Agder Energi produksjon Agder Energi produksjon
Fiskebiologi og vannkvalitet.
Undersøkelser i Otra ved Hekni
1999 - 2003 sluttrapport.
RAPPORT
POSTADRESSE:
TELEFON:
TELEFAKS:
E-POST:
SWECO Grøner AS Postboks 400, 1327 LYSAKER 67 12 80 00 67 12 58 40 [email protected]
Dato: 26.05.04 Rapport nr.: N9013G- 03-
2004
Prosjekt nr.:N9013G Prosjekt navn: Hekni
Oppdragsgiver: Agder Energi Produksjon
Fiskebiologi og vannkvalitet. Undersøkelser i Otra ved Hekni 1999 – 2003 Sluttrapport
Emneord: Ørret – Bleke – Ørekyte – Prøvefiske – Fisketetthet – Minstevannføring – Vannkvalitet
Sammendrag:
SWECO Grøner har på oppdrag av Agder Energi og i samarbeid med A. Vethe gjennomført undersøkelser av vannkvalitet og fisk i en ca. 8 km lang regulert elvestrekning ved Hekni Kraftverk i Otra i perioden 1999 - 2003. Hensikten med undersøkelsene er å fremskaffe et faglig grunnlag for å vurdere hvilket minstevannføringsnivå som skal benyttes innenfor konsesjonens yttergrenser på den berørte elvestrekningen.
Basert på undersøkelsene gjennomført i perioden 1999 - 2003 er de viktigste resultatene følgende:
• Tettheten av ungfisk på strykstrekningene har vært generelt lav i hele perioden, men synes å være mer enn stor nok for å opprettholde bestanden i terskelbassengene. Det er ikke funnet endringer av tetthet for ungfisk som i prosjektperioden kan knyttes til vannføringer.
• Det er ikke funnet tegn på at fisketettheten, eller kvaliteten på fisken har endret seg i terskelbassengene i undersøkelsesperioden. Vekslinger i sterke og svake årsklasser har tidvis gitt seg utslag i variasjoner i gjennomsnittslengder, vekter og alder. Fisketettheten i terskelbassengene har generelt vært høy i hele perioden og synes å være for stor i forhold til næringsgrunnlaget, noe som gir seg utslag i stagnert vekst rundt 25 cm, avtagende kondisjonsfaktor for ørret over 20 cm, og tidlig kjønnsmodning.
• Lav vannføring gir økt temperatur nederst på den regulerte strekningen i forhold til øverst, men ikke utslag i målbare effekter på fiskelengden. Basert på målingene av pH ved Tjurrmo kan det se ut som om vannkvaliteten er i ferd med å bedre seg. Funn av bleke i 2001 og 2003 og ørekyte i 2002 nederst på den undersøkte strekningen kan også indikere dette.
Vannkvaliteten synes ikke å være begrensende for forekomsten av ørret i den undersøkte strekningen.
• Ved bedret vannkvalitet er det forventet at ørekyta vil etablere seg.
Utarbeidet av: Finn Gravem, Antonio B.S.
Poléo*, Arne Vethe** *UiO,**
Fiskebiolog Bygland kommune.
Kontrollert av: Carsten Jensen
Prosjektleder: Ansvarlig:
Finn R. Gravem/SWECO Grøner Vibecke Hverven/ SWECO Grøner
FORORD
Agder Energi er pålagt å foreta undersøkelser av vannkvalitet og biologiske forhold på den ca. 8 km lange elvestrekningen av Otra ved Hekni, som har fått redusert vannføring på grunn av utbyggingen i 1995. Hensikten med undersøkelsene er fremskaffe et faglig grunnlag for å vurdere hvilken minstevannføring som skal benyttes på den berørte elvestrekningen. SWECO Grøner AS har fått i oppdrag å gjennomføre disse undersøkelsene.
Denne sluttrapporten omhandler undersøkelsene knyttet til fotodokumentasjon, vannkvalitet og fisk i perioden 1999 - 2003. Arne Vethe har gjennomført fiskeundersøkelsene og tatt fotografier fra utvalgte punkter i vassdraget ved ulike vannføringer. Kjetil Sandsbråten (SWECO Grøner) har beregnet restvannføringen på strekningen. Antonio Poléo har hatt ansvaret for rapportering av vannkvalitetsundersøkelsene. Geograf Ingunn Bjørnstad (SWECO Grøner) har gitt en faglig vurdering av det landskapsmessige inntrykket på den regulerte strekningen, basert på en fotodokumentasjon ved ulike vannføringer. Lars Damsgaard m. fl. har hatt ansvaret for temperatur- og vannføringslogging og vært kontaktperson for Agder Energi Produksjon i forbindelse med oppdraget. Carsten Jensen, Dag Matzow, Arne Vethe og Lars Damsgaard har lest igjennom og gitt konstruktive innspill til denne rapporten. Jeg takker alle som har bidratt til gjennomføringen av prosjektet.
Høvik, mai 2004
Finn R. Gravem Prosjektleder
SAMMENDRAG
Agder Energi er pålagt biologiske undersøkelser etter utbyggingen av Hekni kraftverk som kom i drift i 1995. Utbyggingen berører en ca. 8 km lang elvestrekning i Otra nedstrøms inntaksdammen ved Tjurrmo, og ned til utløpet av kraftstasjonen. Strekningen har fått redusert vannføring på grunn av utbyggingen.
Hensikten med undersøkelsen er å framskaffe faglig grunnlag for å vurdere størrelsen på minstevannføringen og behovet for lokkeflommer innenfor konsesjonens definerte yttergrenser. Prøveperioden for slipping av minstevannføringer og lokkeflommer på den regulerte elvestrekningen har vært fra 01.10.1998 til 30.09.2003. I perioden fra 01.10.1998 til 30.09.2001 ble det sluppet 5 m3/s i sommerhalvåret (01.05.-30.09.) og 3 m3/s i vinterhalvåret (01.10-30.04.). I den siste 2-årsperioden, dvs i tiden 01.10.2001 til 30.09.2003, ble det sluppet 3 m3/s i sommerhalvåret og 1 m3/s i vinterhalvåret, etter samråd med NVE og Fylkesmannens miljøvernavdeling i Aust-Agder.
SWECO Grøner har fått i oppdrag å framskaffe data om vannføring, vannkvalitet, begroing, bunndyr og fisk i prøveperioden. Denne rapporten beskriver resultater fra el-fiske på strykstrekninger og garnfiske i terskler i perioden våren 1999 - høsten 2003. I tillegg presenteres resultatene fra vannkvalitetundersøkelser fra fire feltrunder, samt resultater fra den automatiske loggeren ved Tjurrmo, henholdsvis pH, vanntemperatur og vannføring.
I forhold til vannmengden som slippes over dammen utgjør restvannføringen i perioder en betydelig del av vannføringen på den undersøkte strekningen. I tørre perioder er imidlertid tilsiget fra restfeltet tilnærmet 0. Det har vært antatt at disse periodene kan være kritiske for ørreten på strykstrekningene, og en har ønsket en dokumentasjon på eventuelle virkninger.
Vanntemperaturen ved Tjurrmo har ikke vært kritisk i undersøkelsesperioden. Lav vannføring gir økt temperatur nederst på den regulerte strekningen i forhold til øverst, men dette har ikke gitt seg utslag i målbare effekter på fiskelengden.
Det synes som om vannkvaliteten er bedre om sommeren i perioder med lite nedbør og lav avrenning fra restfeltet, enn om høsten og våren. pH varierte mellom 4,9 og 6,8 i undersøkelsesperioden, med de laveste verdiene vår og høst. Generelt synes pH å ha økt fra år til år. Den observerte endringen i pH kan ikke knyttes til endringer i vannføringsregimet på den regulerte strekningen, men derimot til en generell forbedring av forsuringssituasjonen. ANC-beregninger viser at vassdraget har en akseptabel bufferevne mot sure episoder. En marginal vannkvalitet, tross mulig akseptabel høy bufferevne, kan likevel være årsaken til at vi finner få bleker, og bare en ørekyte i vårt fiskemateriale.
Resultatene indikerer imidlertid at vannkvaliteten i den undersøkte delen av Otra ikke er for dårlig for ørret.
Det ble ikke funnet signifikant forskjeller i tetthet av ørret oppstrøms og nedstrøms Kvernelvi som har noe surere og mer aluminiumsrikt vann enn Otra. Det synes derfor ikke som om vannkvaliteten i denne sidebekken er av avgjørende ørretbestanden.
Tettheten av ungfisk på strykstrekningen har vært generelt lav i hele perioden 1999 - 2003.
Variasjoner i tetthet av ørret på strykstreningene om våren lar seg ikke forklare på bakgrunn av variasjon i vannføringer. For høstperioden ble det ikke funnet signifikante forskjeller i tetthetene mellom år verken for 0+ eller eldre fisk. Så langt ser det ut som om vannføringene i 1996 og 1997 kan ha vært kritisk for rekrutteringen disse to årene, noe som førte til to svake årsklasser. Fra 1998 – 2003 har det vekslet det mellom sterke og svake årsklasser. Disse vekslingene synes ikke å være korrelert med vannføringer, men i større grad å være preget av konkurranse mellom årsklassene.
Det er ikke funnet tegn på at fisketettheten, eller kvaliteten på fisken har endret seg i terskelbassengene i undersøkelsesperioden. Vekslinger i sterke og svake årsklasser har tidvis gitt seg utslag i variasjoner i gjennomsnittslengder, vekter og alder. Fisketettheten i terskelbassengene har generelt vært høy i hele perioden og synes å være for stor i forhold til næringsgrunnlaget. Dette gir seg utslag i stagnert vekst rundt 25 cm, avtagende kondisjonsfaktor for ørret over 20 cm, og tidlig kjønnsmodning. Rekrutteringen på strykstrekningene synes derfor å være mer enn stor nok for å opprettholde bestanden.
Bleka ble påvist nederst på strekningen i 2003. Det samme skjedde i 2001. Ørekyte ble påvist for første gang i samme område i 2002. Disse funnene kan også være en indikasjon på at vannkvaliteten er i ferd med å bedre seg. Vi har ikke funnet belegg for om ørreten eller bleka vandrer mellom tersklene. Dersom vannkvaliteten fortsetter å bedre seg årene som kommer vil ørekyte sannsynligvis etablere seg på den regulerte elvestrekningen. Siden den finnes oppstrøms er det lite som kan gjøres for hindre arten i å spre seg nedover. Dersom ørekyta etablerer seg i terskelbassengene kan det benyttes ruser for å begrense antallet. Ruser har vist seg effektive til utfisking av ørekyte i grunne lokaliteter.
INNHOLD
FORORD ... 3
SAMMENDRAG ... 4
INNHOLD ... 6
1. INNLEDNING ... 8
2. MATERIALE OG METODER ... 11
2.1 OMRÅDEBESKRIVELSE... 11
2.2 GJENNOMFØRING... 14
2.3 METODER OG ANALYSER... 15
2.3.1 Vannføring ...15
2.3.2 Vanntemperatur, pH og ledningsevne ...15
2.3.3 Aluminium ...16
2.3.4 Fiske ...17
2.3.5 Statistikk...18
3. RESULTATER ... 20
3.1 VANNFØRING... 20
3.2 VANNTEMPERATUR... 22
3.3 PH 23 3.4 ALUMINIUM... 24
3.5 GENERELL VANNKJEMI OG ANC (SYRENØYTRALISERENDE KAPASITET) ... 27
3.6 VANNDEKKET AREAL - LANDSKAPSINNTRYKK... 27
3.7 FISK PÅ STRYKSTREKNINGENE... 34
3.7.1 Tettheter...34
3.7.2 Årsklasser ...34
3.7.3 Vekst ...36
3.8 FISK I TERSKELBASSENGENE T2, T5 OG T10... 37
3.8.1 Fangst ...37
3.8.2 Lengde-, vekt, alder- og kjønnsfordeling ...39
3.8.3 Årsklasser ...39
3.8.4 Vekst ...42
3.8.5 Fiskens kvalitet ...42
3.8.6 Fiskens ernæring ...43
4. DISKUSJON ... 44
4.1 FOREKOMST OG PRODUKSJON AV FISK... 44
4.2 ÅRSKLASSER OG MULIGE BEGRENSENDE FAKTORER... 45
4.2.1 Vannføring som begrensende faktor ...45
4.2.2 Vannkvalitet som begrensende faktor? ...46
4.3 FLOMMER / LOKKEFLOMMER... 47
4.4 VANNTEMPERATUR... 48
5. KONKLUSJONER ... 49
6. LITTERATUR ... 50
1. INNLEDNING
En 8 km lang elvestrekningen av Otra ved Hekni er regulert. Demningen ble påbegynt i 1993 og i 1995 ble Hekni kraftverk satt i full drift. Turbinen i kraftverket har en maksimal slukeevne på 170 m3/s. Ved vannføringer større enn dette går vannet i overløp i den regulerte delen av elva. I juni 1998 var det et overløp som resulterte i en vannføring på ca.
200 m3/s på den regulerte strekningen. Det er ikke rapportert om andre overløp av betydning. Agder Energi er pålagt å foreta undersøkelser av vannkvalitet og biologiske forhold i elvestrekningen som har fått redusert vannføring på grunn av utbyggingen i 1995 (DN 1999).
I 1996 ble det bygget 11 terskler i tidsrommet 01.06 - 01.11. for å kompensere for redusert vannføring. Vannføringen under byggingen var minimal, ca 0.5 m3/s eller lavere i en ellers tørr sommer, noe som kan tenkes å ha hatt effekt på fisken på den berørte strekningen.
I 1996 vedtok NVE at det skulle gjennomføres et prøveprogram over 5 år for minstevannføring og slipping av lokkeflommer for å framskaffe et faglig grunnlag for fastsetting av endelig reglement. De tre første årene (1.10.96 – 30.09.99) skulle vannføingen være 5 m3/s i sommerhalvåret og 3 m3/s i vinterhalvåret. De to siste årene skulle vannføringene variere mellom 3 og 5 m3/s om sommeren og mellom 1 og 3 m3/s om vinteren. Fordi vannføringskurven var feil kalibrert lå imidlertid vannføringen en god del lavere enn antatt (mellom 0,8 og 1,8 m3/s) i perioden 1. nov. 1995 til 28.05 1998. Dette resulterte i at den første delen av prøveperioden ble forlenget med to år fram til 2003.
Før byggingen av Brokke kraftverk i 1965 vandret bleka, dverglaksen i Byglandsfjorden, opp til Hallandfossen i Valle, det vil si forbi dagens regulerte strekning. Etter reguleringen forsvant bleka fra denne delen av vassdraget, noe som settes i forbindelse med reguleringen og forsuring (Barlaup et al 2003). I 1982, før byggingen av dammen ved Tjurrmo og tersklene nedenfor, ble det kun registrert ørret innenfor dagens regulerte strekning (Saltveit 1983).
Fiskeundersøkelser i 1996 og 1997 viste at den regulerte elvestrekningen hadde svært lave tettheter av ungfisk (ørret) i strykstrekningene disse årene (Vethe 1999). Eksempelvis ble det ikke registrert ørret på en stasjon nedstrøms Kvernelvi, mens det oppstrøms kun ble fanget noen få eldre fisk. I 1998 ble det imidlertid fanget en del årsyngel, særlig i nedre del av den regulerte elvestrekningen (Vethe 1999).
Otra ligger i den delen av landet som har vært relativt omfattende rammet av sur nedbør og forsuring. Vannkvaliteten i vassdraget har også vært preget av forsuring (Kaste et al. 2000).
Omfanget av forsuringseffekter på fiskebestandene i vassdraget har imidlertid ikke vært så store at kalking har blitt satt i gang, men det har ved flere anledninger vært vurdert. I dag spiller nok også den generelle forbedringen av forsuringssituasjonen i Norge en vesentlig rolle når det gjelder vannkvalitet og fisk i Otra. Generelt har sur nedbørpåvirkningen i Norge vært på sitt høyeste på begynnelsen av 1980-tallet. Etter dette har det funnet sted en
betydelig nedgang i sur nedbør på mellom 40 og 60% (Skjelkvåle et al., 2001, Tørseth et al., 2001, Hesthagen et al. 2001). I samme periode (1985-2000) er det også dokumentert en betydelig nedgang i sulfat og uorganisk aluminium (Ali) i elver og innsjøer i Norge som en direkte følge av nedgangen av sure komponenter i nedbøren (Skjelkvåle et al., 2001). Det er derfor grunn til å anta at vannkvaliteten i Otra stadig vil bli bedre.
Det tilføres forholdsvis store mengder surt vann fra sideelva Kvernelvi til den regulerte elvestrekningen (Figur 1). Etter reguleringen ble det foreslått at denne sideelva skulle kalkes fordi påvirkningsgraden fra restfeltet ville bli relativt større etter reguleringen. Det ble gitt et pålegg til regulanten om kalking av elva. Dette pålegget har i mellomtiden blitt utsatt fordi forsuringssituasjonen har bedret seg og fordi man har fryktet at kalkingen ville bidra til at ørekyte kunne etablere seg i denne delen av elva. Ørekyte regnes som mer følsom for forsuring enn ørret (Poléo et al. 1997). Ørekyte finnes i dag oppstrøms den regulerte strekningen. En viss uro med hensyn på dannelse av giftige blandsoner i forbindelse med kalking (Rosseland et al. 1992, Poléo et al. 1994) bidro også til at kalkingen ble utsatt.
Resultater fra en bunndyrundersøkelse gjennomført av LFI Bergen, på den berørte elvestrekningen i 1998 viser at det forekom moderat følsomme arter av bunndyr, som for eksempel døgnfluer Baetis sp., steinfluen Diura nanseni og vårfluen Lepidostoma hirtum. Det ble sett på som en indikasjon på at området var forsuret og ørreten kunne være skadet av forsuring i området (Vethe 1999).
På bakgrunn av foreliggende resultater ga DN et pålegg (brev datert 22.01.1999) om følgende undersøkelser:
1. Generell vurdering av elvestrekningen som leveområde for ørret, med tanke på biologiske, fysiske og kjemiske forhold.
2. Tetthet av ungfisk på et utvalg av stasjoner som er representative for hele den aktuelle elvestrekningen (bredt spekter av bunnsubstrat, vannhastighet og vanndyp).
3. Gyteforhold for voksen fisk på elvestrekningen, og da med spesiell vekt på potensielle gyteområder for byglandsbleke.
4. Vurdering av tiltak mot innvandring av ørekyt, og hvilke tiltak som kan være aktuelle dersom arten vandrer inn i området.
5. Overvåking av makrovegetasjon i området, med spesiell vekt på forekomst av krypsiv.
For å få klarhet i hva som påvirker det biologiske livet i den berørte elvestrekningen har vi rettet søkelyset mot forhold som det er rimelig å anta at kan være begrensende faktorer. De viktigste faktorene synes å være:
• Dårlig vannkvalitet, spesielt i forbindelse med snøsmelting og store flommer.
• Vannføring vinter og sommer, eventuelt store flommer i kombinasjon med dårlig vannkvalitet
• I tillegg kan begroing av krypsiv være viktig, spesielt i terskelkulpene dersom de gror til i stort omfang. En eventuell innvandring av ørekyte vil også kunne påvirke systemet.
Hensikten med denne undersøkelsen har derfor vært å framskaffe faglig grunnlag for å vurdere størrelsen på minstevannføringen og behovet for lokkeflommer innenfor konsesjonens definerte yttergrenser. Det generelle formålet har vært å se hvordan de ulike vannføringene påvirker ferskvannslevende dyr og planter, med spesiell vekt på forekomst og produksjon av fisk.
Denne rapporten oppsummerer undersøkelsene som er knyttet til fysisk - kjemiske faktorer og fisk gjennomført i perioden 1999 – 2003, sett i relasjon til tidligere arbeider i området.
Forhold som angår gyte- og oppvekstforhold for ørret og bleke og utvikling av krypsiv er tidligere rapportert i Gravem (2000, 2004) og vil ikke bli rapportert i detalj her.
2. MATERIALE OG METODER
2.1 Områdebeskrivelse
Den undersøkte strekningen er sterkt regulert og utgjør en del av Otra. Demningen ved Tjurrmo, som ligger ca. 35 km nord for Byglandsfjorden, markerer øvre del av den undersøkte strekningen og danner inntaket for Hekni kraftverk (Figur 2). Hekni kraftstasjon ligger ca. 7 km lengre ned i vassdraget, og utslippet av vann er nedenfor den undersøkte strekningen. I Otra ovenfor Byglandsfjorden finnes ørret, bleke og ørekyte. Selve Otraer ca.
238 km lang, og har sitt utløp ved Kristiansand (Figur 1). Området som har vært undersøkt i perioden 1999-2003 ligger i Valle og Bygland kommuner. Kartblad 1412 I og 1413 II (M711) dekker undersøkelsesområdet.
Berggrunnen i Otras nedbørsfelt er hovedsaklig dominert av sure bergarter som granitt og gneis, men også med innslag av omdannede sedimentære bergarter som gir noe bedre vannkvalitet. Gjennomgående er imidlertid vannet surt, spesielt i forbindelse med flommer om våren og høsten. I forbindelse med en flom i mai 1993 ble det registrert fiskedød ved Valle, litt høyere opp i vassdraget. Episoder med fiskedød er ikke rapportert siden.
Elva ovenfor den regulerte strekningen er stedvis sterkt begrodd av krypsiv (Rørslett 1987).
Også på den regulerte strekningen er det stedvis tette bestander av krypsiv (Gravem 2000, 2004). Før utbyggingen i 1995 ble det også observert sterk begroing av krypsiv ved Sordal nedenfor den regulerte strekningen (Damsgaard pers. medd.). Vegetasjonen langs den regulerte elvestrekningen er dominert av gran og furu med noe innslag av bjørk, selje og or.
Stedvis er det noe dyrka mark.
Ved navnsetting er det som hovedregel brukt navnene på topografisk hovedkartserie Norge M-711 (1:50.000). Navn fra økonomisk kartverk er benyttet der M711–kartene ikke er detaljerte nok eller navn mangler. Navnene på kartene kan variere i forhold til det folk bruker lokalt.
Figur 1. Oversiktskart over Otra som viser hvor Hekni er lokalisert..
Prøvetakingsstasjoner 1999 - 2003
Kvernelvi
Fotopunkt
Atikfloten
Herpelandsåni
Birkeland
Langeid
Figur 2. Oversikt over lokalitetene for el-fiske, garnfiske, undersøkelse av vannkvalitet, temperaturlogging og fotopunkter som er benyttet gjennom undersøkelsesperioden (1999 – 2003).
2.2 Gjennomføring
Gjennomføringen av prosjektet er basert på de fem punktene som DN har angitt i innledningen.
1. Generell vurdering av elvestrekningen som leveområde for ørret, med tanke på biologiske, fysiske og kjemiske forhold
Denne delen av prosjektet har blitt gjennomført som tre del-prosjekter. For å kunne gi en generell vurdering av elvestrekningen som leveområde for ørret ble det gjort en bonitering av oppvekst- og gyteforholdene i 1999, der bunnsubstrat, begroing, dyp og strømhastighet ble kartlagt. Dette del-prosjektet er rapportert tidligere i Gravem (2000) og vil ikke blir omtalt i detalj i denne rapporten.
I det andre del-prosjektet har vannføringen på den berørte elvestrekningen blitt logget kontinuerlig mens restfelttilsiget har blitt beregnet. Loggingen av vannføring har Agder Energi hatt ansvaret for mens SWECO Grøner har hatt ansvaret for beregningen av restfelttilsiget.
I det tredje del-prosjektet har forsuringssituasjonen i den berørte elvestrekningen blitt vurdert, og resultatene satt i sammenheng med vannkvalitetskrav for ørret, bleke og ørekyte.
Fordi aluminium er giften som dreper fisk i surt vann, har det blitt foretatt Al-fraksjonering i felt (under flom) og på innsendte vannprøver (stabil minstevannføring), etterfulgt av Al- analyser i laboratoriet. Det har blitt foretatt fire feltturer, to for hver prøveperiode for minstevannføringsregime. For hvert regime har det blitt foretatt en felttur på våren (28. april 2000, og 7. mai 2002) og en på høsten (14. november 2000 og 29. oktober 2002). Sommeren 2000 (27. juni og 28. august) ble det også samlet inn vannprøver som ble fraksjoner for aluminium i laboratoriet. 4 prøvetakingsstasjoner for vannprøver har blitt benyttet: A) Kvernelvi, B) Otra nedenfor dammen, men oppstrøms Kvernelvi, C) Otra nedstrøms utløpet av Kvernelvi (maks. 100m) og D) Otra ved Røysland (Figur 2). Det har også blitt tatt vannprøver ved hver stasjon for generell vannkjemi under hver felttur, samt under innsamling av vannprøver for Al-fraksjonering og analyser i forbindelse med stabil minstevannføring. Vannprøvene har fungert som støtte for Al-analysene og for beregninger av ANC (syre-nøytraliserende kapasitet) som er viktig for å gi en bedre vurdering av vannkvaliteten i området. Følgende parametere er analysert i vannprøvene: pH, ledningsevne (Cond), alkalinitet, Na, Ca, Mg, K, Cl, F, NO3, SO4, NH4, Si, Al (tot), TOC.
2. Tetthet av ungfisk på et utvalg av stasjoner som er representative for hele den aktuelle elvestrekningen (bredt spekter av bunnsubstrat, vannhastighet og vanndyp)
For å kunne følge utviklingen av ungfiskbestanden ble det valgt 5 stasjoner hvorav 3 var benyttet i tidligere undersøkelser (Vethe 1999). For å avklare betydningen av surt vann fra Kvernelvi på fisken ble det lagt en stasjon rett oppstrøms og en rett nedstrøms denne. Arne Vethe (Bygland Kommune) har stått for fiskingen, og har analysert materialet med hensyn på lengde alder, vekt og ernæring. Alle elfiskestasjonene ble fisket hver vår (april – juni) og hver høst i september på tilnærmet like vannføringer gjennom de to prøveperiodene.
Siden terskelbassengene utgjør en stor del av den regulerte elvestrekningen ble det også gjennomført et garnfiske i tre av terskelbassengene. Dette fisket ble gjennomført hver høst i
september samt våren 1999 og våren 2001. Arne Vethe hadde ansvaret for fiskingen og analysen av fisken.
Når det gjelder bunndyr er det gjort en innsamling hvert år. I samråd med styringsgruppa for prosjektet er imidlertid ikke dette materialet bearbeidet .
3. Gyteforhold for voksen fisk på elvestrekningen, med spesiell vekt på potensielle gyteområder for byglandsbleke
Denne delen av prosjektet dekkes av boniteringen og er rapportert i Gravem (2000). Disse forhold rapporters derfor ikke her i detalj.
4. Vurdering av tiltak mot innvandring av ørekyt, og hvilke tiltak som kan være aktuelle dersom arten vandrer inn i området.
På bakgrunn av resultatene er det gitt en kort vurdering av status for ørekyte i den berørte delen av elvestrekningen. Muligheten for å begrense eller hindre spredning og etablering av arten i området er diskutert.
5. Overvåking av makrovegetasjon i området, med spesiell vekt på forekomst av krypsiv.
Denne delen av prosjektet dekkes av registreringer av krypsiv gjennomfør i 1999, 2001 og 2003 og er rapportert i Gravem (2004). Resultatene fra denne undersøkelsen vil ikke bli omtalt i detalj i denne rapporten.
2.3 Metoder og analyser
2.3.1 Vannføring
Vannføringen rett nedstrøms dammen ved Tjurrmo er blitt logget automatisk hver halvtime i undersøkelsesperioden. Loggeren fungerte imidlertid ikke tilfredstillende i 1999 og vannføringsdata fra 1999 er derfor noe mangelfulle. Vannføringen rett oppstrøms Hekni kraftstasjon, det vil si nederst langs den regulerte strekningen, er beregnet ved å summere vannføringen ved Tjurrmo med tilsiget fra restfeltet. Tilsiget er beregnet ved en arealskalering av data fra det mest nærliggende vannmerket, 19.104 Sognedalsåi, beliggende i Nidelv-vassdraget, som har tilnærmet like fysiografiske forhold som det aktuelle restfeltet til Otra.
2.3.2 Vanntemperatur, pH og ledningsevne
Vanntemperatur og pH ble logget automatisk ved Tjurrmo hver halvtime i prøveperioden.
For 1999, de tre føreste månedene i 2000 og i desember 2003 er det manglende logginger av pH. For 2002 og 2003 foreligger ikke temperaturdata fra Langeid (fra nederst på
strekningen). I 2002 skyldes dette feil på loggeren og i 2003 var det ikke mulig å få opp loggeren på grunn av tykk is (Lars Damsgaard pers. medd.).
I felt ble vanntemperatur og ledningsevne gjort direkte i vannet ved hjelp av et YSI 30M/10FT Conductivity Meter, mens pH i vannet ble målt med et Radiometer pH-meter-29 med en GK 2401 C kombinert glass/referanse elektrode. Radiometer pH-buffer 4,01 og 7,0 ble brukt til å kalibrere elektroden. Vannet ble samlet på prøveflasker av polyester som på forhånd var skylt i det samme vannet som prøven ble tatt fra. pH-verdien ble avlest til nærmeste 0,1 pH-enhet når pH-meteret varierte mindre enn 0,05 pH-enhet/min.
Standardavviket for målt pH er ± 0,04 pH-enhet.
2.3.3 Aluminium
Fraksjonering av aluminium (Alr, Ala, Alo og Ali) ble gjort direkte i felt (in situ) ved fire utvalgte stasjoner (Figur 2). Analyse av aluminium i de frakjsonerte prøvene ble deretter foretatt i laboratoriet ved Biologisk institutt, Universitetet i Oslo. Barnes/Driscoll metoden ble benyttet til å fraksjonere og analysere aluminium, hvor kationebytting kombineres med keton-ekstraksjon (Barnes 1975, Driscoll 1984). Dette er en velegnet fraksjonerings- analysemetode for aluminium i vann, spesielt under feltforhold (Sullivan et al. 1986, Lydersen et al. 1994). Standardavviket for metoden er beregnet til omtrent 1% av gjennomsnittet (Sullivan et al. 1986), og deteksjonsgrensen er 13 µg Al/l (Vogt et al. 1994).
Ved ekstraksjon av en vannprøve kompleksbindes aluminium med 8-hydroksyquinolin (HQ) (C9H7NO), og Al-HQ-komplekset ekstraheres over i en organisk fase av metylisobutylketon (MIBK). Vi har benyttet en ekstraksjonstid på 20 sek, slik Barnes (1975) anbefaler. Ekstraktene ble lagret ved 4ºC i minst 24 timer før absorbansen ble målt ved 395 nm ved hjelp av et Shimadzu UV-1201 spektrofotometer. Absorbansen ble også målt ved 600 nm for å korrigere for interferens med jern (Sullivan et al. 1986).
Mengden monomere Al-forbindelser (Ala) ble bestemt ved direkte ekstraksjon av en ubehandlet vannprøve (Driscoll 1984). Vannprøvene ble imidlertid også kationebyttet. Ved kationebytting holdes positivt ladede forbindelser tilbake i ionebytterkolonnen, mens negative og uladede forbindelser slipper gjennom. Vi benyttet en kationebytter på Na+-form (Amberlite IR-120, 10 ml ionebyttermasse i kolonnen). For å unngå forandringer i Al- fraksjonene, som følge av endring i pH under ionebytting, ble pH i ionebytteren justert slik at pH ikke avvek mer enn 0,5 pH-enheter fra pH i vannprøven. Væskehastigheten gjennom kolonnen var 3,8 ml/min pr. ml ionebyttermasse. Ionebyttermassen ble preparert med 60 ml 10÷4 M NaCl mellom hver vannprøve, og 60 ml vannprøve ble alltid kjørt gjennom ionebytteren før 2 x 60 ml ble samlet for videre analyse (ekstraksjon).
Blant annet på bakgrunn av ekstraksjonstiden (20 sek) er det aluminiumet vi ekstraherer fra en kationebyttet vannprøve definert som ikke-labilt aluminium. I naturlig vann defineres ofte denne fraksjonen som monomert organisk aluminium (Alo) (Driscoll 1984). Monomert uorganisk aluminium (Ali) sitter da igjen i ionebytteren. Konsentrasjonen av Ali ble derfor beregnet som differansen mellom Ala og Alo. Fordi det er de uorganiske monomere Al- formene som er giftige, og som er startmolekylene for Al-polymeriseringen (Hem &
Roberson 1967, Lydersen et al. 1990, Poléo 1995), er det viktig å bestemme mengden av disse.
Kolloidale, polymere, stabile organiske og hydroksiorganiske Al-forbindelser er ikke ekstraherbare i løpet av 20 sek. Den totale konsentrasjonen av aluminium (Alr) i prøvene ble derfor analysert ved HQ-MIBK-ekstraksjon etter at vannprøvene var surgjort med HNO3 til pH 1,0, og lagret i minst 24 timer. (Tabell 1) gir en oversikt over fraksjonene som er analysert og beregnet.
Tabell 1 Beskrivelse av de ulike Al-fraksjonene som ble målt eller beregnet
Alr: Totalt aluminium, bestemmes ved ekstraksjon av vannprøve surgjort til pH 1 med HNO3, minst 24 time etter surgjøring.
Ala: Totalt monomert aluminium, bestemmes ved ekstraksjon av ubehandlet vannprøve.
Alo: Organisk monomert aluminium, bestemmes ved ekstraksjon av eluatet fra kationebyttet prøve.
Ali: Uorganisk monomert, eller labilt, aluminium som beregnes som differansen Ala - Alo.
Vannprøvene som ble tatt for analyser av generelle vannkjemiparametere ble analysert ved laboratoriet til National Geological Survey, Praha, Tsjekkia, etter standard metoder for hver enkelt parameter.
2.3.4 Fiske
Det henvises til boniteringsrapporten (Gravem 2000) for en beskrivelse av substrat, begroingsforhold og andre fysiske forhold på de ulike el-fiske stasjonene. El-fisket ble gjennomført på et areal på minst 100 m2 som ble overfisket tre ganger etter en standardisert metode (Bohlin m.fl. 1989). Med unntak av en stasjon våren og høsten 1999 har arealet av alle stasjoner vært konstant i hele prosjektperioden. Tettheter ble beregnet på grunnlag av fangsttall. Metoden bygger på at tettheten av fisk beregnes ut fra nedgangen i fangst mellom hver fiskeomgang. Når konfidensintervallet overstiger 75% av estimatet har vi benyttet et estimat som tar utgangspunkt i at fisken som ble fanget utgjorde 87,5% av det som fantes på det aktuelle arealet. Det vil si at vi antar at 50% av fisken blir fanget i hver fiskeomgang.
Estimatet beregnes da etter følgende formel:
X= (X1+X2+X3)/0,875 (1)
I likning 1 er X1, X2, og X3 fangst av fisk i fiskeomgang nr 1, 2 og 3.
Innsamlet ungfisk ble tatt med for vanlig prøvetaking. Prøver som ble tatt av fisken er beskrevet under.
Garnfisket ble utført med 3 multigarn i hver terskel. To av multigarna var sammensatt av garnsegmenter (hvert segment 1,5 x 5 m) med følgende maskevidder i mm: 45, 35, 26, 22, 18,5, 15, 12,5 og 10. Garna var 40 m lange og ble satt enkeltvis. I tillegg ble det brukt en nyere
utgave som bestod av 12 garnsegmenter (hvert segment 1,5 x 2,5 m) med følgende maskevidder i mm: 55, 43, 35, 29, 24, 19,5, 15,5, 12,5, 10, 8, 6,3 og 5 mm. Med maskevidder under 10 mm burde disse kunne fange yngel i tersklene dersom det er yngel der. Ved beregning av fangst pr. innsats er fangstene på maskevidder 22 og 26 mm slått sammen med maskevidde 24 mm. Fangst pr. innsats er beregnet ut fra 100 m2 garnflate og 24 timers fangst.
I forhold til tidligere år er total fangst eller fangst pr innsats (CPUE) justert noe ned fordi arealet som utgjøres av 5 mm maskevidde ikke inngikk i estimatet. Denne maskevidden er nå tatt med og totalarealet er derfor noe større.
Fiskematerialet ble analysert med hensyn på lengde, vekt, kjønn, utviklingsstadier av gonader (rogn, residualrogn og melke), alder, vekst, ernæring, kjøttfarge, grad av parasittering og fettavleiring.
Ørretene ble lengdemålt til nærmeste mm når de lå utstrakt på målebrettet (naturlig lengde – Ricker 1979). Vekten ble målt til nærmeste gram på elektronisk vekt. Modningsstadium ble vurdert etter en skala fra 1-7 (Dahl 1917) der 1 og 2 er umoden fisk, 3-5 er fisk som skal gyte kommende sesong, 6 er gytende fisk og 7 er utgytt fisk. Skjellprøver til alders- og vekstbestemmelse ble tatt fra et område langs fiskens sider mellom rygg og fettfinne (Dannevig & Høst 1931). Ørretens alder ble bestemt ved analyse av skjell og otolitter (Jonsson 1976). Empirisk lengdevekst ble bestemt. Fisken mageinnhold ble undersøkt og volumet av ulike næringsdyr ble vurdert i prosent (Hynes 1950). Fyllingsgraden i magene (0- 25, 25-50, 50-75, 75-100 %) ble notert. Kjøttfarge ble gruppert til hvit, lys rød, og rød. Fiskens kondisjonsfaktor er beregnet etter Fultons formel:
K= vekt (gram) x 100 lengde³ (cm)
Kondisjonsfaktoren gir et mål på fiskens kvalitet og kan derfor si noe om næringstilgangen for fisken (Bagenal & Tesh 1978). Kondisjonsfaktorens sammenheng med fiskens kvalitet kan grovt klassifiseres som vist i Tabell 2.
Tabell 2. Forholdet mellom kondisjonsfaktor og fiskens kvalitet.
Svært mager Mager Middels kvalitet
God kvalitet Meget god kvalitet
Svært feit Ørret K = 0,85 k = 0,90 k = 0,95 k = 1,0-1,05 k = 1,1-1,15 k = 1,2
Graden av parasittisme har en tendens til å øke med bl.a. alderen på fisken og bestandstettheten. Ved litt infisering er det kun enkeltcyster på innvollene (spesielt magesekk og tarm). Ved sterk infisering (grad 3) er også bukhuleveggen angrepet og innvollene kan være sammenvokst med bukhuleveggen.
2.3.5 Statistikk
Alle statistiske tester ble utført i programmet JMP (Versjon 4). Eventuell forskjeller i fangst per innsats, lengde, vekt, alder og kondisjonsfaktor mellom ulike år i tersklene (garnfangst) ble testet med variansanalyse (ANOVA) og Tukey Honestly Significant Difference test (Tukey HSD).
Eventuelle forskjeller i lengde, vekt, alder eller kondisjonsfaktor mellom fangsten i tersklene (garnfangst om høsten) innen hvert enkelt år ble også testet med Welch ANOVA/ANOVA og eventuelt Tukey HSD.
Eventuelle forskjeller i tetthet på stasjon T3A og T3B (elfiske) ble testet med t-test. Materialet ble delt mellom vår/høst og 0+/eldre.
Eventuelle forskjeller i tetthet av fisk på strykstrekningene (elfiske) mellom år ble testet med Welch ANOVA / ANOVA og eventuelt Tukey HSD. Materialet ble delt mellom vår/høst og 0+/eldre.
Eventuelle forskjeller i varians mellom gruppene ble testet med Levenes test. Når variansen mellom gruppene var forskjellig ble Welch ANOVA test for unequal variances benyttet.
Shapiro-Wilkes test ble benyttet for å undersøke om dataene var normalfordelt. I de tilfellene dataene ikke var normalfordelt ble de log-transformert.
3. RESULTATER
3.1 Vannføring
I perioden fra 01.10.1998 til 30.09.2001 ble det sluppet 5 m3/s i sommerhalvåret (01.05.-30.09.) og 3 m3/s i vinterhalvåret (01.10-30.04.). I den siste 2-årsperioden, dvs i tiden 01.10.2001 til 30.09.2003, ble det sluppet 3 m3/s i sommerhalvåret og 1 m3/s i vinterhalvåret, etter samråd med NVE og Fylkesmannens miljøvernavdeling i Aust-Agder.
Vannføringsdata fra 1999 er noe mangelfulle fordi loggeren ikke fungerte tilfredstillende (Brodtkorb og Vethe 1999). I juni / juni 1999 ble det imidlertid registrert en flomtopp å på 67,9 m3/s nede ved Langeid og 63,2 m3/s oppe ved Tjurrmo på grunn av et overløp. I perioden 2000 til og med 2003 har vannføringen ved Tjurrmo gjennomgående fulgt det fastsatte reguleringsnivået (Figur 3). Mønsteret i vannføring i 2000 til og med 2003 var forholdsvis likt med relativt stabile forhold om vinteren og sommeren. Alle årene var det dessuten flommer om våren og høsten. Høstflommene i 2002 var imidlertid svært små. I 2000 og 2001 (første prøveperiode) var maksimum vannføring om våren henholdsvis 32,4, og 27,9 m3/s og 47,8 og 39,5 m3/s om høsten. I 2002 (andre prøveperiode) forekom den største vannføringen i juli med 26,9 m3/s og vannføringene fra restfeltet vår og høst var mindre enn de to forgående årene (Figur 3). Største vannføring i 2003 var 20,1 m3/s om våren og 20,3 m3/s om høsten (Figur 3).
Årsmiddelverdiene for vannføringen nederst på strekningen i 2000, 2001, 2002 og 2003 var på henholdsvis 8,0, 5,7 og 3,7 og 4,2 m³/s.
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato
m3/s
Restfeltets bidrag Vannføring ved Tjurrmo
Vannføring oppstrøms Hekni kraftstasjon
2000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato m3/s
Restfeltets bidrag Vannføring ved Tjurrmo
Vannføring oppstrøms Hekni kraftstasjon 2001
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato m3/s
Restfeltets bidrag Vannføring ved Tjurrmo
Vannføring oppstrøms Hekni kraftstasjon
2002
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato m3/s
Vannføring Tjurrmo Restfeltets bidrag
Vannføring oppstrøms Hekni kraftstasjon
2003
Figur 3. Vannføring målt ved Tjurrmo og beregnet vannføring fra restfeltet og oppstrøms Hekni kraftstasjon i perioden 2000 - 2003. Dataene fra 1999 er mangelfulle.
3.2 Vanntemperatur
I 1999 varierte vanntemperaturen målt ved Tjurrmo mellom 3,5 og 12,7 oC i den perioden den ble registrert. Data er imidlertid noe mangelfulle og maksimumstemperatur det året er sannsynligvis ikke registrert (Brodtkorb og Vethe 1999). Vanntemperaturen varierte mellom 1,5 (start april) og 18,3 oC (medio juli), målt ved Tjurrmo (øverst) i perioden april – desember i 2000. Det var ofte relativt store svingninger i vanntemperaturen fra dag til dag.
Vanntemperaturen ved Langeid (nederst) i perioden mai - oktober (vekstsesong for ørret) var gjennomsnittlig 1,6 oC høyere enn ved Tjurrmo (Figur 4). Dette utgjør en forskjell på ca 260 døgngrader. Vi mangler imidlertid data fra januar til mai 2000.
Vanntemperaturen ved Tjurrmo (øverst) i perioden januar – desember i 2001, varierte mellom 1,5 (start april) og 18,3 oC (medio juli). Det var ofte relativt store svingninger i vanntemperaturen fra dag til dag. Vanntemperaturen ved Langeid (nederst) i perioden mai - oktober (antatt vekstsesong for ørret) var gjennomsnittlig 1,3 oC høyere enn ved Tjurrmo (Figur 4). Dette utgjør en forskjell på ca 200 døgngrader. Forskjellen var noe mindre i 2001 enn i 2000. I januar og februar og desember 2001 var temperaturen ned mot 0 oC i lengre perioder.
Vanntemperaturen ved Tjurrmo (øverst på strekningen) i perioden januar – desember 2002 varierte mellom 0,3 (start februar) og 15,0 oC (medio juli), mot 0,8 og 16,1 oC i 2003. Som tidligere år var det ofte relativt store svingninger i vanntemperaturen fra dag til dag. Både for 2002 og 2003 mangler temperaturdata fra Langeid hvilket gjør at vi ikke har noe mål på temperaturforskjeller øverst og nederst på den regulerte strekningen.
Middelverdien for vanntemperaturen i perioden mai - oktober (antatt vekstsesong for ørret) for 2003 – 2000 var henholdsvis 8,9°C, 8,8°C, 9,8°C og 9,1 °C. I 2000 har vi data bare fra 10.05 og ut året.
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
10.5. 10.6. 10.7. 10.8. 10.9. 10.10. 10.11. 10.12.
Dato oC
Temp ved Langeid Temp ved Tjurrmo
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato oC
Temp Langeid Temp Tjurrmo 2001 2000
Venntemperatur Tjurrmo 2002
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato oC
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato
Vanntemperatur Tjurrmo 2003
oC
Figur 4. Vanntemperaturen målt ved Tjurrmo (øverst) og Langeid (nederst) i den regulerte elvestrekningen i 2000 og 2001, og ved Tjurrmo i 2002 og 2003.
3.3 pH
pH ved Tjurrmo varierte mellom 6,0 og 6,8 i 2003, mellom 5,8 og 6,8 i 2002 og mellom 4,9 og 6,6 i 2001, og mellom 5,2 og 6,3 i 2000 (Figur 5). I 2000 mangler verdier fra 1.1.–7.4. og i 2003 fra 2.12. og ut året. Det mangler også data fra store deler av 1999. Generelt synes det å være en økning i pH i måleperioden.
3.0 3.5 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0
1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6. 1.7. 1.8. 1.9. 1.10. 1.11. 1.12.
Dato
pH
pH 2000 pH 2001 pH 2002 pH 2003 pH 6.0
Figur 5. pH gjennom året logget ved Tjurrmo i perioden 2000-2003.
4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
pH
A B C D Stasjoner
4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
28.april 2000
Feltturer 2000 og 20022000 og 2002
pH
A B C D Stasjoner
A B C D Stasjoner
27.juni 2000
28.aug.
2000
14.nov.
2000
7.mai 2002
29.okt.
2002 4,5
5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
pH
A B C D Stasjoner
4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
28.april 2000
Feltturer 2000 og 20022000 og 2002 Feltturer 2000 og 20022000 og 2002
pH
A B C D Stasjoner
A B C D Stasjoner
27.juni 2000
28.aug.
2000
14.nov.
2000
7.mai 2002
29.okt.
2002
Figur 6. pH ble målt i felt under feltturene i 28. april og 14. november 2000 og i 7. mai og 29. oktober 2002 . 27. juni og 28.august ble pH målt på laboratoriet ved Universitetet i Oslo på innsendte prøver.
pH i vannprøvene som ble tatt under feltturene varierer ganske mye fra stasjon til stasjon og fra prøvetaking til prøvetaking. Jevnt over er vann fra Kvernelvi (stasjon A) surere enn vann fra de andre stasjonene. Med ett unntak, 27. juni 2000, ligger pH i Kvernelvi rundt eller under 6,0 (Figur 6). 7. mai 2002 ble pH i Otra oppstrøms Kvernelvi (stasjon B) målt til 4,9.
Dette er meget lavt, og vi kan ikke se bort fra at dette kan være en feilmåling. Det lar seg dessverre ikke gjøre å kontrollere denne verdien fordi vi ikke har lagret noen vannprøve.
Restfeltet bidro imidlertid ganske mye til vannføringen denne datoen, og pH i Kvernelvi (del av restfeltet, pH 5,8) var betydelig høyere enn i Otra oppstrøms Kvernelvi. Tar vi pH forskjellen i Otra og Kvernelvi i betrakting sammen med det relativt høye bidraget til vannføringen fra restfeltet i forhold til Otra, finner vi også at pH i Otra nedstrøms Kvernelvi (stasjon C pH 5,4) lå mellom det som ble målt i Otra oppstrøms Kvernelvi og i selve Kvernelvi (Figur 6).
3.4 Aluminium
Det er relativt mye aluminium i de fleste vannprøvene vi har analysert. Den totale konsentrasjonen av aluminium (Alr) i Kvernelvi varierer mellom 84 og 211 µg/l gjennom undersøkelsesperioden. Med unntak av høsten 2002 ligger konsentrasjonen av totalt monomert aluminium (Ala) i Kvernelvi omlag 50 µg/l lavere enn Alr-konsentrasjonen (Figur 7). Den fraksjonen av aluminium, monomert uorganisk (Ali), som regnes for å være sterkest knyttet til vannets giftighet for fisk, varierer mellom 28 og 51 µg/l gjennom undersøkelsesperioden.
Otra oppstrøms Kvernelvi har noe lavere Alr-konsentrasjoner enn Kvernelvi, og de varierer mellom 19 og 189 µg/l gjennom undersøkelsesperioden (Figur 7). I dette vannet utgjør Ala en noe større andel av den totale mengden aluminium, sammenlignet med vannet fra Kvernelvi. Ali-konsentrasjonene er sågar høyere enn i Kvernelvi ved flere av prøvetakingene (mellom 40 og 47 µg/l). I Otra rett nedenfor utløpet av Kvernelvi, er konsentrasjonene av Alr
(mellom 18 og 161 µg/l) lavere enn i både Kvernelvi og i Otra oppstrøms Kvernelvi (Figur 8).
Ala utgjør en varierende mengde av Alr, mens Ali-konsentrasjonen varierer mellom 6 og 62 µg/l gjennom undersøkelsesperioden. Lenger ned i vassdraget, ved stasjon D, er konsentrasjonene av de ulike Al-fraksjonene nesten like høye som i Kvernelvi (Figur 7 og Figur 8). Alr-konsentrasjonen varierer mellom 21 og 217 µg/l gjennom undersøkelsesperioden. Ala utgjør en varierende mengde av Alr, og Ali-konsentrasjonen varierer mellom 12 og 63 µg/l.
I det store og hele er det totale innholdet av aluminium høyere om våren og høsten (2000 og 2002), sammenlignet med sommerperioden (2000). Det er også en tendens i materialet som indikerer at totalinnholdet av aluminium, så vel som konsentrasjonene av de ulike Al- fraksjonene, er lavere i 2002 enn i 2000 når vi ser på de tre stasjonene i selve Otra (Figur 7 og Figur 8). I Kvernelvi ser det ikke ut til å være slik.
Kvernelvi - stasjon A
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali
Kvernelvi - stasjon A
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002 Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Alr Ala Alo Ali
Otra oppstrøms Kvernelvi - stasjon B
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Otra oppstrøms Kvernelvi - stasjon B
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002 Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Alr Ala Alo Ali
Figur 7. Konsentrasjonene av ulike Al-fraksjoner i vann fra Kvernelvi og Otra oppstrøms Kvernelvi i perioden 2000-2002.
Otra nedstrøms Kvernelvi - stasjon C
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali
Otra nedstrøms Kvernelvi - stasjon C
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002 Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Alr Ala Alo Ali
Otra ved terskel - stasjon D
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Otra ved terskel - stasjon D
0 50 100 150 200 250
Aluminium (µg/l)
Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002 Vår 2000 Sommer 2000 Høst 2000 Vår 2002 Høst 2002
Alr Ala Alo Ali Alr Ala Alo Ali
Figur 8. Konsentrasjonene av ulike Al-fraksjoner i vann fra Otra like nedstrøms Kvernelvi og Otra ved terskel, i perioden 2000-2002.
3.5 Generell vannkjemi og ANC (Syrenøytraliserende kapasitet)
Tabell 3. Generelle vannkjemidata (analysert i Tsjekkia) og beregnede ANC-verdier.
Parameter Stasjon A Stasjon B Stasjon C Stasjon D
Cond. uS/cm 10,6 11,95 11,7 12,3
pH 5,1 6,0 6,0 6,0
Alkal. ueq/L -8,5 10,4 9,8 12,9
Na mg/l 0,71 0,84 0,80 0,85 K mg/l 0,06 0,14 0,12 0,13 Mg mg/l 0,12 0,16 0,15 0,16 Ca mg/l 0,36 0,70 0,64 0,71
SiO2 mg/l <2.0 <2.0 <2.0 <2.0
NH4+ mg/l <0.02 <0.02 <0.02 <0.02
F mg/l <0.02 0,026 0,026 0,030
Cl mg/l 1,09 1,24 1,24 1,27
NO3 mg/l 0,36 0,10 0,10 0,10
SO4 mg/l 0,88 1,08 1,07 1,20
ANC 4,7 28,9 23,0 25,8
De fleste av de generelle vannkjemiske parametrene som ble analysert i vannprøvene viser liten variasjon mellom stasjonene. Stasjon A i Kvernelvi har betydelig lavere pH enn stasjonene i hovedelva. Videre er Ca2+-konsentrasjonen bare halvparten av den vi finner i Otra. Beregningene av syrenøytraliserende kapasitet (ANC) viser at vannet fra Kvernelvi har betydelig svakere bufferevne enn vannet i Otra, med en ANC på ca 5 mens Otra ligger over 20.
3.6 Vanndekket areal - landskapsinntrykk
Oppdraget omfattet ikke vurdering av vanndekket areal eller en vurdering av landskapet.
Imidlertid ble det foretatt en rekke fotograferinger ved ulike vannføringer i prosjektperioden, og vi har derfor funnet grunn til å kommentere dette.
Bilder av terskelbassenger og strykstrekninger ved ulike vannføringer (5, 3 og 1 m3/s) er vist i figur 9-19. Bildene viser at det visuelle inntrykket av terskelbassengene endres lite ved de ulike vannføringene. For strykstrekningene, som utgjør om lag 1/3 av elvestrekningen, er forandringene større når vannføringen endres. Dette gjelder spesielt på vinterstid når vannføringen reduseres fra 3 m3/s til 1 m3/s. Ved 1 m3/s er det stedvis en økt eksponering av stein i elveløpet og en må en forvente et større isdekt areal på begge sider av elva, spesielt i kalde vintrer. Ved 5 og 3 m3/s er det visuelle inntrykket på strykstrekningene omtrent den samme.
Figur 9. Terskelbassenget T2 sett oppover ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002. Foto Arne Vethe.
Figur 10. Strykstrekningen rett nedenfor terskel T2 sett nedover ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 11. T3B sett oppover ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 12. Nedstrøms T4 ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
.
Figur 13. Mellom T4 og T5 sett oppover ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 14. T5 sett oppover ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 15. T8 ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 16. Aktifloten ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 17. Atikfloten ned mot T9 ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 18. T9 Herpelandsåna ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
Figur 19. T9 Birkeland ved (1) 5 m3/s (4.8.1999), (2) 3 m3/s (18.07.2002), (3) 3 m3/s (16.03.2001), (4) 1 m3/s (21.02.2002). Foto Arne Vethe.
3.7 Fisk på strykstrekningene
3.7.1 Tettheter
Det ble ikke fanget eller observert andre arter enn ørret på strykstrekningene i undersøkelsesperioden 1999-2003. Tettheten av ørret var lav hele perioden, og lavere om våren enn om høsten (Figur 20).
Om våren var tettheten både av 0+ (ett åringer) og av eldre ørretunger sjelden over 5 individer pr 100 m2 og med et gjennomsnitt for hele perioden 1999–2003, på henholdsvis 3,4 og 2,2 individer pr 100 m2. Høyest tetthet av 0+ ble funnet på den nederste stasjonen (T9) (Figur 20).
For vårperioden ble det funnet signifikant høyere tetthet av 0+ (ettåringer) våren 2000 (1999- årsklassen) i forhold til våren 2001 (2000-årsklassen) (ANOVA; F 4,22 = 3,98, P = 0,017). For eldre ørret ble det funnet signifikant høyere tetthet våren 2001 og 2002 i forhold våren 1999 og 2003 (ANOVA; F 4,22 = 8,24, P = 0,0006). Det var altså ingen forskjeller som peker seg ut i forhold til de to vannføringsregimene. Forskjellene i tetthet ga seg utslag i antall fisk som ble fanget og Figur 21 fremstiller mer illustrativt det testene viser.
Tetthetene om høsten var noe høyere enn om våren, men de fleste verdien lå under 10 individer pr 100 m2 (Figur 20). Unntaket var nederste stasjon (T9) som hadde forholdsvis høye tettheter av 0+ i 1999, 2001 og 2003. Gjennomsnittstettheten for hele perioden for 0+ og eldre ørret var henholdsvis 8,9 og 6,2 individer pr 100 m2. Laveste tetthet av eldre fisk i perioden ble funnet høsten 2003 med et gjennomsnitt på 4,4 individer pr. 100 m2. For høstperioden ble det ikke funnet signifikante forskjeller i tetthetene mellom år verken for 0+
(Welch ANOVA; F-ratio 2,93, P = 0,08) eller eldre fisk (ANOVA F 4,24 = 1,35, P = 0,29). Som det framgår av Figur 20 ble det fanget flest 0+ ørret høsten 1999 og 2003, og flest ettåringer og eldre fisk i 1999 – 2001, men forskjellene var altså ikke signifikante.
På stasjonen ovenfor og rett nedenfor Kvernelvi (sideelva som har relativt surt vann) ble det ikke funnet signifikante forskjeller i tettheter verken for 0+ eller eldre ørret når vi sammenligner de ulike årene verken om våren eller høsten (T-test, P = 0,286 (vår) 0,30 (høst) for 0+, P = 0,734 (vår) 0,64 (høst) for eldre ørret).
Gjennomgående dominerte 0+ og 1+ både vår og høst på strykstrekningene (Figur 21). I tillegg forekom gjerne en del 2+ og av og til noe eldre ørret. To unntak fra dette mønsteret var våren 1999 og våren 2003 da det ble funnet svært få 1+. I tillegg ble det ikke funnet 2+
våren 1999 (Figur 21).
3.7.2 Årsklasser
Fordi det ble fisket på tilnærmet samme areal både vår og høst er det mulig å sammenligne antall fisk som ble fanget fra gang til gang. Indirekte kan vi derfor sammenligne årsklassestyrken. Selv om arealet på elfiskestasjonene våren 1998 var mindre fordi to stasjoner manglet ser vi at 1998 – årsklassen framstår som relativt tallrik (Figur 21). 1998- årsklassen var også tallrik høsten 1999. Tilsvarende ser vi at 1999-årklassen var tallrik både høsten 1999, høsten 2000 og høsten 2001, mens 2000, 2001 og 2002-årsklassen synes å være
