville driftsendringa kunne ha påvirka gytesuksessen til ørret og røye i klart negativ retning.
Imidlertid viser fremstillinga av driftsvannføring at jevn vinterdrift ikke påbegynnes før i midten av
november (figur 12). Gytetida for røye i Barduelva antas å være sist i september til tidlig i oktober, mens
ørret i hovedsak antas å gyte i første halvdel av oktober. Fisken opplever dermed tilnærma like
driftsmønstre i gytetida som under klekking/swim-up i juni.
80
70
november 2000-2011
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
2011
AVERAGE
februar 2000-2011
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
2011
AVERAGE
60
m3/s
50
40
30
20
10
0
80
70
60
m3/s
50
40
30
20
10
0
Figur 12 Driftsvannføringer per time i november og februar for perioden 2000-2011. Jevn vintervannføring
praktiseres fra midten av november, og frem til siste halvdel av april. Her er typisk vinter-drift vist gjennom
fremstilling av driftsvannføringer for februar.
side
21
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
De store endringene som omlegginga av driftsmønster har medført ligger i reguleringer gjennom
døgnet i perioden mai-oktober (figur 13). Som opplyst av Statkraft ble også kraftverket regulert over
døgnet før 2000, men hadde normalt jevnere drift over flere dager for så å stå flere dager i strekk. Med
andre ord har ikke endringene i vannføring endra seg, men frekvensen av endringene har øka
betydelig. Det oppleves flere endringer per døgn og per uke nå enn tidligere.
80
70
m3/s
60
50
40
30
20
10
0
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
2011
AVERAGE
Figur 13 Driftsvannføringer per time i august for perioden 2000-2011.Driftsmønsteret i august er i stor grad
beskrivende for perioden mai-oktober.
Effektene av raske vannførings- og vannstandsendringer er omtalt i kapitel 3.6, og spesielt er
forholdene knytta til bunnfauna (tildels eksemplifisert fra Barduelva) dekt. Det nye driftsmønsteret øker
de negative effektene for bunnfaunaen.
Det lave individantallet og svingningene i forekomster i Barduelva tyder på at økosystemet er ustabilt og
at artenes nisjer er utsatt for påvirkninger. Artene opptrer ofte bare en og en i prøvene, og det er arter
med svært lave forekomster som er spesielt sårbare for ytterligere miljøpåvirkninger. Det er et generelt
trekk at påvirkede økosystemer opplever en utarming av biomangfoldet. Dette kan føre til dominans av
enkelte, som regel vanlige arter. Barduelva har fremdeles et uventet stort artsmangfold til tross for de
kraftige miljøendringene som effektkjøringen gir, men det er usikkert om dette bildet er stabilt over tid.
Generelt går artsdiversiteten ned ved senkninger og endringer i vannføringer i elver. I en større
undersøkelse fra USA er det vist at i elver med effektkjøring har de sensitive gruppene, som døgn-,
stein- og vårfluer, generelt et ”tak” i forekomster. Det vil si at forekomstene ikke når opp mot optimale
forhold, men kan i prinsippet gå svært langt ned i antall. Grupper som er mer tolerante, eksempelvis
fjærmygg og dyregrupper utenom insektene (mark, snegler osv) har gjerne ”gulv”, det vil si at disse
gruppene gjerne ikke går under minimumsforekomster. Derfor kan de sensitive gruppene brukes som
indikatorer for påvirkning (Konrad, Brasher, & May, 2008).
En europeisk studie av arter i stillestående vann viste at arter med lang vokseperiode og korte,
synkrone klekkinger var mest utsatt i ustabile vannforekomster. En studie av tiltak gjennomført i elver i
USA viste det samme mønsteret ved at disse sensitive artene hadde lite nytte av restaurering. Robuste
arter og grupper dominerte i tiltakssonene (Tullos, Penrose, Jennings, & Cope, 2009). Arter med
kortere livsyklus og usynkron klekking vil klare seg bedre i elver med effektkjøring (Verberk, Siepel, &
Esselink, 2008). Døgnfluen Ameletus inopinatus er et eksempel fra Barduelva. Arten lever på overflaten
av substratet, er ganske mobil og hadde i motsetning til alle andre grupper og arter størst forekomst
nær land. Arten har store munnbørster og lever av påvekstalger, som har dårligere forhold på
algematten lenger ut i elva.
side
22
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
I en amerikansk oversiktsartikkel fra 2007 er hovedfunnene at artsmangfoldet går ned når vannføringen
går ned. Drift av store mengder bunndyr er en konsekvens av vannstandsnedgang. I tillegg til utarming
på grunn av gjentatte rekoloniseringer av arealene som tørrlegges er dette en hovedgrunn til lavere
mangfold og forekomster. (Dewson, James, & Death, 2007).
Konsekvensene for fisk kan være noe mer nyansert enn for bunnfauna. Imidlertid vil produksjonen og
tilgjengeligheten av byttedyr gjennom sesongen være helt avgjørende for hvordan fiskesamfunnet i
Barduelva fremstår. Om diversiteten og produksjonen i bunnfaunaen i Barduelva har nådd et bunnnivå,
eller om ytterligere reduksjoner kan ventes, er uvisst. Det er derfor viktig å overvåke situasjonen i elva
framover.
Enkle studier av diettvalg til ørreten i Barduelva har vist at overflateinsekter fra terrestriske økosystemer
dominerte dietten, mens bunnfauna som normalt bør dominere knapt inngikk i dietten. Dersom
utviklingen i bunndyrsamfunnet i elva fortsetter i negativ retning vil fiskens næringstilbud minke, og
dagens bestander av fisk vil ikke kunne opprettholdes. Dagens situasjon for fiskebestandene i elva
tilsier at selv om bunnfaunaen er kraftig påvirka av hyppige døgnreguleringer og store variasjoner i
vannhastighet og vanndekt areal, så vokser fisken fortsatt bra. Imidlertid anses den totale produksjonen
å ha avtatt i og med at beskatningen av fiskebestandene i elva nå trolig er mye lavere enn tidligere.
Effektene av hyppige og raske vannførings- og vannstandsendringer kan også gi seg utslag i redusert
rekruttering til både ørret og røyebestandene i elva. Plommesekkyngel og sommergammel yngel er
utsatt under regimer med varierende vannføring, og blant annet har Daufresne et.al. (2005) vist at nylig
klekka yngel raskere forflytta seg nedstrøms fra gytegropa når vannføringen var variabel. En slik effekt
kan være negativt for vekst og energistatus i form av tap av standplass og konkurranse om ny
(Kvingedal & Einum, 2011). En mulig konsekvens av lavere vekst og dårligere energistatus kan være
økt vinterdødelighet hos årsyngel. At det nye kjøremønsteret i elva kan ha en negativ effekt på
rekrutteringen av ungfisk anses som mulig ut fra at fisken i elva fortsatt vokser like godt som før selv om
næringstilbudet trolig er betydelig redusert. Forholdet mellom antall fisk i elva og tilgjengelige byttedyr
opprettholdes da gjennom at tettheten av fisk har avtatt i takt med reduksjonen i bunnfauna. Effektene
av raske vannstandsendringer for eldre ungfisk anses i mindre grad å representere et direkte problem i
Barduelva, siden flere undersøkelser har vist at eldre ørret- og laksunger i større grad unngår stranding
og ikke opplever redusert vekst eller energistatus (forutsatt likt næringstilbud) når utsatt for varierende
vannføring (Flodmark et.al., 2006; Berland et.al., 2004).
Miljøkonsekvensene av endra driftsmønster i Straumsmo kraftverk i perioden mai-oktober anses å
være svært uheldig for bunnfaunaen. De hyppige tørrleggingene tynner ut forekomstene, som nå er på
et uvanlig lavt nivå. Effektkjøringen utgjør en trussel mot artsmangfoldet ved at artene har ulik sårbarhet
for tørrlegginger. Både kunnskapen om hvordan de enkelte artene reagerer, og artsinventeringen av
hovedelvene og sidebekkene, er mangelfull. Føre-varprinsippet blir derfor viktig, i og med at det ikke
kan avgjøres om økosystemene nå har nådd et lavmål, eller om produksjonen fortsatt vil gå ned.
Lavere produksjon og diversitet hos bunnfauna tilsier at fisken i elva nå har et dårligere næringstilbud,
og vi anser produksjonen av fisk å være lavere under det nye driftsmønsteret. Registrert tilnærma
uforandra vekst hos fisken trotr vi må ses i sammenheng med at fisketettheten i elva har avtatt i takt
med reduksjonen i bunndyrsamfunnet.
4.4 Effekter og gevinster av økt og mer stabil vannføring nedstrøms Straumsmo
kraftverk.
I en så sterkt regulert elv som Barduelva utsettes økosystemene for unormalt store svingninger i
perioder ofte flere ganger i døgnet. Dette er det bare et mindretall bunndyrarter som er tilpasset.
Hovedregelen er enten – eller, det vil si at artene enten foretrekker strøm eller stille. For at elva skal
opprettholde biodiversitet, og dermed fiskeproduksjon, må dette tas hensyn til. Dette kan gjøres på flere
måter. Biotopjusterende tiltak kan ha mange utforminger, som buner og terskler, eller graving av
dypåler og andre tilrettelegginger. En mer skånsom kjøring av kraftverket er et annet tiltak som vil være
side
23
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
gunstig for elveøkosystemet. Dette tiltaket bør rette seg etter de to viktigste faktorene for fisk og
bunndyr: Vannføringen, og hastigheten på fallet i vannføringen. For fisk vurderes de direkte effektene
av en økt og mer stabil vannføring nedstrøms Straumsmo kraftverk primært å ha betydning for de
yngste årsklassene, gjennom redusert risiko for stranding. Eldre ungfisk og voksen fisk anses i liten
grad å strande i denne delen av elva. Den indirekte effekten av virkningene av økt og mer stabil
vannføring gjennom styrking av bunnfauna og økt næringstilgang til fisken er langt viktigere. Ved å
stabilisere de fysiske forholdene for økosystemene nedenfor kraftverket kan det legges til rette for gode
produksjonsforhold for bunndyr og fisk, gjennom en endring av artsinventaret og dermed
næringsgrunnlaget. Dette kan gjøres uten produksjonstap. Vi vil i diskusjonen ta opp disse faktorene i
sammenheng.
Figur 14 Tørrlagte elvebredder i Barduelva.
4.5 Estimering av kostnader for gjennomføring av biotopjusterende tiltak
Biotopjusterende tiltak bør vurderes for å øke bunndyrproduksjonen i Barduelva nedenfor Straumsmo
kraftverk. Hensikten vil være å redusere de negative effektene av de store endringene i vanndekt areal
og vekslingen mellom middels høye og lave vannhastigheter. Gitt at en minstevannføring ikke gis for
denne delen av elva, eller at minstevannføringen alene ikke er nok til å sikre vanndekt areal og
noenlunde stabil vannhastighet, kan terskler som både sikrer vanndekt areal og reduserer og jevner ut
vannhastighetene vurderes. Tersklene vil da tilrettelegge for en bunnfauna som er tilpasset et elvemiljø
med lave vannhastigheter, og man vil unngå et vekslende miljø som verken er tilpasset strømkrevende
eller lite strømkrevende arter.
Hvis dagens kjøremønster opprettholdes anses terskler både å kunne ha en positiv effekt langs
elvestrekninga nedenfor samløpet med Sørdalselva og kanskje primært nedstrøms Øytangen. På
strekninga mellom kraftverksutløpet og samløpet med Sørdalselva bør en kombinasjon mellom små
terskler og buner vurderes. Elva har fra samløpet med Sørdalselva og ned mot Fosshaug en bredde
som stort sett varierer mellom 75 og 100 m, og store deler av tverrprofilet har dyp under 1 m. Dypålen
er typisk 2 m dyp og anslått begrensa til 20-30 % av elvebredda. Stipulerte kostnader for å bygge en
terskel der elva er 100 m brei, og dypålen er satt til å være 2 m dyp, vil være i størrelsesorden 300400.000 kroner.
Det er ikke utført oppmålinger eller beregninger av hydraulisk karakter som kan belyse eventuelle
endringer i flomkapasitet/vannstandsøkning, og/eller behovet for forbygninger oppstrøms eventuelle
terskler. Slike oppmålinger og prosjektering vil trolig innebære kostnader rundt 50-75.000 kroner per
tiltak.
Den totale byggekostnaden per terskel vurderes derfor å ligge opp mot 500.000 kroner. Etablering av
slike terskler vil også utløse et vedlikeholdsbehov, både på selve terskelen og potensielt i
side
24
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
terskelbassenget gjennom oppgrunning og behov for utgraving av avlagra sand. Behovene for
vedlikehold vil normalt ikke forventes å melde seg før etter flere tiår, og vedlikeholdskostnadene
vurderes derfor å være lave fordelt per år tiltaket står.
Uten at det foreligger en lengdeprofil av elva, eller at det blir avsatt høyder innenfor potensielle
tiltaksområder, kan ikke virkeområdet for hver terskel beregnes (utstrekning av terskelbasseng). Ut fra
tilgjengelig kunnskap er det derfor vanskelig å vurdere hvor mange terskler som bør etableres.
side
25
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
5. Diskusjon og helhetlig vurdering
Undersøkelsene fra de seneste årene har vist at Barduvassdraget er svært artsrikt, men produksjonen
og tettheten av bunndyr er langt under det som kan forventes i en urørt elv. Hele vassdraget er nå så
påvirka at økosystemet og fiskeproduksjonen nærmer seg en grense, og som tidligere nevnt kan en
ytterligere reduksjon i bunndyrproduksjon gi klare negative effekter for fiskebestandene. Vi vurderer det
derfor som viktig å belyse tilnærminger til eventuell fremtidig fastsetting av minstevannføring som kan
bedre de økologiske forholdene på en tilfredsstillende måte (Hanssen & Bongard, 2012). Et vannslipp
som gir en tilfredsstillende positiv effekt på bunndyrbiotopene og for fisk i øvre deler av elva er knapt
merkbart nedenfor Straumsmo kraftverk. Samtidig vil et vannslipp fra Innsetdammen som er stort nok til
å gi ønska effekter i nedre del av elva medføre et relativt stort tap av kraftproduksjon. NVE har under
informasjon vedrørende vilkårsrevisjoner meddelt at vurderinger av minstevannslipp vil bli vurdert opp
mot produksjonstapet dette vil medføre. Kraftforsyningssituasjonen nasjonalt tilsier at slipp av store
minstevannføringer ikke kan bli krevd for alle vilkårsrevisjoner. For å få maksimalt utbytte av et
økonomisk og praktisk realiserbart minstevannslipp foreslår vi å se vassdragets økosystem under ett,
noe som vil innebære at fisk og bunnfauna gis ulike prioriteringer i øvre og nedre del av vassdraget.
Ved å tilråde de laveste foreslåtte minstevannføringene i øvre del av elva vil man tape gevinstene av
noe økt vanndekt areal, økte vannhastigheter og økte vanndybder samt større grad av
overflateturbulens. Dette har betydning for skjulmulighetene for ungfisk, og vil påvirke den samla
ungfisktettheten i øvre deler av elva. Det vil også påvirke tilgangen på leveområder for større fisk, og
forekomsten av stor fisk vil bli mindre enn om høyere vannføringer blir valgt. Lav minstevannføring vil
også påvirke kontinuiteten i elvestrengen noe. Ved så lave vannslipp som 0,5 og 1 m 3/s vil fortsatt
enkelte strekninger i elva være svært grunne, og vil fortsatt utgjøre vandringsbarrierer for fisk. Dette vil
kunne ha betydning for funksjonaliteten av enkelte delstrekninger i elva. Fraksjonering av
elvestrekninger ved at gyteområder, oppvekstområder for ungfisk og leveområder for voksen, stor fisk
ikke er knyttet sammen medfører at fulle livssykluser ikke kan gjennomføres. I noen år kan slike
områder knyttes sammen ved at flommer og generelt våte perioder tillater forflytning av fisk, men
generelt vil det kreves en viss stabil minstevannføring for å knytte områder sammen. Dersom det
velges et lavt innslagspunkt for en eventuell minstevannføring i øvre del av Barduelva kan redusert
måloppnåelse med hensyn til kontinuitet avbøtes noe gjennom en del enkle tiltak i form av utgraving av
dypåler/fiskerenner i partier med antatt dårlige vandringsforhold. Kravene til å opprettholde et
funksjonelt elvemiljø for bunnfauna ligger lavere enn for fisk, og slipp av 0,5-1 m3/s er vurdert som
tilstrekkelig.
Vannslipp som hadde gode effekter i øvre del av elva hadde ingen effekt nede i elva. Unntaket var helt
oppe ved kraftverksutløpet, der et vannslipp på 6-8 m3/s ble vurdert som nok til å ivareta tilfredsstillende
funksjon på elvestrekningen ned mot samløpet med Sørdalselva. Ved, og nedstrøms samløpet med
Sørdalselva kunne det ikke registreres noen klare effekter av de ulike vannslippene fra Innsetdammen.
Her hadde vannføringa i Sørdalselva og avrenninga fra restfeltet like stor eller større betydning enn
vannføringene fra prøveslippene.
I forbindelse med tidligere års undersøkelser og registreringer i elva har vi observert endringer i elva
(vanndekt areal og vannhastigheter) når Straumsmo kraftverk kjøres ned og stanses. Når kraftverket
skal stanses kan maskinene trinnes ned til 35 mW før de stanses. Det vil si at laveste mulig
produksjonsvannføring ut av Straumsmo kraftverk tilsvarer ca 17 m3/s. Deretter vil vannføringen rett
nedstrøms utløpet fra kraftverket reduseres til vannføringen fra restfeltet i løpet av om lag 20-30 min,
som er tiden det tar før utløpstunnelen tømmes. Vi har observert denne nedkjøringsprosessen mange
ganger opp gjennom årene og har gjort en vurdering som tilsier at når vannføringen faller under
anslagsvis 10-12 m3/s (v/utløpet fra Straumsmo kraftverk) endres elvestrekningen til en dramatisk verre
tilstand som økosystem. Da når vannstanden elvebunnen og da først inntrer omfattende tørrlegging av
arealer i større omfang. Samtidig begynner vannhastigheten å avta markert. Selv om vi under
forsøkene med prøveslipp fant 6-8 m3/s som tilfredsstillende rett nedstrøms kraftverksutløpet vil som
nevnt ikke et slikt vannslipp gi noen virkninger lengre ned i elva. Våre observasjoner og betraktninger
side
26
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
tilsier at med en vannføring på 10-12 m3/s vil vannføringa også kunne ha virkninger for områdene
lengre ned i elva. Installering av tekniske løsninger som vil gjøre det mulig å bremse nedkjøringen av
kraftverket, slik at det kan stanses over en lengre periode uten plutselige fall i vannføringen, bør
utredes og vurderes. Dette vil ha svært stor betydning for Barduelva som levende økosystem. Om slike
løsninger kan gjennomføres minsker behovene for biotopjusterende tiltak, men det vil fortsatt være et
behov for fysiske tiltak for å oppnå best mulig effekt av en eventuell minstevannføring. Problemene
nedenfor kraftverksutløpet skyldes dagens driftsmønster, med store og raske endringer i vanndekt areal
og vannhastigheter. Bunnfaunaen er i større grad enn fisk spesialister som er tilpasset bestemte nisjer,
der vannhastighet er en viktig faktor. Noen arter er tilpasset raskt strømmende vann, mens andre er
tilpasset lave vannhastigheter eller stillestående vann. Ved døgnreguleringer i kraftverkene i elva vil
vannhastighetene variere betydelig på svært kort tid avhengig av om det kjøres for fullt eller om
produksjonen stanses. Det oppstår dermed daglige vekslinger i de to viktigste abiotiske faktorene for
bunnfaunaen; vanndekt areal og vannhastighet. Dette fører til at strømkrevende arter tynnes ut og/eller
forsvinner fra området. Disse artene vil imidlertid kunne rekolonisere de øvre delene av elva, hvis
vannføringen der blir stabil gjennom året.
Vi ender opp med å tilrå en omforent løsning som kan ivareta både fisk, fiskemuligheter og
artsmangfoldet ut fra en helhetlig vurdering av Altevassdraget, samt hensynet til å unngå tap av
kraftproduksjon:
1. Fra Innsetdammen og ned til utløpet fra Straumsmo kraftverk etableres en differensiert
minstevannføring som om sommeren utgjør 0,5-1 m3/s dersom hensynet til bunnfauna vektlegges
tyngst, eller om lag 2 m3/s dersom fisk vektlegges. De øvre delene vil med den laveste vannføringa gi
tilfredsstillende biotopforhold for bunndyr med krav til strømmende vann, men mindre gode forhold for
fisk. Forholdene for fisk vil gradvis bedre seg ned mot kraftverksutløpet. Et slipp av minstevannføring
må reguleres slik at det ikke oppstår dramatiske dropp i vannføringen eller tørrleggingsperioder.
Forutsetningen er at det også innføres en stabil minstevannføring i vinterhalvåret som står i et naturlig
samsvar med sommervannføringa.
2. Nedenfor Straumsmo kraftverk foreslås etablert en minstevannføring tilsvarende minimum 10-12
m3/s. Det bør vurderes å installere en teknisk løsning som gjør det mulig å redusere vannføringen
kontrollert, slik at fall i vannføringen ikke overstiger 10-13 cm/time (Harby & Bogen, 2012). Dette vil
bedre forholdene for bioproduksjon betraktelig på hele strekningen ned til Setermoen. Denne
minstevannføringen kan selvsagt være produksjonsvann fra kraftverket. Vi ser også muligheten for en
dynamisk løsning der vannføringa i Sørdalselva tas hensyn til, og at det periodevis kan tillates en lavere
(6-8 m3/s) på strekningen mellom utløpet fra Straumsmo kraftverk og samløpet med Sørdalselva.
3. For å sikre best mulig effekt av dette kjøremønsteret bør det utføres fysiske tiltak, primært i nedre del
av elva. Vi foreslår å anlegge lave terskler i de flate, stilleflytende partiene som dominerer fra
Øytangen/Bardujord og videre ned til Fosshaug. Tersklene dimensjoneres i henhold til
minstevannføringa, og skal ha til funksjon å redusere graden av tørrlegging når produksjonen i
kraftverkene reduseres samt å gi generelt lavere vannhastigheter. Dermed vil det oppstå en bunnfauna
som er mer tilpasset stillestående vann, og som i mindre grad utsettes for tørrlegging. Dette vil føre til et
bedret næringstilbud og bedrede biotopforhold for fisk, slik erfaringen fra tidligere terskelbygging viser
(Arnekleiv et al., 2006b; (Arnekleiv et.al., 2006). Tersklene vil etablere bunndyrsamfunn som er tilpasset
mer stillestående vann. Spesielt den artsrike gruppen fjærmygg viser seg å kunne gi godt næringstilbud
for fisk gjennom hele året i elveterskler. Tiltak i øvre del av elva vurderes i første rekke å kunne være
utgraving av kulper som kan fungere som vinterstandplasser i områder der en lav minstevannføring vil
hindre fisk i å flytte seg enkelt oppover eller nedover elva.
Denne helhetlige tilrådninga innebærer altså at potensialet for fiskeproduksjon i de øvre delene av elva,
spesielt mellom Innsetdammen og Solbu, ofres noe til fordel for bedre forhold i nedre del av elva.
Biomangfoldet av de strømkrevende bunndyrartene vil samtidig bli ivaretatt på strekningen mellom
Innset og Strømsmoen, som ved hjelp av en stabil minstevannføring vil rekoloniseres i løpet av kort tid.
side
27
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
Vannføringen er mindre viktig. Det er riktignok funnet at økende vannføring gir økende artsmangfold,
men denne effekten minker over et visst nivå (referanser i T. Bongard & Aagaard, 2006).
Biomasseproduksjonen av artene på den øvre strekningen er heller ikke det vesentlige, i og med at
opprettholdelse av artsmangfoldet er formålet, ikke fiskeproduksjon. Ved å vurdere hele vassdraget
under ett vil de ulike kravene til å ivareta både fisk og bunnfauna oppnås gjennom å prioritere
bunnfauna i øvre del av elva og fisk i nedre del. Samtidig vil tapet av produksjonsvann bli så lite som
mulig. Denne tilrådninga gis derfor på bakgrunn av at alle tre punktene nevnt ovenfor oppfylles: En lav
minstevannføring i øvre del av elva tilrådes samtidig med en høy nok og stabil nok vannføring nedenfor
kraftverksutløpet, kombinert med tiltak.
Dersom denne differensierte løsningen ikke kan gjennomføres vil en anbefalt minstevannføring fra
Innsetdammen i større grad måtte følge en vurdering ut fra hensynet til fiskesamfunnet.
side
28
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
6. Litteratur
Zippin, C. 1958. The removal method of population estimation. Journal of Wildlife Management 22:8290.
Aagaard, K., & Dolmen, D. (1996). Limnofauna Norvegica: Tapir forlag.
Aanes, K. J., & Lindstrøm, E. (2000). Tiltaksorientert overvåkning av Målselv - Barduvassdraget 1998
og 1999 NIVA rapport 4298 - 2ooo (pp. 57).
Arnekleiv, J. V., Raddum, G. G., Sandnæs, T. O., Fjellheim, A., & Fergus, T. (2006). Evaluering av
terskler som avbøtende tiltak i et utvalg vassdrag i Midt- og Vest-Norge Rapport Miljøbasert
Vannføring.
Balloch, D. D., C.E., & Jones, F. H. (1976). Biological assessment of water quality in three British rivers:
The North Esk (Scotland), the Ivel (England) and the Taf (Wales). Water Pollution Control, 75,
92-110.
Bongard, T., & Aagaard, K. (2006). BIOKLASS. Klassifisering av økologisk status i norske
vannforekomster - elver. Forslag til bunndyrindeks for definisjon av Vanndirektivets fem nivåer
for økologisk status (pp. 28): NINA.
Dahl-Hansen, G. A. P. (2012). Begroingsundersøkelser i Barduelva, Bardu kommune 2011 Akvaplanniva rapport 5589 – 01 (pp. 17).
Daufresne, M., Capra, H. & Gaudin, P. (2005). Downstream displacement of post-emergent brown trout
: effevts of development stage and water velocity. J. Fish Biol. 67:566- 5xx.
Dewson, Z. S., James, A. B. W., & Death, R. G. (2007). A review of the consequences of decreased
flow for instream habitat and macroinvertebrates. [Review]. Journal of the North American
Benthological Society, 26(3), 401-415.
Dukowska, M., Szczerkowska, E., Grzybkowska, M., Tszydel, M., & Penczak, T. (2007). Effect of flow
manipulations on benthic fauna communities in a lowland river: Interhabitat comparison. Polish
Journal of Ecology, 55(1), 101-112.
Gore, J. A., Layzer, J. B., & Mead, J. (2001). Macroinvertebrate instream flow studies after 20 years: A
role in stream management and restoration. Regulated Rivers-Research & Management, 17(45), 527-542.
Grimås, U. (1961). The bottom fauna of natural and impounded lakes in northern Sweden
(Ankarvatntnet og Blåsjön). Rep. Inst. Freshw. Res. Drottningholm 42:183-237.
Grimås, U. (1962). The effect of increased water level fluctuations upon the bottom fauna in Lake
Blåsjön, northern Sweden. Rep. Inst. Freshw. Res. Drottningholm 44:14-41.
Halleraker, J. H., Sundt, H., Alfredsen, K. T., & Dangelmaier, G. (2007). Application of multiscale
environmental flow methodologies as tools for optimized management of a Norwegian regulated
national salmon watercourse. River Research and Applications, 23(5), 493-510.
Harby, A., Alfredsen, K., Arnekleiv, J. V., Flodmark, L. E. W., Halleraker, J. H., Johansen, S., & Saltveit,
S. J. (2004). Raske vannstandsendringer i elver - Virkninger på fisk, bunndyr og begroing
Teknisk Rapport (pp. 39): SINTEF.
Harby, A., & Bogen, J. (2012). Miljøkonsekvenser av raske vannstandsendringer. Straumsmo kraftverk
/ Barduelva. Miljøbasert vannføring. NVE Rapport 1- 2012. (pp. 88).
Huru, H. (1981). Øvre Bardu. Hydrografi og evertebratfauna i Øvre Bardu, Indre Troms Tromura nr 31:
Universitetet i Tromsø.
Kanstad-Hanssen, Ø. (2009). Fiskebiologiske undersøkelser i Barduelva i 2007 og 2008. Prosjekt
"Bedre fiske i regulerte vassdrag i Troms". Rapport 01-2009. (pp.25)
Kanstad-Hanssen, Ø. (2010a). Utviklingen av fiskebestandene i Altevatn i perioden 2002-2009.
Prosjekt "Bedre fiske i regulerte vassdrag i Troms". Rapport 01-2010. (pp.22)
Kanstad-Hanssen, Ø. (2010b). Utredning av kultiveringsalternativer for fiskesamfunnet i Altevatn.
Prosjekt "Bedre fiske i regulerte vassdrag i Troms". Rapport 03-2010. (pp.16).
Kanstad-Hanssen, Ø. (2012). Fiskefaglig aktivitet 2007-2011. Prosjekt "Bedre fiske i regulerte vassdrag
i Troms". Prosjektrapport. (pp.72).
Kanstad-Hanssen, Ø. & Præbel, K. (2012). Fiskebiologiske undersøkelser i Altevatn i 2010 overvåking av ørekytas utbredelse, rekrutteringspotensial og populasjonstilhørighet hos ørret
side
29
Ferskvannsbiologen
Rapport 2012-05
samt vurdering av stamfiskprogram. Prosjekt "Bedre fiske i regulerte vassdrag i Troms". Rapport
01-2012. (pp.32).
Kanstad-Hanssen, Ø. & Svenning, M-A. (2008). Fiskebiologisk status i Altevatn og vurdering av
kultiveringsalternativer. Prosjekt "Bedre fiske i regulerte vassdrag i Troms". Rapport 01-2008.
(pp. 35).
Kanstad-Hanssen, Ø. & Bongard, T. (2012). Effekter og gevinster for ferskvannsbiologi av prøveslipp
av ulike mengder vann i Barduvassdraget Ferskvannsbiologen, Rapport 2012-02 (pp. 34).
Knutzen, J., Lingsten, L., Lindstrøm, E., Traaen, T. S., & Aanes, K. J. (1980). Pilotprosjekt MålselvaBarduelva 1978 NIVA rapport 0-75038 (pp. 55).
Konrad, C. P., Brasher, A. M. D., & May, J. T. (2008). Assessing streamflow characteristics as limiting
factors on benthic invertebrate assemblages in streams across the western United States.
[Article]. Freshwater Biology, 53(10), 1983-1998. doi: 10.1111/j.1365-2427.2008.02024.x
Larsen, R. (1975). Resipientundersøkelser i Målselv-Barduvassdraget NIVA rapport 0-42/70, 0-148/70
(pp. 83).
Saltveit, S. J., Halleraker, J. H., Arnekleiv, J. V., & Harby, A. (2001). Field experiments on stranding in
juvenile Atlantic salmon (Salmo salar) and brown trout (Salmo trutta) during rapid flow
decreases caused by hydropeaking. Regulated Rivers-Research & Management, 17(4-5), 609622.
Stanley, E. H., Buschman, D. L., Boulton, A. J., Grimm, N. B., & Fisher, S. G. (1994). Invertebrate
Resistance and Resilience to Intermittency in a Desert Stream. American Midland Naturalist,
131(2), 288-300.
Teixeira, A., & Cortes, R. M. V. (2006). Diet of stocked and wild trout, Salmo trutta: Is there competition
for resources? Folia Zoologica, 55(1), 61-73.
Townsend, C. R. (1980). The ecology of streams and rivers (Vol. 122): Edward Arnold Ltd.
Traaen, T. S., Lindstrøm, E., & Aanes, K. J. (1985). Overvåking av Barduvassdraget 1984 NIVA rapport
200/85 (pp. 49).
Tullos, D. D., Penrose, D. L., Jennings, G. D., & Cope, W. G. (2009). Analysis of functional traits in
reconfigured channels: implications for the bioassessment and disturbance of river restoration.
[Article]. Journal of the North American Benthological Society, 28(1), 80-92. doi: 10.1899/07122.1
Svenning, M-A. (1990). Røya i Altevatn - vrakfisk eller ressurs ?. Rapport Bardu kommune. (pp 46).
Svenning, M-A., Kanstad Hanssen, Ø.K., Hindar, K. & Balstad, T. (1998). Økologisk og genetisk status
hos ørretbestanden i Gamasjohka. NINA oppdragsmelding 532:1-4.
Verberk, W., Siepel, H., & Esselink, H. (2008). Applying life-history strategies for freshwater
macroinvertebrates to lentic waters. [Article]. Freshwater Biology, 53(9), 1739-1753. doi:
10.1111/j.1365-2427.2008.02036.x
Westgård, J-I. (2002). Microsatellite DNA variation among three neighbouring populations of Brown
Trout (Salmo trutta L.). Thesis Candidatus scientarium, The Norwegian College og Fisheries
Science, University of Tromsø. (pp. 35).
side
30