Laks Og Sjøaure I Daleelva I Høyanger Bestandsutvikling, Flaskehalser Og Vurdering Av Tiltak

1796 Laks og sjøaure i Daleelva i Høyanger Bestandsutvikling, flaskehalser og vurdering av tiltak

Ola Ugedal, Eli Kvingedal, Terje Bongard, Anders Foldvik, Trygve Hesthagen, Jan Gunnar Jensås og Gunnel Østborg

NINAs publikasjoner

NINA Rapport Dette er en elektronisk serie fra 2005 som erstatter de tidligere seriene NINA Fagrapport, NINA Oppdragsmelding og NINA Project Report. Normalt er dette NINAs rapportering til oppdragsgiver etter gjennomført forsknings-, overvåkings- eller utredningsarbeid. I tillegg vil serien favne mye av instituttets øvrige rapportering, for eksempel fra seminarer og konferanser, resultater av eget forsknings- og utredningsarbeid og litteraturstudier. NINA Rapport kan også utgis på annet språk når det er hensiktsmessig.

NINA Temahefte Som navnet angir behandler temaheftene spesielle emner. Heftene utarbeides etter behov og serien favner svært vidt; fra systematiske bestemmelsesnøkler til informasjon om viktige problemstillinger i samfunnet. NINA Temahefte gis vanligvis en populærvitenskapelig form med mer vekt på illustrasjoner enn NINA Rapport.

NINA Fakta Faktaarkene har som mål å gjøre NINAs forskningsresultater raskt og enkelt tilgjengelig for et større publikum. De sendes til presse, ideelle organisasjoner, naturforvaltningen på ulike nivå, politikere og andre spesielt interesserte. Faktaarkene gir en kort framstilling av noen av våre viktigste forsk- ningstema.

Annen publisering I tillegg til rapporteringen i NINAs egne serier publiserer instituttets ansatte en stor del av sine viten- skapelige resultater i internasjonale journaler, populærfaglige bøker og tidsskrifter.

1796 Laks og sjøaure i Daleelva i Høyanger: Bestandsutvikling, flaskehalser og vurdering av tiltak

Ola Ugedal Eli Kvingedal Terje Bongard Anders Foldvik Trygve Hesthagen Jan Gunnar Jensås Gunnel Østborg

Norsk institutt for naturforskning NINA Rapport 1796

Ugedal, O. Kvingdal, E., Foldvik, A., Hesthagen, T. Bongard, T., Jensås, J.G. & Østborg, G. 2020. Laks og sjøaure i Daleelva i Høyanger. Bestandsutvikling, flaskehalser og vurdering av tiltak. - NINA Rapport 1796. Norsk institutt for naturforskning.

Trondheim, mai 2020 ISSN: 1504-3312 ISBN: 978-82-426-4553-1

RETTIGHETSHAVER © Norsk institutt for naturforskning Publikasjonen kan siteres fritt med kildeangivelse

TILGJENGELIGHET Åpen

PUBLISERINGSTYPE Digitalt dokument (pdf)

KVALITETSSIKRET AV Randi Saksgård

ANSVARLIG SIGNATUR Forskningsleder Ingeborg Palm Helland (sign.)

OPPDRAGSGIVER(E)/BIDRAGSYTER(E) Statkraft Energi AS og Fylkesmannen i Vestland

KONTAKTPERSON(ER) HOS OPPDRAGSGIVER/BIDRAGSYTER Sjur Gammelsrud og Jon Anton Gladsø

FORSIDEBILDE Daleelva sett nedstrøms fra hengebrua midt i elva Foto: Anders Foldvik

NØKKELORD Daleelva Vestland Laks Sjøaure Vannkraftutbygging Forsuring Fiskeproduksjon Bunndyr Flaskehalsanalyse

KONTAKTOPPLYSNINGER

NINA hovedkontor NINA Oslo NINA Tromsø NINA Lillehammer NINA Bergen Postboks 5685 Torgarden Gaustadalléen 21 Postboks 6606 Langnes Vormstuguvegen 40 Thormøhlens gate 55 7485 Trondheim 0349 Oslo 9296 Tromsø 2624 Lillehammer 5006 Bergen Tlf: 73 80 14 00 Tlf: 73 80 14 00 Tlf: 77 75 04 00 Tlf: 73 80 14 00 Tlf: 73 80 14 00

www.nina.no

2 NINA Rapport 1796

Sammendrag

Ugedal, O. Kvingdal, E., Bongard, T., Foldvik, A., Hesthagen, , T., Jensås, J.G. & Østborg, G. 2020. Laks og sjøaure i Daleelva i Høyanger. Bestandsutvikling, flaskehalser og vurdering av tiltak. - NINA Rapport 1796.

Daleelva er et sterkt modifisert vassdrag både på grunn av flomforebyggende tiltak og regulering av vassdraget. Vassdraget er i tillegg påvirket av sur nedbør. For å sikre mot erosjon og flommer er det bygd en rekke terskler i hovedelva og disse er i noen grad også avbøtende tiltak for hydrologiske endringer etter kraftutbygging. I tillegg er det gjennomført biotopjusteringer for å gi bedre oppvekstområder for yngel i åtte sideløp til Daleelva. Som et avbøtende tiltak for redusert naturlig lakseproduksjon, har det i tillegg vært årlige utsettinger av énsomrige laksunger fram til siste utsetting i 2018.

I perioden 2003-2019 har NINA gjennomført årlige ferskvannsbiologiske undersøkelser i Dale- elva på oppdrag fra Statkraft Energi AS. For perioden 2017-2019 har undersøkelsene inkludert: registreringer av bunndyr (ikke i 2019), ungfisk og gytefisk (ikke i 2019) og analyse av innsamlet skjellmateriale fra fangstene av laks i vassdraget. I tillegg har vi i denne rapporten sammenstilt og analysert resultatene fra det vannkjemiske måleprogrammet i Daleelva for perioden 2008- 2019, evaluert driftsvannføringen ved det nye Eiriksdal kraftverk (som kom i full drift i 2014) i henhold til manøvreringsreglementet, kartlagt gyte- og oppveksthabitat i elva, gjennomført en flaskehalsanalyse for å vurdere faktorer som begrenser fiskeproduksjonen i elva, og til slutt har vi vurdert mulige tiltak som kan bidra til økt produksjon.

Bestandsutvikling Laksebestanden har økt i Daleelva siden starten på 1990-tallet og gytebestandsmålet (GBM) er i henhold til Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nådd de siste åtte årene (2011-2018) kanskje med unntak av i 2017. Registreringene av gytefisk viser også at det har vært gytelaks fordelt over hele elva de siste årene. Hvis GBM er oppnådd og gytefisken godt fordelt langs elva forventes det at rekrutteringen i vassdraget ikke er begrenset av antall gytte egg.

I 2018 og 2019 var det over middels fangst av laks og et relativt høyt antall gytefisk noe som tyder på bra innsig av laks. I 2017 var det lavt innsig, lav fangst og et lavt antall gytelaks. Skjell- analyser viser at smolten som vandret ut av elva i 2015 og 2016 har gitt lave akkumulerte fangster av voksen fisk i elva. Disse årsklassene skulle utgjøre størsteparten av fangsten i Daleelva i 2017. Dette tyder på lav sjøoverlevelse hos disse årsklassene noe som blant annet kan være påvirket av mye akkumulert aluminium på gjellene hos smolt ved utvandring disse to årene.

Kultivert laks utgjorde henholdsvis 10, 23 og 7 % av laksefangsten i 2017-2019. Andelen kultivert fisk i fangsten var svært høy i 2003 med 54 %, deretter har andelen variert fra 5-33 % med et årlig gjennomsnitt på 15 %. Kultivert laks synes å ha vært viktig for oppbyggingen av bestanden utover 2000-tallet, og bidrar i dag til at det er et høstbart overskudd av laks i elva.

Ungfiskbestanden av laks har økt noe i Daleelva fra 2011 og fram mot 2019. Det har imidlertid vært stor variasjon i årsklassestyrke også de senere årene. Fra og med 2010 har det vært relativt god rekruttering i 2013, 2014, 2017, 2018, og 2019 ser også lovende ut. I 2011, 2012, 2015 og 2016 var rekrutteringen lav og ga opphav til svake årsklasser til tross for at GBM var oppfylt disse årene med unntak av i 2011 (gyting i 2010). I 2015 ble rekrutteringen sannsynligvis redusert som følge av en uvanlig sen og kald vår som førte til svært lav vanntemperatur i elva. Det er ikke like åpenbare årsaker til den reduserte rekrutteringen i noen av de andre årene men det har altså vært svak rekruttering i år både før og etter Eiriksdal kraftverk kom i full drift.

Ungfiskbestanden av laks var forventet å øke etter bygging av Eiriksdal kraftverk på grunn av økt minstevannføring i vassdraget. Variasjoner i årsklassestyrke med svært svak rekruttering av laks i 2015 og 2016 har foreløpig bidratt til at økningen i ungfiskbestand ikke har vært så stor som forventet. Hvis rekrutteringen av laks fortsetter å svikte jevnlig i årene framover vil dette

3 NINA Rapport 1796 påvirke i hvor stor grad den forventede økningen ungfiskproduksjon på grunn av økt vannføring blir realisert.

Tilstanden til laksebestanden i Daleelva er ustabil og kan raskt endres i årene fremover hvis rekrutteringen i ferskvann svikter jevnlig og/eller at sjøoverlevelsen reduseres, enten som følge av forsuringspåvirkning på utvandrende smolt eller som følge av dårlig overlevelse i sjøen på grunn av lakselus eller andre årsaker. Hvis det gjennomføres tiltak for å bedre vannkvaliteten i elva samt tiltak for å bedre gyte- og oppvekstforholdene for laksefisk i hovedelva og sideløp er det ikke usannsynlig at laksebestanden kan klare seg uten forsterkningstiltak. I påvente av at tiltak gjennomføres og gir en positiv effekt på den naturlige rekrutteringen, bør behovet for nye kultiverings- og forsterkningstiltak for laks vurderes ut ifra hvordan bestandssituasjonen utvikler seg de neste årene.

Sjøaurebestanden er redusert i Daleelva sammenliknet med på 1980-tallet. Til tross for fredning i lange perioder og gjenutsetting av så godt som all sjøaure i fangsten de siste ti årene er gytebestanden, om lag 150 gytefisk hvert år i 2017-2019, vesentlig lavere enn fangstene på 1980 tallet. En grov beregning basert på antall og størrelse av gytefisk registrert ved tellinger tilsier at eggdeponeringen har vært om lag 1 egg per m2 elvebunn de siste tre årene. Dette kan være for lite til fullt ut å rekruttere elva med aureyngel. I hovedelva nedstrøms kraftverksutløpene har tettheten av aureyngel vært lav i hele perioden 2003-2019. Tettheten av aureparr økte frem mot 2011, men har deretter avtatt. Tidligere undersøkelser har vist at sideløp og sidebekker er viktige for rekruttering og oppvekst av aure. Det har ikke vært gjennomført undersøkelser av ungfisk i disse lokalitetene etter 2014. Ved befaring høsten 2019 ble det identifisert at habitatkvaliteten med hensyn til gyting og oppvekst er redusert i mange av disse lokalitetene. Det er sannsynlig at ungfiskproduksjonen i dag er redusert som følge av redusert habitatkvalitet i disse lokalitetene og at denne reduksjonen har skjedd gradvis over tid.

For sjøaure er det også usikkert hvordan sjøoverlevelsen vil bli i årene framover. Tiltak for å bedre vannkvaliteten samt tiltak for å bedre gyte- og oppvekstforholdene i hovedelva og spesielt i sideløpene forventes å bidra til en økt rekruttering hos sjøaure. Som for laks bør eventuelt andre forsterkningstiltak vurderes ut ifra hvordan bestandssituasjonen utvikler seg de neste årene.

Bunndyr Undersøkelsene av bunndyr viser at økosystemet i elva er sterkt påvirket av regulering og forsuring, og består av en svært fattig fauna. I kombinasjon med kanaliseringer blir virkningene av utspylingsflommer forsterket. Det er trolig forsuring, lite tilført organisk materiale, lite begroing, kraftregulering og flomutspylinger som er de fem viktigste årsakene til lav diversitet, lav bioproduksjon, fattig artsmangfold og lave forekomster av hver art. I slike elver vil fiskens ernæring bestå av større andeler terrestriske insekter, særlig fra beitemark og kantvegetasjon i nærheten. Det er mulig at den lave bunndyrproduksjonen i Daleelva er en begrensende faktor for produksjonen av ungfisk og smolt.

Vannkvalitet I Gautingsdalselva har pH avtatt signifikant i perioden 2008-2019, selv om det har vært en liten pH-økning i perioden 2015-2019. I hovedelva har pH stort sett variert mellom 5,8 og 6,3, og pH var svakt økende i perioden 2008-2013, falt til et lavere nivå i 2015-2017, men har økt noe de to siste årene. Denne reduksjonen i pH i hovedelva sammenfaller i tid med oppstart av Eiriksdal kraftverk. En liknende utvikling i pH over tid i Siploelva og Gautingsdalselva som i hovedelva, tyder på at det er andre faktorer, som for eksempel økt avrenning eller mer sur nedbør, som gjorde at pH avtok fra 2012-2013 til 2015-2017. Følgelig har trolig ikke vannkvaliteten blitt forverret på grunn av at Eiriksdal kraftverk kom i drift i 2014. I hovedelva ble det påvist episoder med pH ned til 5,4 og relativt høyt innhold av labilt Al i store deler av året. Det innebærer at sur nedbør i perioder kan ha en betydelig negativ effekt på vannkvaliteten i elva. Vannkvaliteten i Daleelva ligger noe under kravet for God økologisk tilstand for ungfisk av laks.

4 NINA Rapport 1796

I perioden 2004-2016 ble det i ni av årene gjort en analyse av innhold av aluminium i gjellevev hos presmolt laks om våren like i forkant av smoltutvandringen. I 2004 hadde fisken en gjennomsnittlig konsentrasjon på 169 µg/g tv gjeller. Seinere har det vært store årlige variasjoner i mengden aluminium på gjellene. Påslagene økte fram til 2016, bortsett fra lavere verdier i 2010. I fire av årene lå gjennomsnittlig konsentrasjon på 253-368 µg/g tv. For smolt innebærer et aluminiumsinnhold over 150 µg/g tv Svært dårlig tilstand og 60-150 µg/g tv Dårlig tilstand. Det kritiske nivået for gjelle-Al hos smolt er følgelig oversteget i åtte av måleserien på ni år. Vurdert ut fra akkumulerte fangster av ulike smoltårsklasser av laks, var det en negativ sammenheng mellom fangst av en årsklasse og nivå av gjelle-Al på smolt fra samme årsklasse for de fem siste årene i måleserien (2010-2016) Resultatene fra Daleelva tyder altså på at de relativt høye gjelle-Al verdiene hos presmolt laks påvirker smoltoverlevelsen.

På bakgrunn av de vannkjemiske målingene og aluminiumpåslagene på gjellene hos presmolt, anbefaler vi at den foreslåtte helårskalkingen av Daleelva blir gjennomført.

Vannføring og kjøremønster Høyere minstevannføring i Daleelva både om sommeren og vinteren, har ført til at arealet som har permanent vanndekke har blitt større etter at driften av Eiriksdal kraftverk startet opp, noe som blir vurdert som positivt for produksjon av både bunndyr og fisk.

I henhold til manøvreringsreglementet skal vannstandsreduksjoner i elva skje med maksimalt 13 cm/t, dvs. målt over en time skal senkningen være maksimalt 13 cm. Som følge av dette reduseres driftsvannføringen vanligvis trinnvis over flere timer ved nedkjøring av kraftverket. Kravet til at vannføringsreduksjoner ikke skal raskere enn 13 cm per time er knyttet til Vetletrøa måle- stasjon. På denne stasjonen har det ikke vært lagret vannstandsdata med høy tidsoppløsning, noe som gjør at raske vannstandsendringer ikke fanges like godt opp. Analyser av loggerdata med høy tidsoppløsning fra en logger noe nedstrøms Vetletrøa viser at vannstandsreduksjonene i hovedsak skjer saktere enn 13 cm/t, men at det har vært en del tilfeller hvor reduksjonen i vannstand har vært raskere enn kravet. Det var flest slike episoder i 2015 og 2016, mens tilfellene har vært få de siste to og et halvt årene (januar 2017-april 2019).

Det er ikke noen sterke indikasjoner i våre ungfiskdata på at grensen for vannstandsvariasjonen ved nedkjøring gitt av manøvreringsreglementet har medført alvorlige strandingsproblemer for fisk. Gjennomsnittlig senkningshastighet ved typisk drift av kraftverket er vesentlig lavere enn kravet til maksimal hastighet, spesielt om sommeren. Hvis en maksimal senkningshastighet på 13 cm/t ikke overstiges og samlet nedkjøring fortsetter å tas like gradvis, anser vi strandingsfaren for ungfisk ved typisk drift som moderat eller liten.

Timesverdier for vannføring gjennom kraftverket ble benyttet til å karakterisere effektkjøringen. I årene 2015-2018 har antallet nedkjøringsepisoder (over 8,5 m3/s) i løpet av et år variert mellom ca. 70 og 160. Det er flest nedkjøringsepisoder i vintermånedene desember til februar og færrest i juni og juli, men det har vært nedkjøring i alle årets måneder. Nedkjøring skjer vanligvis på natta, men det forekommer også på dagtid.

Klassifisering av mulig påvirkningsgrad av effektkjøring på elveøkosystemet basert på estimerte verdier for senkningshastighet, tørrlagt areal, størrelse på vannføringssvingningene (amplituden), fordeling over året og tidspunkt på døgnet (tabell i Bakken mfl. 2016), gir kategorien stor i vinterhalvåret (november-april) og moderat i sommerhalvåret (mai-oktober). Om vinteren er det spesielt amplitude og nedkjøringer i dagslys som slår negativt ut i klassifiseringen, mens estimert senkningshastighet (målt over 90 % av forløpet) klassifiserer til moderat påvirkning.

I denne rapporten, har vi hatt fokus på effekter av nedkjøringsepisoder. Episoder med rask øk- ning i vannføring de første ukene etter at yngelen har kommet opp av grusen, kan imidlertid også være en potensielt produksjonsbegrensende faktor, både på grunn av forflytning av yngelen og eventuelt høy dødelighet på dette stadiet.

5 NINA Rapport 1796

Vanntemperatur Etter regulering har vanntemperaturen i Daleelva høyst sannsynlig blitt redusert om våren og sommeren og økt om vinteren, tilsvarende som i andre regulerte vassdrag med høytliggende reguleringsmagasiner. Det er tendenser til at vanntemperaturen om sommeren kan ha blitt noe lavere etter at det nye Eiriksdal kraftverk kom i drift, men det er foreløpig få år med data som grunnlag for en sikker sammenlikning av hvor stor en slik effekt er. Vanntemperaturen i perioden oktober-april synes å ha endret seg lite etter at det nye kraftverket, mens vanntemperaturen kan ha blitt noe lavere også om våren. Det nye kraftverket har høyere driftsvannføring og tidligere oppstart med krav om sommervannføring noe som forventes å gi lavere temperaturer om våren og sommeren.

Lav vår- og sommertemperatur gir sen swim-up av yngel og kortere vekstsesong for eldre ungfisk, noe som igjen kan medføre økt smoltalder. I datamaterialet fra Daleelva finner vi en tydelig positiv sammenheng mellom størrelsen på årsyngel i november og gjennomsnittlig temperatur over sommermånedene juli-august. Tilsvarende er tilveksten fra årsklassen 0+ til 1+ og fra 1+ til 2+ positivt korrelert med gjennomsnittstemperaturen i perioden juni-august samme år. Lav temperatur på våren og sommeren kan også virke begrensende på rekrutteringen i kalde år, noe vi antar er hovedårsaken til den svake årsklassen i 2015.

Habitat i hovedelva Gyte- og oppvekstforhold for laks ble kartlagt etter retningslinjene gitt i «Håndbok for miljødesign i regulerte laksevassdrag», og resultatene benyttet til å vurdere om habitatforhold er en begrensende faktor for fiskeproduksjon i elva.

Skjulmålingene i vassdraget var dominert av lave og moderate verdier. Gyteområdene hadde korte avstander mellom seg, men i prosent av elveareal ble de klassifisert som lite eller moderat gytebegrenset. Segmentene som ble klassifisert som moderat gytebegrenset hadde bare 1-2 % gyteareal i prosent av elvearealet og var derfor helt i nedre del av håndbokas klassegrense (1- 10%). I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere både skjul og potensielle gyteområdene betraktelig. Finsubstrat (sand) tilført i områder som i utgangspunktet hadde egna gytesubstrat kan potensielt gjøre disse områdene mindre attraktive for gyting og tette igjen hulrom. I noen områder var også gytesubstratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting.

Flaskehalsanalysene basert på habitatvariabler og elfiskedata peker i ulike retninger. Flaksehal- sanalysen basert på habitatforhold peker primært på skjul som begrensende faktor og at flaskehalsen for fiskeproduksjon ligger på parrstadiet. Basert på elfiskedata fremstår elva primært re- krutteringsbegrenset, eller likt begrenset på yngel- og parr-stadiet. Forskjellen mellom analysene kan skyldes at mengde gyteareal ble noe overvurdert, noe som blir hensyntatt i forslag til mulige tiltak. En tilleggsforklaring kan være at tersklene hindrer yngel og mindre parr i å forflytte seg oppover i elva. Dette kan medføre at fisken ikke fordeler seg ideelt i henhold til habitattilgangen.

Sideløp og sidebekker Sidebekker og sideløp er viktige gyte- og oppvekstområder, spesielt for sjøaure. Ved en befaring ble det gjort observasjoner som tyder på at kvaliteten av både gyte- og oppveksthabitatet er redusert i flere av disse lokalitetene, noe som kan bedres ved relativt enkle tiltak.

Mulige tiltak I tillegg til kalking av elva for å bedre vannkvaliteten, anbefaler vi at det innledningsvis gjøres ulike tiltak for å bedre habitat og konnektivitet i sidebekker og sideløp. I hovedelva bør finsubstrat fjernes i enkelte av terskelbassengene i den nedre 2/3 av hovedelva, og i tillegg vil det være gunstig å løse opp substratet («ripping») i områder der substratet er hardpakket. Dette er relativt enkle og rimelige tiltak som kan ha stor positiv effekt. Vi peker i tillegg på andre mulige tiltak knyttet til effektkjøring og økt konnektivitet for ungfisk i hovedelva som kan ha positive effekter, men hvor det er vanskelig å angi hvor stor effekt tiltakene kan tenkes å ha.

6 NINA Rapport 1796

Ola Ugedal ([email protected]), Eli Kvingedal, Terje Bongard, Anders Foldvik, Trygve Hesthagen, Jan Gunnar Jensås & Gunnel Østborg, Norsk institutt for naturforskning (NINA), Postboks 5658 Torgarden, 7485 Trondheim.

7 NINA Rapport 1796

Innhold

Sammendrag ...... 3

Innhold ...... 8

Forord ...... 10

1 Innledning ...... 11

2 Områdebeskrivelse ...... 12 2.1 Generell beskrivelse ...... 12 2.2 Vannkraftutbygging ...... 14 2.3 Vannkvalitet ...... 15 2.4 Kompenserende tiltak ...... 16

3 Bunndyrundersøkelser ...... 19 3.1 Metoder ...... 21 3.2 Materiale ...... 23 3.3 Resultater...... 23 3.4 Diskusjon ...... 27

4 Ungfisk ...... 29 4.1 Metoder ...... 29 4.2 Forekomst og tetthet ...... 31 4.3 Ungfisk i sidebekker og sideløp ...... 34 4.4 Langtidsutvikling i tetthet av ungfisk ...... 34 4.5 Diskusjon ...... 37

5 Voksenfisk ...... 39 5.1 Metoder ...... 39 5.2 Fangst ...... 41 5.3 Sammensetning av laksefangsten ...... 42 5.4 Livshistorie hos vill og utsatt laks ...... 43 5.5 Akkumulert fangst av ulike smoltårsklasser ...... 44 5.6 Gytebestander ...... 46 5.7 Bestandsutvikling laks ...... 49 5.8 Bestandsutvikling sjøaure ...... 51 5.9 Diskusjon ...... 51

6 Vannkvalitet...... 54 6.1 Metoder ...... 54 6.2 Resultater...... 55 6.2.1 Vannkvalitet ...... 55 6.2.2 Aluminium på gjellene hos presmolt laks ...... 61 6.3 Diskusjon ...... 62

7 Habitatkartlegging og skjulmålinger i hovedelva ...... 67 7.1 Kartlegging av gyte- og oppvekstforhold ...... 67 7.1.1 Habitatdiagnose ...... 69 7.1.2 Diskusjon habitatflaskehals ...... 70

8 Tilstand i sideløp og sidebekker ...... 74 8.1 Kort beskrivelse og vurdering ...... 74 8.2 Generelle forslag til tiltak i sidebekker og kanaler...... 92

8 NINA Rapport 1796

9 Effekter av nytt kraftverk og manøvreringsreglement ...... 94 9.1 Datamateriale og beregningsmetoder ...... 94 9.2 Vannføringen i Daleelva ...... 96 9.3 Driftsvannføring og effektkjøring ved Eiriksdal kraftverk ...... 98 9.3.1 Episoder med rask nedkjøring ...... 99 9.3.2 Hastighet på senkningen i vannstanden ...... 101 9.3.3 Samlet vurdering av effektkjøring ...... 104 9.3.4 Diskusjon...... 105 9.4 Vanntemperaturen i Daleelva ...... 107 9.4.1 Tidspunkt for når yngelen kommer opp av grusen («swim-up») ...... 108 9.4.2 Størrelse og vekst vs vanntemperatur ...... 109 9.4.3 Diskusjon...... 112

10 Samlet vurdering av produksjonsbegrensende faktorer i Daleelva ...... 114

11 Forslag til mulige tiltak ...... 119

12 Referanser ...... 121

Vedlegg ...... 126

9 NINA Rapport 1796

Forord

Etter oppdrag fra Statkraft Energi AS har Norsk institutt for naturforskning (NINA) foretatt ferskvannsbiologiske undersøkelser i Daleelva i 2017-2019. I tillegg har NINA gjort en evaluering av manøvreringsreglementet til Eiriksdal kraftverk og gjennomført en forenklet flaskehalsanalyse for å avdekke de viktigste produksjonsbegrensende faktorene for laks og sjøaure i Daleelva. I tillegg er resultatene fra det vannkjemiske måleprogrammet i Daleelva for perioden 2008-2018 sammenstilt og analysert

Registreringene av gytefisk i 2017 og 2018 ble gjennomført av NORCE. Helge Skoglund (NORCE) tilrettela dataene for oss til videre analyser, og ga også tilgang til resultater fra gytefisktellinger i 2019. Ørjan Aardal og Torbjørn Drage samlet inn bunndyrprøvene i 2017-2018. Randi Saksgård bistod under ungfiskregistreringene i 2017 og Rolf Sivertsgård bistod ved habitatkartlegging i april 2019. Alle disse bidragsyterne takkes herved. Høyanger Jakt- og Fiskelag takkes for god organisering av skjellprøveinnsamling og annen bistand til prosjektet. Are Henden takkes spesielt for bistand og nyttige opplysninger ved en befaring av sidebekker og sideløp.

Undersøkelsene og denne rapporten er finansiert av Statkraft Energi og Fylkesmannen i Vest- land. Sjur Gammelsrud har vært vår kontaktperson hos Statkraft og Jon Anton Gladsø hos Fyl- kesmannen i Vestland.

Vi takker Statkraft Energi AS og Fylkesmannen i Vestland for oppdraget.

Trondheim, mai 2020

Ola Ugedal Prosjektleder

10 NINA Rapport 1796

1 Innledning

Daleelva er et sterkt modifisert vassdrag både på grunn av flomforebyggende tiltak og regulering av vassdraget. Vassdraget er i tillegg påvirket av sur nedbør og det er utarbeidet en kalkingsplan for vassdraget (Hindar 1997, Garmo mfl. 2010). For å sikre mot erosjon og flommer er det bygd en rekke terskler i hovedelva og disse er i noen grad også avbøtende tiltak for hydrologiske endringer etter kraftutbygging. I tillegg er det gjennomført biotopjusteringer for å gi bedre opp- vekstområder for yngel i åtte sideløp til Daleelva (jfr. figur 2.1). Som et avbøtende tiltak for redusert naturlig lakseproduksjon, har det også vært årlige utsettinger av énsomrige laksunger fram til siste utsetting i 2018.

I perioden 2003-2019 har det vært gjennomført årlige ferskvannsbiologiske undersøkelser i Da- leelva på oppdrag fra Statkraft Energi AS. Innholdet i undersøkelsesprogrammet har vært fast- satt i dialog mellom Statkraft og miljømyndighetene. Formålet med de årlige undersøkelsene har vært å: • overvåke bestandstilstanden hos laks og sjøaure • evaluere effekten av og optimalisere iverksatte tiltak • tilråde eventuelle nye tiltak

For perioden 2017-2019 har undersøkelsene inkludert: • Ungfiskundersøkelser • Gytefiskregistreringer (ikke i 2019) • Analyse av innsamlet skjellmateriale fra voksen laks • Bunndyrundersøkelser (ikke i 2019) • Analyse av fangstregistreringer i vassdraget

Dette er da undersøkelser som har blitt gjennomført årlig over en lengre periode og danner grunnlag for å vurdere og analysere utvikling i bestandsstatus for laks og sjøaure i Daleelva.

I tillegg til de ferskvannsbiologiske undersøkelsene, har vi i perioden 2017-2019 også • evaluert driftsvannføringen ved Eiriksdal kraftverk i henhold til manøvreringsreglementet • gjennomført en habitatkartlegging av hovedelva inkludert skjulmålinger • foretatt en flaskehalsanalyse basert på analyser av vannføring, temperatur og habitatkartlegging • sammenstilt og analysert resultatene fra det vannkjemiske måleprogrammet i Daleelva for perioden 2008-2019

Resultatene fra de fiskebiologiske undersøkelsene i 2003-2011 har, i tillegg til årlige rapporter blitt presentert i en samlerapport (Bremset mfl. 2011). Resultater fra undersøkelsene i perioden 2012-2016 er kun presentert i årsrapporter (Ugedal mfl. 2013-2017).

I denne rapporten vil vi først gi en oversikt over vassdraget, påvirkningsfaktorer og kompenserende tiltak. Vi vil deretter, i kapittel 3-5, presentere resultater fra bunndyrundersøkelser, ung- fiskundersøkelser, elvefangst av laks og sjøaure og analyser av skjellprøver fra elvefangsten. Her vil fokus være på resultatene fra 2017-2019, men også utviklingen over tid. I kapittel 6-9 tar vi for oss undersøkelsene knyttet til vurdering av flaksehalser for fiskeproduksjonen i elva: vannkvalitet, habitatkartlegging i hovedelva, kartlegging av sideløp og sidebekker, og effekter av nytt kraftverk og manøvreringsreglement. Til slutt gir vi en samlet vurdering av de faktorene som begrenser fiskeproduksjonen og forslag til nye tiltak (kapittel 10-11).

11 NINA Rapport 1796

2 Områdebeskrivelse 2.1 Generell beskrivelse Daleelva er nedre del av Høyangervassdraget, som har sine kildeområder i fjellområdene mellom Høyanger, Gaularfjellet og Balestrand på nordsiden av Sognefjorden. Vassdraget har et naturlig nedbørfelt på 172 km². To større sidevassdrag danner øvre del av vassdraget: Eiriks- dalselva og Gautingsdalselva. Begge disse sidevassdragene er sterkt regulert.

Elva har vært svært utsatt for flomskader, og ble sterkt rasert under en skadeflom i november 1971. Da var flomvannføringen nærmere 300 m³/s ved Høyanger sentrum. Denne store flommen førte til dramatiske skader i Høyanger sentrum med påfølgende og omfattende sikringsarbeid i sentrumsområdet. I 1984 var det også en storflom som førte til evakuering fra flere hus og store skader. Senere var det storflom i september 2003 (vannføring mellom 180 og 200 m³/s), 2004 (135-140 m³/s) og 2005 (180-200 m3/s). Storflommen i september 2005 forårsaket også store endringer i elvemorfologi i hovedelva.

Flomsikring i Daleelva har blitt gjort over flere perioder og omfatter bl.a. kanalisering, forbygninger (steinsetting/plastring) og flytting av elveleiet. Den nedre delen av Daleelva ble kanalisert allerede i 1960 (NVE Atlas), mens det siste arbeidet med flomsikring i Daleelva og Hålandselva (Siploelva) ble gjennomført i perioden 2005-2011. I tillegg til å heve og forsterke eksisterende flomvoller, ble det da gjort opprensking i elvene og reparasjon og nybygging av terskler (NVE 2012). På begge sider av elva ble også eksisterende bekker utbedret med tanke på fiskeopp- gang og egnethet som område for gyting og opphold. Et kart som viser omfanget av sikringstiltak er gitt i vedlegg 2.1.

Sjøvandrende laksefisk kan normalt vandre om lag 5,1 km fra sjøen opp til Ekrene ved den gamle kraftstasjonen K2 (figur 2.1). På høye vannføringer kan fisk vandre opp til Laksefossen, som er det absolutte vandringshinderet omlag 500 meter oppstrøms i Gautingsdalselva. Daleelva er dominert av rullestein og har svært lite finere bunnsubstrat. I regi av Høyanger Jakt- og Fiskelag er vassdraget tilført gytesubstrat i den lakseførende delen. Mellom Ekrene og Laksefossen er det ganske kupert og elva er dominert av stor stein. Denne delen av elva hadde tidligere noen viktige gyteplasser og fiskeplasser, men disse ble ødelagt av storflommen i 1971. Eiriksdalselva har en lakseførende strekning på 200 meter. Denne strekningen er imidlertid nærmest tørrlagt etter reguleringen.

Tilløpsbekkene og sideløpene til hovedstrengen (figur 2.1) har med unntak av Siploelva tilsvarende stigningsforhold som hovedelva, og de renner i stor grad parallelt med denne. Flere av sideløpene er kunstige kanaler som er etablert for å styrke gyte- og oppvekstmulighetene for laks og sjøaure. Regulanten Statkraft Energi AS har gitt tilskudd til dette kultiveringsarbeidet.

Fisket i Daleelva forvaltes av Høyanger Jakt- og Fiskelag, og er godt tilgjengelig for allmennhe- ten. Fiskekort selges på døgn-, uke- og sesongbasis, og det er innført både døgnkvoter og per- sonlige sesongkvoter. I år med liten oppgang av laks er det innført ytterligere begrensninger på uttaket.

12 NINA Rapport 1796

T15

T12 St4

T10

Figur 2.1. Kart fra 2003 over Daleelva med lokalisering og nummerering av terskler (T) og un- dersøkelsesstasjoner (St) for ungfiskundersøkelser i hovedstreng, sidebekker og sideløp. Da- gens elveleie avviker noe fra figuren og det har også kommet til noen nye terskler.

13 NINA Rapport 1796

2.2 Vannkraftutbygging

Høyangervassdraget er sterkt regulert og berører nær 90 % av nedslagsfeltet (figur 2.2). Gautingsdalsvassdraget oppstrøms utløpet av Langevatnet (reguleringsdam) og mindre sidevassdrag på nordsiden av Dalsdalen, er overført til Bergsvatnet. Vannet fra Bergsvatnet går direkte til kraftverket Høyanger I (K5) og ut i sjøen og er dermed tatt vekk fra hovedelva. Øvre og Nedre Breidalsvatnet i nord er regulert og vannet føres også til K5. I en naturtilstand ville tilsig til disse vannene gått til Hålandselva (også kalt Siploelva) som kommer ut nederst i Daleelva. Eiriksdalsgreina (inkludert Sæbotnselva) er også regulert. Her føres det meste av vannet til Eiriksdal kraftstasjon som har inntak i Høgsvatn. Vannet fra Sæbotnelva og Kringletevasselva overføres til Bergsvatnet, i tillegg til avrenning og flomvann til Roesvatnet.

Statkraft Energi AS ble gitt tillatelse til bygging av Eiriksdal kraftverk i kongelig resolusjon av 19.12.08 og kraftverket ble satt i drift i 2014. Kraftverket erstattet de to kraftverkene Høyanger II (K2) og Høyanger III (K3). K3 hadde inntak i Høgsvatn og utløp i Roesvatn og K2 inntak i Roes- vatn og utløp i Gautingsdalselva, like ovenfor dagens utløp fra Eiriksdal kraftverk. Hensikten med byggingen av Eiriksdal kraftverk var å redusere flomtapet og utnytte en større del av det energi- potensialet som fantes i allerede regulerte og overførte vassdrag i Høyanger, Balestrand og Gaular kommuner.

Vannet i Daleelva kommer hovedsakelig fra Eiriksdal kraftverk, men med noe bidrag fra uregulert felt og overløp. Ved full produksjon går det nå om lag 16 m³/s gjennom dette kraftverket, mens det tidligere kraftverket K2 hadde en kapasitet på 6,3 m3/s. Etablering av Eiriksdal kraftverk har medført en tilbakeføring av vann til Daleelva ved at mindre vann fra Eiriksdalsfeltet overføres fra Roesvatn til Bergsvatnet og produksjon i K5.

Konsesjonen for Eiriksdal kraftverk stiller strengere miljøkrav til minstevannføring. Ifølge manøv- reringsreglementet (punkt 2) skal vannføringen i perioden 1. mai-31. oktober ikke være under 6 m3/s, mens den i 1. november-30. april ikke skal være under 1,5 m3/s. Tidligere var kravet til minstevannføring 0,7 m3/s om vinteren og 5 m3/s om sommeren, målt som driftsvannføring gjennom kraftverket K2, og perioden med sommervannføring var kortere (1. juni-15. september). Manøvreringsreglementet krever også at vannstandsreduksjoner ved et egnet målepunkt i elva, maksimalt skal være 13 cm/t. Grensen for vannstandsvariasjoner skal evalueres i løpet av en femårsperiode etter at det nye kraftverket er satt i drift.

I forbindelse med konsesjonssøknaden for utbygging av Eiriksdal kraftverk (og alternativet Lå- nefjord kraftverk), gjorde NINA en konsekvensutredning for fiske og fiskebiologiske forhold i bl.a. Daleelva (Johnsen mfl. 2005). Det ble da trukket følgende hovedkonklusjoner, basert på simu- lerte vannføringsdata og temperaturvurderinger (Lura & Ledje 2004):

«Økt vannføring i Daleelva vil gjøre det lettere for laksen å finne elvemunningen. Selve oppvand- ringen i elva vil sannsynligvis også gå lettere på grunn av økt vannføring. Økt vannføring i gyteperioden vil gi bedre gytemuligheter for laksen, men vil samtidig øke faren for tørrlegging av gytegroper om vinteren dersom det oppstår lange perioder med lav vannføring. Økt vannføring vil øke smoltproduksjonen i elva betydelig, spesielt som en følge av økt vinter-vannføring. Dette forutsetter imidlertid at man unngår perioder med svært lav vannføring.

Laksefisket vil få økt utbytte på grunn av økt smoltproduksjon, laksen vil fordele seg bedre på elva på grunn av bedre oppvandringsforhold og dermed vil også fangsten vil bli jevnere fordelt i vassdragets lengderetning.

Vurderingene ovenfor bygger på at vanntemperaturen ikke blir vesentlig endret i forhold til dagens situasjon. Dersom inntaket i Høgsvatnet skulle føre til økt vintertemperatur og redusert sommertemperatur, vil vurderingene bli noe endret. Høyere vintertemperatur vil kunne føre til for tidlig klekking av rogna slik at yngelen får større dødelighet. Lavere sommertemperatur vil gi

14 NINA Rapport 1796 dårligere vekst hos laksungene noe som vil virke negativt inn på smoltproduksjonen. Den betydelige økningen i vanndekt areal som følge av økt vannføring både sommer og vinter vil allikevel føre til økt smoltproduksjon sammenlignet med dagens situasjon.

Laksefisket vil fortsatt få økt utbytte på grunn av økt smoltproduksjon, men dersom vi får redusert vanntemperatur, vil oppgangen kunne forsinkes. Dagens fangstfordelingsmønster med betydelig overvekt i de nedre deler, vil da beholdes eller forsterkes».

Figur 2.2. Kart over eksisterende kraftverk og reguleringer knyttet til Høyangervassdraget. Kilde: Statkraft.

2.3 Vannkvalitet

Vannkvaliteten i Daleelva kom i fokus da det ble utarbeidet en kalkingsplanen for vassdraget i 1997 (Hindar 1997). Den baserte seg på vannkjemiske data fra flere stasjoner under snøsmel- tingen i perioden 21. april til 9. juni det året (Hindar 1997). Hovedvassdraget var moderat forsu- ringspåvirket med 5,75-6,06 i pH og 10-20 µg/L uorganisk aluminium [labilt Al]. Siploelva (Hål- andselva) hadde en noe dårligere vannkvalitet. På bakgrunn av resultatene ble det anbefalt å sette opp en større kalkdoserer ved det tidligere kraftverket K2 innerst i Dalsdalen. I tillegg kom det forslag om å oppruste småskalakalkingene i sidebekker og på elvesletten ned mot Høyanger.

Våren 1997 inntraff det også en fiskedød i Daleelva, og i Siploelva (Åtland mfl. 1998a). Den 23- 24 april ble det observert døde og døende laks- og aureunger i de mest strømrike og utilgjenge- lige partiene av elva. Det ble registrert i overkant 30 måker som tydelig plukket død og halvdød

15 NINA Rapport 1796 fisk fra elva. Dette tydet på at fiskedøden var relativt omfattende, og det ble derfor samlet inn en del ungfisk av laks og aure for analyse av aluminium (Al) på gjellene både i hovedelva og i Siplauelva. Det viste seg at begge artene hadde høye konsentrasjoner med et gjennomsnitt på henholdsvis 945 og 461 µg/g tørrvekt (tv). De høyeste verdiene hadde en døende laks og en tilsynelatende normal aure med henholdsvis ca. 2750 og 2500 µg/g tv. Auren i Siploelva hadde et innhold på ca. 390 µg/g tv. Ut fra disse høye konsentrasjonene, i tillegg til en del histologiske endringer på gjellene, ble det konkludert med at fiskedøden skyldtes aluminiumsforgiftning.

De vannkjemiske undersøkelsene i Daleelva ble videreført høsten 1997 (Åtland mfl. 1998b). Nå lå pH rundt 6,0 på alle stasjoner i hovedvassdraget, mens konsentrasjonen av labilt Al ikke over- steg 11 µg /l. Vannkvaliteten var for en stor del dominert av utslipp fra kraftverket (K2), som hadde nær sammenfallende verdier med hovedelva (Åtland mfl. 1998a). Høsten 1997 ble det også samlet inn gjelleprøver av aureunger, begrenset til Daleelva (Åtland mfl. 1998b). Konsen- trasjonen av Al var vesentlig lavere enn i vårprøvene, idet gjennomsnittlig verdi nå bare var 87 µg/g tv.

I 1999 ble det satt i gang et vannkjemisk overvåkingsprogram i Gautingsdalselva, Daleelva og Siplaoelva, med pH og kalsium som måleparametre. Dataene fram til og med 2009 ble benyttet i en revidert kalkingsplan (Garmo mfl. 2010). Prøvene viste store variasjoner i pH gjennom året, med de laveste verdiene fra januar til mai og på seinhøsten. I disse to periodene lå pH i lengre perioder under 6,0. Gautingsdalselva hadde best vannkvalitet, mens den var dårligst i Siploelva. Resultatene fra denne perioden viste at Daleelva fortsatt var moderat forsuret.

Det vannkjemiske måleprogrammet ble videreført etter 2009. I forbindelse med overvåking av bestandsstatus for sjøvandrende laksefisk i Daleelva, ble det i perioden 2004-2016 foretatt nye analyser av aluminium på gjeller hos presmolt laks (jf. Ugedal mfl. 2016). En indikasjon på konsentrasjoner av labilt Al i vann, får man ved å måle Al på fiskens gjeller. Begge disse dataseriene vil danne grunnlaget for å vurdere i hvor stor grad laksefisken i Daleelva er påvirket av forsuring.

2.4 Kompenserende tiltak

Biotopjusterende tiltak Det er i dag ca. 30 terskler i Daleelva. Tersklene er dels bygd som sikringstiltak for å hindre bunnsenking og holde tilbake masse i en flomsituasjon, men regnes også som et kompenserende tiltak for fiskeproduksjon og utøvelse av fiske i elva, siden de medfører et økt vanndekt areal og høyere vannstand ved lav vannføring. Tersklene er i hovedsak laget med såkalt Syvde- utforming (jf. Beheim mfl. 1977, figur 2.3).

I tillegg til bygging av terskler er det gjennomført biotopjusteringer i åtte sideløp til Daleelva (jf. figur 2.1). Dette er Yngelbekk T6-T11, Dassbekken, Olaibøbekken, Yngelbekk T11-T13, Yngel- bekk ovenfor Lyngsteinslona, Vatningskanal 2, Tverråna og Vatningskanal 1. Med unntak av Dassbekken har sideløpene vanninntak fra hovedelva, men noen av sideløpene får også tilsig fra sidene. Vedlikehold av tersklene blir bekostet av regulanten.

16 NINA Rapport 1796

Figur 2.3. Tersklene i Daleelva er bygd med såkalt Syvde-utforming, slik som terskelen på bildet (T17 i figur 2.1). Fotografi: Gunnbjørn Bremset.

Utsetting av fisk og utlegging av rogn I Daleelva har det vært utsetting av settefisk som fiskeforsterkende tiltak siden slutten av 1970- tallet og fram til den siste utsetting i 2018. I starten var avtalen mellom Statkraft og Høyanger Jakt- og Fiskelag (HJF) at det årlig skulle settes ut 10 000 settefisk. Da det ble krav om bruk av stedegen stamme, ble det i 1989 etablert et kultiveringsanlegg for laks ved det daværende kraftverket K2. Etter dette ble det de fleste år satt ut om lag 20 000 énsomrige laksunger.

Stamfisken ble da fanget i Daleelva og om lag 25 000 rogn lagt i klekkeriet hver år. Kultiverings- strategien var å produsere stor énsomrig settefisk (figur 2.4) som skulle stå vinteren over i elva og vandre ut som smolt neste vår. Fisken ble ikke sortert og hadde derfor relativt stor spredning i størrelse. Fra og med 2001, men unntak av 2009, ble utsatt fisk merket ved fettfinneklipping.

I tillegg til settefisken har eventuell overskuddsrogn blitt satt ut i lakseførende del. Dette har vært utført av HJF, og har vært et tiltak som ikke har inngått i avtalen mellom regulanten og HJF, men det har ikke vært gjennomført rognutlegging i senere år.

17 NINA Rapport 1796

Figur 2.4. Ungfiskbestandene i Daleelva består av aure (øverst), anleggsprodusert laks (midt- erst) og naturlig produsert laks (nederst). Legg merke til at sistnevnte kategori var svært slank da bildet ble tatt i 2008, noe som trolig skyldes ugunstige oppvekstforhold knyttet til lav pH. Fo- tografi: Gunnbjørn Bremset.

Kalking På 1990-tallet var det plassert 10 kalkbrønner i ulike sidebekker og parallelløp på elvesletta nederst i hovedvassdraget, samt to brønner oppstrøms samløpet mellom Gautingsdalselva og Ei- riksdalselva (Hindar 1997). I 1995 og 1996 ble det lagt ut ca.10 tonn kalk i Gautingsdalselva ved hjelp av helikopter. Det ble også etablert ca. 20 kalkbrønner i tilløpsbekker til flere innsjøer inne på fjellet vest for dalen. Disse lokalitetene drenerer imidlertid ikke til Daleelva. Brønnene var utformet ved at rør ledet vertikalt ned mot bunnen i hvert brønn slik at en del bekkevann virvlet opp kalk så det knustes til mindre partikler. Effekten av disse kalkingstiltakende ble ikke evaluert. Fra lokalt hold ble det imidlertid antatt at pH kunne økes fra ca. 5,1-5,2 til 5,7, gitt at ca. 1/3 av bekkevannet passerte brønnen. Det foreligger ingen dokumentasjon på så lave pH-verdier i vassdraget.

På slutten av 2000-tallet var 7-8 kalkbrønner i drift langs Daleelva (Anonym 2008). Dette var blant anna i Vatningskanal 1A og 1B nedstrøms K2, Tverråna, Vatningskanal 2, Olaibøbekken og ved yngeldammene øst for stasjonene T7 og T8 i hovedelva (jf. figur 2.1). I tillegg ble det lagt ut skjellsand eller kalksteingrus i flere sidebekker, blant anna minst tre steder i Tverråna og et sted i Vatningskanal 2 (Are Henden , pers. medd.). I 2012 ble det droppa store sekker («big bag») med kalksteinsgrus fra brua nedstrøms K2 og i Eiriksdalselva. I Gautingsdalskloven (framom Laksefossen) ble det droppa 4-5 store sekker med skjellsand på ca. 3-4 tonn med helikopter. Sannsynligvis ble det også droppa skjellsand fra brua i Siplauelva. Kalkingsaktiviteten i tilknytning til Daleelva er ikke videreført etter i 2012 (Are Henden, pers. medd.).

Kalkingsaktiviteten har vært et dugnadsarbeid utført at HJF. Det er antatt at kalkingsaktiviteten har hatt en positiv effekt på vannkvaliteten, men at vassdraget bør fullkalkes for å oppnå en akseptabel vannkvalitet gjennom hele året (Hindar 1997). Det er utarbeidet en plan for hvordan Høyangervassdraget kan fullkalkes (Garmo mfl. 2010), og kalking av vassdraget er prioritert blant kalkingsprosjektene i den nye nasjonale kalkingsplanen (Anonym 2016).

18 NINA Rapport 1796

3 Bunndyrundersøkelser

Statkraft, Fylkesmannen i Vestland og Høyanger kommune har i samarbeid med NINA finansiert bunndyrundersøkelser i Daleelva i perioden 2003-2018. Det er tidligere tatt noen bunndyrprøver i Daleelva, (Hellen mfl. 2001, Urdal & Hellen 1999, Åtland 1998). NINA- undersøkelsene er tidligere rapportert i flere årsrapporter, se referanser i (Bremset mfl. 2012 og Ugedal mfl. 2016). Denne samlerapporten omfatter alle bunndyrundersøkelser som er gjennomført av NINA fra 2003 til 2018.

Bunndyr i rennende vann er en organismegruppe som representerer et stort biomangfold og er prioritert i vannforskriften. Det er fremdeles stor kunnskapsmangel i norske vassdrag om utbredelser, forekomster, reguleringspåvirkninger, forsuring og økosystemdynamikk mellom fisk og bunndyr.

Urørte elver og bekker har kompliserte økosystemer. De inneholder et stort antall arter av både produsenter og konsumenter. Artene har ulike nisjer og krav, og spenner fra sårbare spesialister til robuste opportunister. Ulike påvirkninger har betydning for artsmangfold og forekomster i øko- systemene i elvene. Antropogene påvirkninger i rennende vann er eksempelvis dreneringer og fysiske inngrep, kraftreguleringer, industriutslipp, kloakk eller landbruksavrenning. Sur nedbør er også en viktig faktor. Hver enkelt av disse påvirkningene kan hver for seg eller samlet gi ulike effekter på både arts- og gruppenivå.

Betydningen av biologisk mangfold er blitt stadig tydeligere. Det er nå akseptert at vi må ta vare på artsmangfold og dermed leveområdene til så mange arter som mulig. Verdien av artsmangfold er vanskelig å vurdere i penger. Artsmangfoldet er vår forsikring for framtida, både som genressurser og som garanti for at naturen vil omsette og resirkulere seg selv. Resirkuleringen sikrer matproduksjon og ressurser, gjennom det som kalles økosystemtjenester. Biomangfoldet kan også hindre sykdomsutbrudd og oppblomstringer av skadelige organismer. Naturen er en vev hvor en ennå ikke kan forutsi hvilke arter som er livsnødvendige for at veven skal være bærekraftig. I Norge har vi kanskje 25 000 insektarter, noe som utgjør 99 % av dyreartene i fastlands-Norge.

I ferskvann er det flere tusen arter bunndyr. De dominerende gruppene i rennende vann er gjerne fjærmygg (omtrent 800 arter), døgnfluer (44 arter), steinfluer (35 arter) og vårfluer (202 arter). Fordeling og mengde av bunndyr bestemmes av faktorer som strømhastighet, bunnforhold, mas- setransport av uorganisk og organisk materiale og oksygenforhold. Vannote mfl. (1980) beskrev ei elv som et dynamisk system hvor de ulike delene av elva har et artsmangfold av produsenter og konsumenter avhengig av omgivelsene og deres bidrag av organisk materiale til vassdraget (Vannote mfl. 1980). I øvre deler vil plantemateriale fra omgivelsene (alloktont) dominere, slik

19 NINA Rapport 1796 som løv og avfall (grovt materiale, CPOM). Nedover vil det bli mer og mer egenproduksjon i form av algevekst, moser og vannplanter (autoktont materiale, og mer finfordelte organiske partikler; FPOM, figur 3.1).

Figur 3.1. Elva som et dynamisk omsetningssystem. CPOM (Coarse particulate organic matter) tilføres mest i de øvre delene. Dette fører til at disse leveområdene har en høyere respirasjon enn produksjon (P/R < 1). Dette forholdet endrer seg nedover, hvis/når tilførselen av organisk materiale blir mindre enn egenproduksjonen. I de nedre deler hvor elva er stor og stilleflytende svinger forholdet ofte tilbake igjen (figur etter Vannote mfl. 1980).

Endringene i økosystemet langs elva har avgjørende betydning for artssammensetninger og forekomster av bunndyr, som alle er konsumenter. En finner at de øverste delene har en større andel arter som spiser løv og grovere plantedeler (kuttere, se tabell 3.1). Denne organismegrup- pen spiller en avgjørende betydning for hele elvas økosystem, fordi denne oppdelingen gjør organisk materiale bedre tilgjengelig, og fører til at nedbrytning og omsetning skaper flere nisjer som igjen øker produksjonen av biomangfold (Merritt mfl. 2008). Oppdelingen av løv og kvist fører til utlekking av næringsstoffer og økning av partikkeloverflater som dermed blir tilgjengelige for begroing. Alger, sopp og bakterier vil vokse på overflaten av plantedelene som kutterne har produsert. Andelen av de dyregruppene som lever av denne påveksten og de etter hvert finere partiklene, vil derfor øke nedover i elva. Disse gruppene kalles skrapere, samlere og filtrerere (tabell 3.1). Predatorandelen er ofte mer stabil gjennom hele vassdraget.

20 NINA Rapport 1796

Tabell 3.1. Inndeling av bunndyr etter sin overordnede ernæringsnisje; funksjonelle grupper, etter (Merritt et al. 2008). Noen arter kan ha overlappende ernæring, og noen har ukjente prefe- ranser. Kuttere (”Shredders”) Tygger større plantedeler, kutter opp og lager grove biter, CPOM og FPOM Samlere (”Collector-gatherers”) Spiser CPOM og FPOM Filtrerere(”Collector-filterers”) Spinner nett eller har tilpassede filteranord- ninger Skrapere (”Scrapers”) Skraper påvekst av substrat og næringspar- tikler Predatorer Dyrespisere, rovdyr Algesugere (”Piercers”) Suger ut innholdet av algetråder

Dette artsmangfoldet utgjør ernæringstilbudet til fisk, og det er avgjørende for fiskens vekst og bestandsstørrelse at mattilgangen er stabil. Daleelva er et svært påvirket vassdrag, hvor disse naturlige prosessene er sterkt endret.

3.1 Metoder

Innsamling av bunndyr ble gjort med sparkeprøver (Frost mfl. 1971). I perioden 2003-2005 ble det brukt håv med maskevidde 250 μm. Det ble tatt 3 minutters prøver på stasjonene 1, 10 og 11 (se lokalisering av stasjoner i figur 2.1). Prøvene ble i disse årene fiksert hele på etanol, plukket og artsbestemt på laboratoriet. Stasjon 1 og 11 er i denne rapporten kalt henholdsvis «Nederst» og «Øverst», og er fulgt opp med 10 minutters prøver i perioden 2006-2010, og med 5 minutters prøver fra 2012 til 2018. Prøvetakingen ble utført av Svein Arne Forfod, og senere Ørjan Aardal og Marte Conradi. Prøvene ble pakket i isopor og sendt med flypost. Morgenen etter ble prøvene analysert på NINAs laboratorium i Trondheim. Siden 2006 er det brukt 500 μm maskevidde i håven, noe som gjør at små stadier kan skylles gjennom duken. I og med hyppigere prøvetaking vil man imidlertid kunne dokumentere større stadier av artene i senere prøver. Prø- vetaking ble i flere perioder gjennomført annenhver uke. På grunn av arbeidsforhold, finansie- ring, flommer og tørke har det tidvis vært vanskelig å følge undersøkelsesprogrammet.

NINA har utviklet en metode for overvåking og klassifisering av bunndyr som åpner for et tettere prøveprogram til en langt lavere kostnad (Bongard & Aagaard 2006, Bongard mfl. 2011). Meto- den fører til at resultatene er mer sammenlignbare over tid, samt at data kan relateres til EUs femdelte skala for økologisk status. Metoden er en forbedring i forhold til et av de største prob- lemene med prøvetaking i rennende vann, nemlig å avgjøre om prøven er stor nok til å registrere artsinventaret. Metoden tar utgangspunkt i det faktum at det er avtakende sannsynlighet for å påvise flere arter etter hvert som man identifiserer et økende antall individer i en bunndyrprøve (figur 3.2). Metoden består enkelt sagt i å analysere prøver inntil det ikke lenger dukker opp nye arter, det vil si at knekkpunktet i kurven i figuren passeres. Om det tas en bestemt prøvestørrelse, en standard, vet man ikke hvor langt opp på kurven artsregistreringen vil befinne seg. Daleelva har et mye lavere artsantall enn det som er vanlig, men det ble for sikkerhets skyld tatt 10 minutters prøver. Det siste året ble det tatt 5 minutter, som viser seg å være tilstrekkelig for å dokumentere biomangfoldet i Daleelva. Det samme problemet med prøvestørrelser har betydning også når det gjelder standardiserte framstillinger av antall individer per tids- eller arealenhet (Engen mfl. 2011).

21 NINA Rapport 1796

Figur 3.2. Illustrasjon av hvordan størrelse på bunndyrprøver (x-aksen) har betydning for hvor stor andel av artene (y-aksen) som påvises under prøvetaking. A viser registrert andel av det totale antall bunndyr på en lokalitet, mens B viser de 25 vanligste artenes økende sannsynlighet for registrering ved økende prøvestørrelse. Figuren er fra (Bongard mfl. 2011).

Hver art har øvre og nedre grenser for påvirkninger av ulike forurensninger - artenes tålegrenser. Innenfor tålegrensene er det optimumskonsentrasjoner der organismene trives best. Dette utnyttes i beregning av forsuringsindekser. Forekomst av tolerante og sensitive former som døgn- fluen Baetis rhodani (figur 3.3) brukes til å beregne forsuringsgrad ut fra etablerte forsuringsindekser.

Figur 3.3. Døgnfluen Baetis rhodani er benyttet som en hovedindikatorart i forsuringssammenheng.

22 NINA Rapport 1796

Forsuringsindeks 1 (Raddum 1999, Raddum & Fjellheim 1990) har følgende verdier:

Indeksverdi 1 - upåvirket eller lite forsuringsskadet - lokaliteter der det finnes en eller flere arter som tåler pH ned til 5,5 i lokaliteten. Indeksverdi 0,5 - moderat forsuringsskade - lokaliteter hvor ingen av disse artene er til stede, men hvor det finnes en eller flere arter som tåler pH ned til 5,0. Indeksverdi 0,25 - tydelig forsuringsskadet - lokaliteter som inneholder arter som tåler pH ned til 4,7, men mangler de andre følsomme formene. Indeksverdi 0 - sterkt forsuringsskadet - lokaliteter der det bare finnes arter med høy toleranse for surt vann (tåler pH < 4,7).

Forsuringsindeks 2 (Raddum 1999, Raddum & Fjellheim 1990) tar hensyn til subletale effekter av forsuring for å avdekke begynnende skade, og beregnes ut fra antallsforholdet mellom den forsuringsfølsomme døgnfluen Baetis rhodani og de mest tolerante steinfluene: Indeks 2 = 0,5 + antall Baetis rhodani / antall tolerante steinfluer.

Dersom det ikke er registrert bunndyr tilhørende den mest forsuringsfølsomme gruppen i prøven vil verdien av Forsuringsindeks 2 være lik verdien av indeks I (dvs. 0,5 - 0,25 - 0).

Vannforskriftens mål for god økologisk tilstand angir at Indeks 1 og 2 bør være bedre enn eller lik 0,75 (Anonym 2009a,b). Forsuringsindeksene gir relativt grove anslag over forsuringstilstanden i et vassdrag. Rekruttering av Baetis rhodani fra mindre påvirkede bekker og vassdrag i tilknytning til eller i nærheten av vassdraget er en konstant feilkilde. Arten har kohorter gjennom hele sesongen og reetablerer derfor i tillegg raskt på kort tid. Det er også slik at når forekomstene blir lave, kan utregningen av indeksene gi resultater som ikke nødvendigvis stemmer. ASPT/BMWP-indeksen er derfor ikke regnet ut for materialet, fordi antall organismer per prøve er så lavt at resultatene ikke gir mening. Bunndyrtilstanden må derfor bygge på konkrete vurderinger av artsmangfoldet, forventningssamfunn og forekomster. Daleelva faller i kategorien HMWB (heavily modified water body), og er dermed unntatt fra kravet om God økologisk status. En HMWB skal karakteriseres ut fra sitt økologiske potensiale, det vil si hva som kan være mulig å oppnå av forbedringer.

3.2 Materiale

I perioden 2003-2018 ble det tatt til sammen 184 bunndyrprøver i Daleelva. Nesten 66 000 individer ble samlet inn og gjennomgått. Døgn-, stein- og vårfluer (EPT-artene) ble artsbestemt. Før programmet med sending av prøver ble etablert i 2006 ble det kun tatt noen få prøver i årene 2003-2005. Fra 2006 og til 2018 ble det tatt to prøver per tidspunkt, en øverst ved kraftverksut- løpet og en nederst ved bebyggelsen (figur 2.1). I 2008 ble det kun tatt to prøver, og i 2011 ble det ikke tatt prøver.

3.3 Resultater

Antall individer per prøveminutt varierte fra mindre enn 10 til omkring 250. Det var kun tre av 184 prøver som hadde over 200 dyr per minutt, og gjennomsnittsverdien var bare 49 individer per minutt. Dette er grovt anslått bare mellom 10 og 25 % av forventet individantall per prøveminutt fra ei urørt elv, som bør ligge omtrent mellom 200 og 500 individer per prøveminutt.

Gruppen fjærmygg utgjorde 33 prosent av individantallet i hele materialet. Denne tovingefamilien er den mest dominerende i ferskvann generelt. Den vanligste døgnfluen i Norge, Baetis rhodani, utgjorde 21 prosent av det totale antall organismer. Steinfluen Amphinemura sulcicollis og gruppen vannmidd utgjorde 10 prosent hver. Disse fire taksaene utgjorde dermed nesten 75 prosent

23 NINA Rapport 1796 av det totale materialet. Av de resterende 33 taksa som ble registrert i 2003-2018 var det hele 29 som ble registrert med færre enn 50 individer, og hele 18 taksa ble funnet med færre enn 10 individer totalt, summert som antall per prøveminutt. Dette sammenfaller med hypotesen om at opportunistiske enkeltarter vil dominere i påvirkede økosystemer (Petrin mfl. 2013). Figur 3.4 viser antall per prøveminutt gjennom året. Figuren viser det normale bildet med klekking av de ettårige EPT-artene i sommermånedene, med påfølgende nedgang i forekomstene i elva utover høsten.

Fjærmygg 20 Baetis rhodani Midd (Acarina) 15 Amphinemura sulcicollis Leuctra hippopus 10 Stankelbeinmygg Brachyptera risi Fåbørstemark 5

ANDRE Antall individer per minutt sparkeprøve minutt per individer Antall 0

Figur 3.4. Gjennomsnittlig antall individer per minutt sparkeprøve gjennom sesongen for hele materialet fra Daleelva 2003-2018.

Antall organismer per prøve svinger også noe mellom årene, men endringene er ikke signifikante, noe som tyder på at bunndyrsamfunnet er stabilt på et svært lavt nivå. Mange av artene opptrer i så små forekomster at registrering av tilstedeværelse blir tilfeldig. Det ble bare funnet to arter døgnfluer i løpet av undersøkelsesperioden. Av de nesten 66 000 bunndyrene som er gjennomgått ble det funnet færre enn 10 individer av den andre døgnfluearten, Ameletus inopi- natus. Arten er ikke funnet etter 2009. I tillegg ble det funnet til sammen 13 arter steinfluer og 12 arter vårfluer i undersøkelsesperioden. Av disse var fem steinflue- og to vårfluearter regelmessig forekommende. I 2007 ble det funnet ett individ av vårfluen Hydropsyche pellucidula, som er vanlig forekommende i Sør-Norge, men ny for Sogn og Fjordane. Noen få individer av vårfluene Glossosoma intermedia og Micropterna lateralis ble funnet. Det ble funnet noen tomme hus av vårfluen Micrasema spp.

Bortsett fra vårfluen Hydropsyche pellucidula er alle registrerte arter funnet i Daleelva vanlig forekommende på Vestlandet, og med få unntak lite sensitive i forhold til forsuring. Tidligere er Baetis muticus registrert i Daleelva (Åtland 1998), men den ble ikke funnet igjen i materialet fra 2003-2018. Svært få grupper av andre vannlevende organismer ble registrert. Mange viktige og vanlige grupper som vannbiller var totalt fraværende.

24 NINA Rapport 1796

6 Antall arter Antall 4

2005 2013 2003 2004 2006 2007 2008 2009 2010 2012 2014 2015 2016 2017 2018 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018

ØVERST NEDERST Døgnfluer Steinfluer Vårfluer

Figur 3.5. Antall EPT-arter registrert øverst og nederst i Daleelva for årene 2003-2018.

Figur 3.5 viser fordelingen av antall EPT-arter de enkelte år i perioden 2003-2018. I og med at forekomstene for de fleste artene er så lave, vil registreringene av dem bli tilfeldig, og følgelig vises som store svingninger i artsmangfoldet. De fleste arter er ettårige og klekker om sommeren. I og med at Daleelva har så få arter blir næringsforholdene for fisk mindre gunstige under denne perioden. Fra juli til oktober er det bare noen få arter tilgjengelig som fiskeføde.

9 8 7 6 5 4 3 2

Forsuringsindeks 1

2003 2006 2004 2005 2007 2008 2009 2010 2012 2014 2015 2016 2017 2018 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018

ØVERST NEDERST Raddum 1 Raddum 2 Miljømål

Figur 3.6. Raddums forsuringsindeks 1 og 2 vist som gjennomsnittsverdier av prøvene fra Da- leelva 2003-2018. Miljømålet er indikert med svart stiplet linje.

25 NINA Rapport 1796

Begge forsuringsindeksene (figur 3.6) viser verdier over miljømålet, noe som skyldes at det som regel ble registrert noen få individer av B. rhodani i hver prøve. Figuren viser imidlertid en fallende tendens for begge forsuringsindeksene de siste fire år. Dette samsvarer med at pH ble redusert fra 2012-2013 til 2015-2017 både i Gautingsdalselva og i hovedelva (se kapittel 6). Indeksene er imidlertid sårbare når forekomstene av bunndyr er lave. Nedgangen for indeks 1 skyldes færre registreringer av B. rhodani på en del datoer, og dermed faller indeksen til 0,5 på flere tidspunk- ter. Nedgangen for indeks 2 skyldes et beskjedent, økende antall forsuringstolerante steinfluer, som slår negativt ut på denne indeksen. Ingen av disse endringene er imidlertid innenfor statistisk signifikans.

Antall dyr per minutt prøve minutt per dyr Antall 5

0 Skrapere Kuttere Samlere Filtrerere Rovdyr NEDERST ØVERST

Figur 3.7. Gjennomsnittlig antall dyr per minutt sparkeprøve av funksjonelle grupper på øvre og nedre stasjon, vist for hele perioden 2003-2018.

I og med at artsforekomster og antall er så lave gir det ikke mening å beregne ASPT- indeksen. Fordelingen mellom funksjonelle grupper er svært skjev i materialet. Gruppen samlere utgjør alene omkring 80 prosent av bunndyrsamfunnet. Dette er arter som spiser oppdelte organiske partikler av ulik størrelse. De to dominerende artene B. rhodani og A. sulcicollis er plassert i gruppen samlere, men de kan også tilhøre nisjen skrapere (Merritt mfl. 2008, Petrin 2011). Re- sultatene støtter hypotesen om at opportunistarter ofte vil dominere påvirkede lokaliteter (Petrin mfl. 2013). De andre gruppene utgjør i hovedsak de siste 20 prosentene (figur 3.7) Filtrerere, som knott og nettspinnende vårfluer, utgjør en svært liten andel. Algesugere, som vårfluene i familien Hydroptilidae, er fullstendig fraværende. Artsrike grupper som midd, fjærmygg og to- vingelarver består av arter som dekker de fleste funksjonelle gruppene, men disse er til dels fåtallige i materialet, er tidkrevende å artsbestemme og det finnes gjerne heller ikke tilstrekkelig kunnskap om de enkelte artenes nisjer og ernæring.

Den sterke dominansen av bare to arter gjennom så lang tid er ytterligere en indikasjon på et økosystem som er sterkt påvirket. Baetis rhodani er ofte dominerende i rennende vann generelt i Norge, men i urørte systemer veksler som regel mange flere arter på å dominere fra år til år. En sammenligning av forventet artsantall i en upåvirket elv og antall arter som er registrert i Daleelva, viser et uforholdsmessige lite artsmangfold spesielt for døgnfluer og vårfluer, men også for steinfluer (tabell 3.2).

26 NINA Rapport 1796

Tabell 3.2. Sammenligning av forventet og registrert artsantall for døgn-, stein- og vårfluer i Da- leelva. (Aagaard & Dolmen 1996). Døgnfluer Steinfluer Vårfluer Registrert artsantall for Sogn og Fjordane 9 21 60 Anslått forventet antall arter i Daleelva 7 19 30 Registrert antall arter i Daleelva 2 13 12

3.4 Diskusjon

Metode Prøvetaking av bunndyr i rennende vann er problematisk, og gir ofte svært usikre statistiske data over forekomster av hver art (Engen mfl. 2011). Substrat på elvebunn er en mikromosaikk av små habitater hvor artene opptrer i klumpvise levesteder. For å få holdbare data for antall individer per areal må det tas et større antall kvantitative prøver, noe som i praksis ofte er dyrt og tidkrevende (Bongard & Aagaard 2006). En praktisk måte å løse dette problemet på er å renon- sere på kravet om statistisk signifikans for individantall, og i stedet øke innsatsen for å registrere arter (se avsnitt 3.6 i Bongard & Aagaard 2006). Dette gir ikke bare en bedre artsregistrering, men også praktisk anvendbare overslag over forekomster av hver art. Ulempene ved manglende statistikk oppveies med fordelene av mange prøvetidspunkter, slik det er gjort i Daleelva. Det ble av ressurshensyn valgt ut kun to lokaliteter, men en ser i ettertid at prøvetaking på tre eller fire lokaliteter ikke vil øke kostnadene i særlig grad. Flere lokaliteter vil gjøre resultatene sikrere.

For å gjøre behandlingen av prøvene enklere ble det brukt 500 μm håv, noe som fører til at små stadier av fjærmygg kan bli underrepresentert. I årene 2003-2005 ble det imidlertid brukt 250 μm sparkehåv, uten at det ga høyere forekomster av fjærmygg.

Langtidsserier av biologiske prøver er fåtallige i Norge, men framheves i strategidokumenter som særdeles verdifulle. Daleelva er en av få slike langtidsserier. Dersom man i tillegg kan øke prø- vefrekvensen gjennom sesongen forbedres dataene ytterligere. Overvåkingen i Daleelva har vært verdifull nettopp fordi prøveprogrammet har vært relativt tett over flere år. Det var likevel lange perioder uten prøvetaking, og grunnet miljøvernleder Svein Arne Forfods bortgang ble 2011 helt uten prøvetaking.

Resultater Antall dyr per prøveminutt fra Daleelva er svært lavt, og viser en svært fattig fauna som er betydelig påvirket. Det er trolig forsuring, lite tilført organisk materiale, lite begroing, kraftregulering og flomutspylinger som er de fem viktigste årsakene til lav diversitet og lav produksjon av bunndyr. Økning i primærproduksjon – begroing - bedrer som regel individantallene i fattige elver. Et eksempel er virkningene av et næringsrikt utslipp fra smoltanlegget som våren 2010 førte til en kraftig alge-begroing. Dette ga oppblomstring av fjærmygg og midd på nederste stasjon den 21.4.2010. Daleelva blir tilført relativt lite alloktont materiale fra omgivelsene. I kombinasjon med forsuring og utspylinger fører det til en svært lav biologisk produksjon av bunndyr i Daleelva. Artsantallet i Daleelva er tilsvarende svært lavt.

Flommer kan være en stor utfordring for både fisk og bunndyr. Daleelva blir ofte utsatt for kraftige utspylinger i forbindelse med flommer (eksempelvis 15.09 og 15.11. 2005). Mye tyder på at unor- malt store flommer har opptrådt oftere de senere årene på Vestlandet. Slike katastrofedriv kan være økende i antall og størrelse på Vestlandet, og er sannsynligvis en sekundæreffekt av kli- maendringer (G.G. Raddum, UiB, pers medd.). Store flommer kan røre om elvesubstratet ned til halvmeters dyp, skylle ut organisk materiale og forårsake katastrofeliknende fall i populasjoner av bunndyr. Slike flommer vil også kunne gjøre forholdene temporært svært vanskelige for fisk og yngel. De negative virkningene av store flommer er kjent fra flere studier, blant annet USA og

27 NINA Rapport 1796

Spania (Gibbins mfl. 2007, Hilsenhoff 1996). Transporten av sand og utvaskingen av organisk materiale er sammen med vannføringen i seg selv de viktigste negative faktorene ved store flommer. Daleelva er forbygd og nærmest kanalisert gjennom det meste av elveløpet fra kraftverket til sjøen. Dermed er bufferevnen mot høye vannføringer og flom sterkt redusert. Dette har tvunget fram en stadig høyere forbygning ned mot sentrum som nå skal kunne stå imot flommer på flere hundre m3/s. Bunnsubstratet er tilsvarende utsatt under slike forhold og vannhastigheter. Det finnes få data fra tidligere undersøkelser i Daleelva, så det er vanskelig å si om forholdene har forverret seg (Hellen et al. 2001, Urdal & Hellen 1999).

Det lave artsantallet og de svært lave forekomstene kan skyldes flere faktorer enn regulering og utspylingsflommer. Det lave antallet døgnfluearter antyder spesielt at forsuring er et problem. Forsuringsindeksene gir en relativt grov beskrivelse av forsuringstilstanden. Daleelva kommer relativt godt ut på skalaen, men dette skyldes jevnt over de lave forekomstene av artene som brukes i indeksen, som dermed gir ekstreme utslag ved utregningen av indeksene. Når en ser på resultatene under ett er det usikkert hvor stor innvirkning forsuring har på bunndyrsamfunnet. Det er få forsuringssensitive arter og svært lave tettheter av hver art. Artsutvalget består av en større andel forsuringstolerante arter enn forventet. Den forsuringsfølsomme døgnfluen Baetis rhodani er imidlertid funnet med enkeltindivider i nesten alle prøver, noe som gir høyeste score for Raddums forsuringsindeks 1. Ingen andre sterkt sensitive arter eller grupper (verdi 1) ble funnet i noen av prøvene. Akkumulering av aluminium som følge av forsuring er en av mekanis- mene som øker dødeligheten av arter og senker forekomster (Herrmann 2001, Raddum & Fjellheim 1990, Wren 1991).

Lavt artsantall og lave forekomster er to av grunnene til den skjeve fordelingen mellom funksjonelle grupper i økosystemet. Den sterke dominansen av få arter gjennom lang tid er en indikasjon på et økosystem som er sterkt påvirket. I urørte systemer veksler som regel mange flere arter på å dominere fra år til år, og de ulike bunndyrartene i urørte vassdrag vokser og klekker i ulike perioder av året, og tilbyr dermed et variert artsmangfold med naturlig høye forekomster som stabil næringstilgang for ungfiskbestandene. Det er mulig at den lave bunndyrproduksjonen i Daleelva er en begrensende faktor for produksjonen av ungfisk. Mangel på bunndyr fører ofte til at tilgangen på luftinsekter blir viktig som ernæring for fisk i sommerhalvåret i slike elver. Dette er kjent fra andre regulerte elver med lave bunndyrforekomster (Bongard 2008). I og med at det gjøres mye for å opprettholde en bærekraftig fiskebestand i Daleelva, er det viktig å følge med på utviklingen i bunndyrsamfunnet. Overvåkningen er imidlertid ikke bare knyttet til nærings- grunnlag for fisk, men også for å følge med på utviklingen av biomangfoldet per se. De foruroli- gende lave tetthetene av bunndyr bør overvåkes for å belyse konsekvensene av et problem som kan bli økende i årene framover.

Oppsummering Bunndyrundersøkelsene viser at økosystemet i elva er sterkt påvirket av regulering og forsuring, og består av en svært fattig fauna. I kombinasjon med kanaliseringer blir virkningene av utspylingsflommer forsterket. Det er trolig forsuring, lite tilført organisk materiale, lite begroing, kraftregulering og flomutspylinger som er de fem viktigste årsakene til lav diversitet, lav bioproduksjon, fattig artsmangfold og lave forekomster av hver art. I slike elver vil fiskens ernæring bestå av større andeler terrestriske insekter, særlig fra kantskog og beitemark i nærheten. Det er mulig at den lave bunndyrproduksjonen i Daleelva er en begrensende faktor for produksjonen av ungfisk og smolt.

28 NINA Rapport 1796

4 Ungfisk

4.1 Metoder

Ungfiskundersøkelsene er lagt opp slik at de kan gi kunnskap om hvilke områder av vassdraget som blir benyttet til gyting, i tillegg til å gi informasjon om vekst og fisketetthet i ulike områder. Ved å benytte tradisjonell metodikk for ungfiskundersøkelser (elektrisk fiskeapparat) til tetthets- beregninger på et større antall lokaliteter, kan utbredelsen av årsyngel (0+) gi informasjon om foretrukne gyteområder. Dette ut fra at laksunger i sitt første leveår har begrenset spredning fra gyteområdene (Johnsen & Hvidsten 2002).

I perioden 2003-2014 ble det gjennomført undersøkelser på 12 stasjoner i hovedelva og seks stasjoner i sidebekker og sideløp (se figur 2.1). For å kunne sammenligne med tidligere under- søkelser i vassdraget (Urdal & Hellen 1999, Hellen mfl. 2001), var seks av de samme lokalitetene som tidligere er undersøkt inkludert i stasjonsnettet. Disse lokalitetene er stasjonene 1, 4, 6, 8, 10 og 11. De øvrige stasjoner i undersøkelsesprogrammet ble valgt slik at de er mest mulig representative for de ulike områdene av vassdraget. Stasjonene 1-10 ligger nedstrøms kraft- verksutløpene, mens to av stasjonene, 11 og 12, ligger i Gautingsdalselva oppstrøms utløpet av kraftverket K2. Modifisering av elveleiet mellom de to kraftverksutløpene i forbindelse med bygging av det nye kraftverket har ført til at sannsynligheten for gyting av anadrom fisk i Gautings- dalselva nå er lav så disse to stasjonene ble sist gang fisket i 2017 (st. 12) og 2018 (st. 11).

I 2011 ble stasjonsnettet utvidet i øvre deler av elva nedstrøms kraftverksutløpene med tre stasjoner, 9.1, 10.1 og 10.2. Årsaken til det utvidete stasjonsnettet var ønske om bedre oppløsning i datasettet for å kunne kartlegge eventuelle endringer knyttet til etablering av Eiriksdal kraftverk. På grunn av gravearbeider og modifisering av elveleiet i forbindelse med det nye kraftverket ble bare stasjon 9.1 og 10.1 videreført i 2012-2019 (for beliggenhet se også figur 7.3). I 2018 og 2019 ble det også opprettet en ny stasjon 10.2 beliggende like nedstrøms utløpet av det nye Eiriksdal kraftverk.

Hvert år har 3-4 av stasjonene i hovedelva blitt avfisket i tre omganger og sammenslåtte fangst- data (Bohlin mfl. 1989) for disse stasjonene ble brukt til å estimere en gjennomsnittlig fangbarhet (p) for årsyngel og eldre fiskunger hver for seg og for hver art. De øvrige stasjonene i hovedelva og alle stasjoner i sideløp og sidebekker har blitt avfisket i en omgang. Ved estimering av tetthet ble det benyttet fangbarheter estimert fra stasjoner med tre overfiskinger.

Med disse fangbarhetene (p) ble antallet fisk (N) på hver stasjon beregnet som: N = T  (1− 1− pk )−1 s s , hvor T er totalfangsten på stasjonen og k er antall fiskeomganger. Deretter ble antallet fisk på hver stasjon omregnet til fisketettheter og uttrykt som antall fisk pr. 100 m2.

I perioden 2013-2019 har undersøkelsene blitt gjennomført i begynnelsen av november og vann- føringen har variert mellom 1,5 og 2,9 m3/s. Vanntemperaturen har i de fleste år vært høyere enn 3,5 °C, men temperaturen var vesentlig lavere i 2016 og 2019 og disse to årene har trolig fangsteffektiviteten vært noe lavere enn de øvrige årene.

All fisk ble bedøvd, artsbestemt og lengden målt i felt. Det ble tatt skjellprøver av eldre ungfisk for senere aldersbestemmelse av fisken. Vi tok prøver fra øvre hale av lengdefordelingen til antatt 1+ fisk og en betydelig større andel av fisk som ble antatt å være 2+ og eldre. Hvis vi var i tvil om et individ var en stor årsyngel eller liten 1+ ble det også tatt skjellprøver av disse, men i de aller fleste tilfeller var det enkelt å skille årsyngel (0+) fra eldre ungfisk ut fra individets lengde. Fisken ble deretter satt ut i elva igjen. Individ som ikke ble aldersbestemt på grunnlag av en skjellprøve, ble tilordnet en alder ut fra sin størrelse med bakgrunn i lengde/alders-data fra samme stasjon og/eller nærliggende stasjoner. Det ble med svært få unntak tatt skjellprøver av

29 NINA Rapport 1796 fisk fra alle stasjoner. At det ikke ble tatt prøver av all fisk fører til noe usikkerhet knyttet til al- derssammensetningen i bestanden og beregnede tettheter av ulike aldersklasser. Vi anser ikke at disse usikkerhetene har noen avgjørende betydning for tolkingen av data fra vassdraget. Fis- ken ble sjekket for fettfinnemerking, og laksunger som hadde avklipt fettfinne ble klassifisert som utsatt fisk. I tillegg ble utseende (blant annet kroppsfarge og finneslitasje) og skjellprøver benyttet til å vurdere om laksunger uten avklipt fettfinne stammet fra opphold i kultiveringsanlegg.

Tabell 4.1. Tidspunkt for undersøkelser og vannføring og vanntemperatur ved gjennomføring av elektrisk fiske i Daleelva i perioden 2012-2019. Vannføringen (m3/s) er målt ved Rand- tangen målestasjon og vanntemperaturen er målt i felt.

År Dato Vannføring Vanntemperatur

2012 18.-20. oktober - 4,0-4,7 2013 4.-5. november 1,5 3,9-5,0 2014 5.-7. november 1,6-1,9 4,0-4,6 2015 3.-5. november 2,2-2,9 5,7-6,4 2016 5.-6. november 1,8-1,9 1,1-1,7 2017 6.-7. november 2,5 3,6-5,0 2018 3.-4. november 2,8 2,9-4,4 2019 4.-5. november 2,1 1,9-2,6

30 NINA Rapport 1796

4.2 Forekomst og tetthet

Laks I 2017 og 2019 ble det fanget årsyngel av laks på alle de undersøkte stasjonene nedstrøms utløpet av kraftverket. Det ble undersøkt 12 stasjoner i 2017 og 13 stasjoner de to andre årene. I 2018 manglet årsyngel på tre av de undersøkte stasjonene.

I 2017 varierte tettheten fra 2 til 50 yngel pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 17 yngel pr. 100 m2. Tettheten var gjennomgående lav på de fleste stasjoner, men lavere i de øvre deler av elva enn i de nedre deler. I 2018 varierte tettheten fra 0 til 170 yngel pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 40 yngel pr. 100 m2. Dette året var det svært stor variasjon i tetthet mellom stasjoner, og de høyeste tetthetene ble registrert på stasjon 2 og 7 som begge ligger i terskelbassenger. Tetthe- ten av yngel var gjennomgående lav i de øvre deler av elva også dette året. Gytebestanden av laks var vesentlig lavere høsten 2017 enn de to andre årene, noe som kan ha bidratt til mer flekkvis gyting dette året. I 2019 varierte tettheten fra 8 til 98 yngel pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 31 yngel pr. 100 m2. Den høyeste tettheten dette året ble også funnet på stasjon 7, men det ble også registrert høy tetthet på stasjon 10.1 som ligger like nedenfor terskelen som måler vannføring i elva.

200 200 Yngel 2017 2018 2019 Parr 2017 2018 2019

150 150

100 100

Tetthet Tetthet

50 50

0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 9,1 10 10,1 10,2 1 2 3 4 5 6 7 8 9 9,1 10 10,1 10,2 Stasjon Stasjon

100 Utsatte 2017 2018 2019 80

Tetthet 40

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 9,1 10 10,1 10,2 Stasjon

Figur 4.1. Beregnet tetthet (antall individ pr. 100 m2) av årsyngel og parr av vill laks samt settefisk (utsatte) i Daleelva i 2017-2019. Stasjonene er gruppert fra nederst til øverst i elva nedenfor utløpet av Eiriksdal kraftverk. Stasjon 10.2 ble ikke fisket i 2017. Merk at y-aksen har annen skala i panelet som viser tetthet av utsatt fisk.

I 2017-2019 ble det fanget av lakseparr på alle de undersøkte stasjonene nedstrøms utløpet av kraftverket, med unntak av på stasjon 10.2, like nedstrøms kraftverksutløpet, i 2018.

I 2017 varierte tettheten fra 2 til 55 parr pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 23 pr. 100 m2. Tettheten var gjennomgående lav på de fleste stasjoner, men vesentlig lavere i de øvre deler av elva enn i de nedre deler. I 2017 ble det fanget i alt 207 lakseparr på strekningen nedstrøms kraftverksutløpet (tabell 4.2). Fangsten var dominert av eldre parr med henholdsvis 43 % 3-årig,

31 NINA Rapport 1796

12 % 4-årig og 0,5 % 5-årig fisk. Yngre parr forekom i lavere antall, med henholdsvis 21 % og 9 % for 1-årig og 2-årig fisk. De yngre fiskene stammer fra de to svake årsklassene som ble klekket i 2016 og 2015.

I 2018 varierte tettheten fra 15 til 120 parr pr. 100 m2 , med et gjennomsnitt på 35 pr. 100 m2. Tettheten varierte fra lav til moderat på de fleste stasjonene i elva, med unntak av på stasjon 5 som hadde en tetthet på om lag 150 parr pr. 100 m2. I 2018 ble det fanget i alt 277 lakseparr på strekningen nedstrøms kraftverksutløpet (tabell 4.2). Fangsten var dominert av 1-årig fisk som utgjorde 63 % og som stammer fra det gode rekrutteringsåret 2017. To-årig, 3-årig og 4-årig fisk utgjorde henholdsvis 18 %, 12 % og 7 % av fangsten.

I 2019 varierte tettheten fra 5 til 160 parr pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 54 pr. 100 m2. Tettheten var høy (> 80) på mange av stasjonene i nedre og midtre deler av elva. Tettheten var fra moderat til høy også i de øvre deler av elva og av de høyeste som er registrert i denne delen av elva i løpet av undersøkelsesperioden. I 2019 ble det fanget i alt 448 lakseparr på strekningen nedstrøms kraftverksutløpet (tabell 4.2). Fangsten var dominert av 1-årig fisk og 2-årig fisk som utgjorde henholdsvis 49 % og 37 % av materialet. Eldre parr var relativt fåtallige og 3-åringer utgjorde 13 % av fangsten mens det ble fanget kun én 4-åring.

Utsatte laksunger ble funnet på 10 stasjoner i 2017 fordelt i det meste av elva (figur 4.1). Tett- heten var fra moderat til høy fra og med stasjon 6 og opp til stasjon 10.1 like nedstrøms vannfø- ringsterskelen. Utsatte laksunger ble funnet på 12 stasjoner i 2018 fordelt over hele elva. Tett- heten var lav til moderat på alle stasjoner. Utsatte laksunger har utgjort en relativt stor andel av ungfiskbestanden i Daleelva i hele undersøkelsesperioden. Ulik fordeling av utsatt fisk i elva mellom år skyldes trolig både nedstrøms spredning og variasjoner i hvor fisken har blitt satt ut. I 2019 ble det funnet lave tettheter av utsatte laksunger på fire stasjoner i elva. Det ble ikke satt ut laksunger på høsten dette året og registreringene tyder på at mesteparten av de utsatte laksungene fra tidligere år enten har vandret ut av elva som smolt eller dødd. Resultatene bekrefter imidlertid observasjoner fra tidligere år (for eksempel Ugedal mfl. 2016) om at en andel av den utsatte fisken ikke vandrer ut som smolt første påfølgende vår, men blir stående et eller flere år på elva.

Tabell 4.2. Antall og gjennomsnittsstørrelse (i mm) til ungfisk av vill laks og aure fanget ved elfiske i Daleelva nedstrøms utløpet av Eiriksdal kraftverk i 2017, 2018 og 2019.

År Alder Laks Aure n Snitt SD n Snitt SD 2017 0+ 118 35,3 2,5 8 47,3 7,7 2017 1+ 43 59,0 4,5 13 81,0 14,8 2017 2+ 19 85,0 8,1 3 97,7 3,1 2017 3+ 120 101,8 13,8 7 132,9 9,9 2017 4+ 24 117,8 10,5 3 156,0 19,1 2018 0+ 133 46,4 4,9 71 52,9 8,3 2018 1+ 174 74,7 7,9 31 95,1 10,3 2018 2+ 51 101,0 9,8 13 136,7 22,3 2018 3+ 33 126,2 7,8 0 - - 2018 4+ 18 135,2 8,6 1 173 - 2019 0+ 141 43,6 4,6 10 51,6 8,1 2019 1+ 221 72,9 8,9 55 88,6 11,6 2019 2+ 166 102,7 10,2 24 122,4 13,2 2019 3+ 57 120,9 9,1 1 180 - 2019 4+ 4 138,0 11,2 0 - -

32 NINA Rapport 1796

Utvikling i tetthet i øvre deler av Daleelva I 2011 ble stasjonsnettet utvidet i øvre deler av elva nedstrøms kraftverksutløpene med tre stasjoner, 9.1, 10.1 og 10.2. Årsaken til det utvidete stasjonsnettet var ønske om bedre oppløsning i datasettet for å kunne kartlegge eventuelle endringer knyttet til etablering av Eiriksdal kraftverk. Stasjon 9.1 og 10.1 har blitt videreført i alle år etter 2019, men stasjon 10.1 har fra og med 2013, etter at arbeidet i elva rundt vannføringsterskelen var sluttført, en annen beliggenhet og habitatkvalitet enn i 2011-2012. En sammenlikning mellom utviklingen av tetthet i midtre og nedre del av elva (stasjon 1-7) med øvre del (stasjon 8-10.1) viser at i år med dårlig rekruttering (2011, 2012, 2015 og 2016) så har tettheten av årsyngel av laks har vært lav både i øvre og i midtre/nedre deler av elva (figur 4.2). I år med bedre rekruttering har den gjennomsnittlige tettheten av yngel vært vesentlig høyere i midtre/nedre deler med unntak av i 2019. Den gjennomsnittlige tettheten av eldre laksunger har vært vesentlig høyere i midtre/nedre deler av elva i hele perioden 2011-2019. De to siste årene har tettheten av eldre laksunger økt i begge disse områdene av elva som følge av økt rekruttering av yngel i 2017 og 2018.

Årsyngel laks Lakseparr 50 140 120 40 100 30 80 60

Tetthet 20 Tetthet 40 10 20 0 0 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019

Nedre og midtre del Øvre del Nedre og midtre del Øvre del

Figur 4.2. Gjennomsnittlig tetthet (antall individer pr. 100 m2 angitt som geometrisk middelverdi) av årsyngel (0+) og parr (≥ 1+) av vill laks i nedre og midtre del (stasjon 1-7) og øvre del (stasjon 8-10.1) i Daleelva i perioden 2011-2019. Merk at panelene har ulik skala på y-aksen

Aure I 2017 og 2019 ble det fanget årsyngel av aure på henholdsvis 5 og 7 av de undersøkte stasjonene nedstrøms utløpet av kraftverket (figur 4.3). I 2018 ble aureyngel registrert på samtlige 13 stasjoner som ble fisket.

Aureyngel Aureparr 2017 2018 2019 2017 2018 2019 40 40

30 30

20 20

Tetthet Tetthet

10 10

0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 9,1 10 10,1 10,2 1 2 3 4 5 6 7 8 9 9,1 10 10,1 10,2 Stasjon Stasjon

Figur 4.3. Beregnet tetthet (antall individ pr. 100 m2) av årsyngel og parr av aure i Daleelva i 2017-2019. Stasjonene er gruppert fra nederst til øverst i elva nedenfor utløpet av Eiriksdal kraftverk. Stasjon 10.2 ble ikke fisket i 2017.

33 NINA Rapport 1796

I 2017 og 2019 var tettheten av aureyngel svært lav på alle stasjoner med en maksimal tetthet på 7 yngel pr. 100 m2 begge år. I 2018 varierte tettheten fra 2 til 36 yngel pr. 100 m2, med et gjennomsnitt på 15 yngel pr. 100 m2. Det ble registrert moderate tettheter på stasjoner både i nedre, midtre og øvre del av elva.

Det ble fanget aureparr på de fleste stasjoner i alle tre årene. På stasjoner med fangst av parr i 2017 varierte tettheten fra 2 til 8 parr pr. 100 m2, og gjennomsnittet for alle stasjoner var 3 parr pr. 100 m2. Tettheten var gjennomgående svært lav av på alle stasjonene,

På stasjoner med fangst av parr i 2018 varierte tettheten fra 4 til 16 parr pr. 100 m2, og gjennomsnittet for alle stasjoner var 6 parr pr. 100 m2. Med unntak av to stasjoner var tettheten lavere enn 10 parr pr. 100 m2.

På stasjoner med fangst av parr i 2019 varierte tettheten fra 2 til 25 parr pr. 100 m2, og gjennomsnittet for alle stasjoner var 9 parr pr. 100 m2. Dette året ble det registrert høyere tetthet enn 10 parr både i nedre, midtre og øvre deler av elva. Ettåringer utgjorde 70 % av fangsten dette året (tabell 4.2).

4.3 Ungfisk i sidebekker og sideløp

I perioden 2003-2014 ble det gjennomført årlige undersøkelser av forekomst og tetthet av ungfisk i seks sidebekker og sideløp til Daleelva (Bremset mfl. 2011, Ugedal mfl. 2015). Generelt ble det funnet svært lite årsyngel av laks i sidebekkene. Ut fra at årsyngel vanligvis har lav sprednings- evne den første sommeren (Johnsen & Hvidsten 2002, Einum & Nislow 2005), tilsier fraværet av yngel i sidebekkene at disse vanligvis ikke brukes som gyteområder for laks. Funn av eldre laksunger og utsatt laks i noen av sidebekkene tyder imidlertid på at laksunger kan vandre inn fra hovedelva, og bruke disse bekkene som oppvekstområder i deler av livsløpet fram til smolt. Føl- gelig synes sidebekkene å ha en viss betydning også for lakseproduksjonen i Daleelva.

Årsyngel av aure ble med få unntak funnet i samtlige sidebekker i hele undersøkelsesperioden 2003-2014 (Bremset mfl. 2011, Ugedal mfl. 2013, 2014, 2015). Tettheten av yngel varierte fra lav til middels høy, mens tettheten av eldre aureunger jevnt over var noe høyere enn for yngel. Resultatene viser at sidebekkene er viktige gyte- og oppvekstområder for aure i Daleelva. Side- bekkene synes å ha en vesentlig større betydning for aure enn for laks. Dette er i overensstem- melse med tidligere undersøkelser i skandinaviske vassdrag, som viser en tendens til at laks dominerer tallmessig i hovedstrengen av elver, mens aure dominerer i sidebekkene (Karlström 1977, Bremset & Heggenes 2001). Selv om produksjonsarealet i sidebekkene er beskjedent (om lag 14 % i forhold til i hovedelva), vil de likevel kunne bidra med en betydelig del av smoltproduksjonen av aure.

4.4 Langtidsutvikling i tetthet av ungfisk

Laks Resultatene fra de tre siste årene bekrefter at det fremdeles er en veksling mellom svakere og sterkere årsklasser i ungfiskbestanden av laks i Daleelva. Variasjon i årsklassestyrke har forekommet gjennom hele undersøkelsesperioden 2003-2019 (figur 4.4).

Årsklassen klekket i 2013 var den mest tallrike vurdert ut fra tetthet av eldre parr. Årsklassen i 2014 var nesten like tallrik som yngel, men hadde betydelig lavere gjennomsnittlig tetthet som 1+ og 2+ enn 2013 årsklassen. Årsklassene fra 2017 var på høyde med årsklassen fra 2014 i tetthet av 1+ og 2+. Årsklassene fra 2018 og 2019 ser også ut til å bli sterke ut fra resultatene så langt. Årsklassene som klekket i 2015 og 2016 var svake og før det var det svake årsklasser i 2011 og til dels i 2012.

34 NINA Rapport 1796

40 0+ 1+ 2+ 3+ 35 30 25

20 Tetthet 15 10 5 0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 Klekkeår

Figur 4.4. Gjennomsnittlig tetthet (antall individer pr. 100 m2 angitt som geometrisk middelverdi) av vill ungfisk av laks med ulik alder på de 10 hovedstasjonene nedstrøms kraftverksutløpene i Daleelva i 2003-2019. I figuren er tetthetene gruppert etter klekkeår slik at figuren viser utvikling av tetthet av samme årsklasse ved ulik alder. For årsklassen som klekket i 2018 har vi derfor bare tetthet av denne som 0+ i 2018 og 1+ i 2019. Det er benyttet en annen beregningsmåte for gjennomsnitt her sammenliknet med tidligere år og tetthetsverdiene for eldre klekkeår vil derfor kunne avvike noe fra tidligere rapporter.

Vi har foreløpig aldri hatt mange påfølgende år med god rekruttering i Daleelva slik at vi ikke har data over tetthet når elva har vært tilnærmet fullrekruttert for alle de mest aktuelle årsklasser av parr (1+-3+). Klekkeårene 2007-2010 er foreløpig den lengste sammenhengende perioden med moderat rekruttering vurdert ut fra tetthet av 1+ og 2+ parr. Disse årsklassene ga opphav til det ene toppåret med hensyn til tetthet av presmolt i 2010 (se nedenfor). Det har vært godt over gjennomsnittet rekruttering de siste tre årene og tettheten av presmolt er økende i elva (figur 4.5).

Tetthet av presmolt Laksesmolten i Daleelva har i de siste årene hatt en gjennomsnittsalder på i overkant av 3,5 år basert på skjellanalyser av voksen vill laks fanget i Dalelva (se avsnitt 9.4.2). Tilbakeberegnet Gjennomsnittsstørrelse hos smolten har vært om lag 14,0 cm basert på tilbakeberegnet lengde fra skjell av voksen vill laks. Slike tilbakberegninger har vist seg å gi rimelig presise gjennomsnittsestimater over smoltstørrelse selv om feilen for den enkelte fisk kan være stor. I slike bestander med relativt gammel og stor smolt er det er vanskelig å vurdere hvilke individerer som er presmolt om høsten, det vil si individer som sannsynligvis skal vandre ut som smolt neste vår. Vi har likevel gjort en grov vurdering av utviklingen i tetthet av presmolt for å kunne gi et grovt anslag over variasjon i smoltproduksjon i over tid. Vi valgte å betegne laks ≥ 11 cm på høsten som presmolt. En beregning basert på dette kriteriet viser at den gjennomsnittlige tettheten av presmolt har variert fra om lag 2 til 10 individer per 100 m2 i perioden 2003-2019, og i de fleste årene har tettheten var 5 eller lavere (figur 4.5). Høyest tetthet ble registrert i 2010 og 2019 med henholdsvis om lag 10 og 8 individer per 100 m2. Fra og med 2012 har det blitt un- dersøkt flere stasjoner i øvre del av elva. Tettheten av lakseparr har gjennomgående vært lavere her enn i nedre deler noe som gjør at tettheten av presmolt i perioden 2003-2010 trolig er noe overvurdert sammenliknet med i perioden 2011-2019. I de siste ni årene har det vært en økende trend fra lave tettheter i 2011-2016 fram til høyere tettheter i 2017-2019, men perioden sett under ett (2003-2019) var det ingen signifikant trend i tetthet av presmolt .

35 NINA Rapport 1796

6 Tetthet 4

0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 Fangstår

Figur 4.4. Gjennomsnittlig tetthet (antall individer pr. 100 m2 angitt som geometrisk middelverdi) av presmolt av vill laks (≥ 11 cm) for stasjonene nedstrøms kraftverksutløpene i Daleelva i 2003- 2019. Det ble fisket 10 stasjoner fram til og med 2010 og 12 stasjoner deretter.

Hvis våre tetthetsdata kan ansees å være representative for tettheten på hele strekningen opp til kraftverksutløpene kan vi også gi grove anslag over variasjon i antall presmolt i Daleelva. En estimering av vanndekt areal på denne strekningen ut fra flyfoto fant at arealet ved en vannføring på ca. 14 m3/s var om lag 161 700 m2 (se også vedlegg 9.5). Hvis vi antar at vanndekt areal ved lavvannføring avtar med om lag 20 % (se kapittel 9.3.3) gir dette et areal på om lag 130 000 m2 ved de vannføringer vårt elfiske har vært gjennomført i perioden 2013-2019.

Ut fra disse forutsetningene har bestanden av presmolt i Daleelva nedstrøms kraftverksutløpene variert mellom 2000 og 5000 i årene fra 2011-2016. I de siste tre årene har bestanden økt fra om lag 6000 i 2017 og 2018 til om lag 11 000 i 2019. Høyest tetthet av presmolt ble registrert i 2010, med om lag 12 500 individer. Det forventes at det skjer dødelighet fra registreringene i november fram til smolten går ut av elva neste vår. Hvor stor denne dødeligheten er i en forsu- ringspåvirket elv som Daleelva er usikkert. Vi understreker at disse tallene har store usikkerheter knyttet til seg, men de gir trolig en pekepinn på størrelsesorden av smoltproduksjonen til vill laks i Daleelva.

Aure Tettheten av aure har vært lav i hovedelva nedstrøms kraftverksutløpene i hele undersøkelsesperioden (figur 4.5). I de beste årene, 2004 og 2018, har gjennomsnittlig tetthet av aureyngel vært om lag 10 individer per 100 m2. Tettheten av yngel av aure er som for lakseyngel, sannsynligvis undervurdert i mange år på grunn av til dels liten størrelse og flekkvis forekomst i elva. Tettheten av aureparr økte de første årene fram til en topp i 2009 og 2010 med en gjennomsnittlig tetthet på om lag 15 inidivider per 100 m2 begge årene. Deretter har tettheten avtatt og har i de siste årene variert omkring 5 parr pr. 100 m2. Perioden sett under ett har det vært en negativ, men ikke signifikant trend i tetthet av aureparr (R2 = 0,11, p = 0,19).

I perioden 2003-2017 ble det også fisket to stasjoner i Gautingsdalselva oppstrøms kraftverks- utløpene. Tettheten av aureyngel på disse to stasjonene har gjennomgående vært på samme lave nivå som i hovedelva nedstrøms, mens tettheten av aureparr vært om lag det dobbelte av i hovedelva. Det er usikkert om disse stammer fra gyting av sjøaure eller om det hovedsakelig er stasjonær aure som er foreldre til disse fiskene.

36 NINA Rapport 1796

10 Tetthet

0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Yngel Parr

Figur 4.5. Gjennomsnittlig tetthet (antall individer pr. 100 m2) av yngel (0+) og parr (>= 1+) av aure på de 10 hovedstasjonene nedstrøms kraftverksutløpene for i Daleelva i 2003-2019.

4.5 Diskusjon

Metode Resultatene viser at gjennomsnittlig tetthet av årsyngel ofte er lavere enn gjennomsnittlig tetthet av eldre ungfisk fra samme årsklasse. Dette kan skyldes at den reelle fangbarheten av årsyngel er lav og lavere enn det vi har estimert den til å være. I tillegg har årsyngelen en mer flekkvis forekomst noe som gjør det vanskelig å estimere en representativ tetthet selv om vi har relativt mange stasjoner i Daleelva i forhold til lengden på elva. Også for eldre parr er det tilfeller hvor gjennomsnittlig tetthet er høyere hos 2+ enn hos 1+ av samme årsklasse. Det er vanskelig å få gode og representative estimater av gjennomsnittlig tetthet i en elv som har stor romlig variasjon i tetthet av en eller flere årsklasser. I tillegg kan det være forskjeller mellom år i fangsteffektivitet ved elfiske som ikke fanges opp av våre estimater. Resultatene tyder på at det er bedre å vurdere styrken til en årsklasse basert på tetthet av 1+ og 2+ enn på tetthet av yngel. Resultatene viser imidlertid også at hvis det fanges få yngel på vårt stasjonsnett et år så blir fangsten av eldre parr fra samme årsklasse også liten.

Bremset mfl. (2011) peker på at store flommer med påfølgende opprenskninger og nye sikrings- arbeider kan ha medført endringer på flere av ungfiskstasjonene i løpet av undersøkelsesperio- den. Det var betydelige flommer i september måned både i 2003, 2004 og 2005 (Lund mfl. 2006). Disse flomepisodene skjedde i forkant av de årlige ungfiskundersøkelsene, og har trolig påvirket resultatene både indirekte og direkte. Indirekte ved at bunnsubstrat og strømningsforhold på stasjonene ble endret, og direkte ved at ungfisk kan ha blitt drept eller transportert nedstrøms av flomvannføringene. I tillegg har det gjennom mesteparten av undersøkelsesperioden blitt gjen- nomført flomsikringstiltak i og ved elveleiet. I anleggsperioder har det vært betydelige gravearbeider i elveleiet, som sammen med transport til og fra elveleiet har bidratt til ustabile bunnsub- strater. I de siste tre årene har det så vidt vi kjenner til ikke vært omfattende arbeider i selve elva. I årene før oppstart av det nye kraftverket og i forbindelse med etableringen Randtangen måle- stasjon var det omfattende arbeider i de øvre deler av Daleelva som trolig hadde negativ påvirk- ning på ungfiskbestanden i dette området.

Resultater Ungfiskbestanden av laks har økt noe i Daleelva fra 2003-2019. Det har imidlertid vært stor variasjon i årsklassestyrke til laks også de senere årene. Fra og med 2010 har det vært relativt god rekruttering i 2013, 2014, 2017, 2018, og 2019 ser også lovende ut. I 2011, 2012, 2015 og 2016 var rekrutteringen lav og ga opphav til svake årsklasser til tross for at gytebestandsmålet

37 NINA Rapport 1796

(GBM, se avsnitt kapittel 5.7) var oppfylt disse årene med unntak av i 2011 (gyting i 2010). I 2015 ble rekrutteringen trolig redusert som følge av en uvanlig sen og kald vår som førte til svært lav vanntemperatur i elva. Det er ikke like åpenbare årsaker til den reduserte rekrutteringen i 2011, 2012 og 2016, men det har altså vært svak rekruttering i år både før og etter Eiriksdal kom i full drift i 2014. Mulige andre årsaker til redusert rekruttering og tetthet av ulike årsklasser vil bli omtalt og diskutert i senere kapitler.

I Daleelva har utsatt fisk utgjort en relativt stor andel av ungfiskbestanden i hele undersøkelses- perioden fram til 2018, spesielt i de øvre deler av elva. Det er sannsynlig at den utsatte fisken vil konkurrere med vill fisk om mat og plass og derfor kunne gi redusert produksjon av vill fisk i elva. Hvor stor reduksjon dette kan ha medført har vi ikke datagrunnlag til å kvantifisere. I 2019 ble det ikke satt ut settefisk, og restbestanden av utsatt fisk fra tidligere år var lav høsten 2019. Rekrutteringen av lakseyngel i 2019 var på samme nivå som i 2018 i elva som helhet, men det var en økning av tetthet i de øvre deler av elva (se figur 4.2). Det ble også registrert en økning i tetthet lakseparr fra 2018 til 2019, og her var det en økning både i midtre/nedre og i øvre deler av elva i 2019. Økt tetthet av yngel i 2019 i de øvre deler av elva kan være en indikasjon på at fravær av settefisk gir bedre overlevelse og plass for ville laksunger, men økningen kan også skyldes at gytebestanden av laks var vesentlig større høsten 2018 enn høsten 2017. Den utsatte fisken var også mer jevnt fordelt i elva i 2018 enn i 2017 (figur 4.1) og flere andre år.

I hovedelva nedstrøms kraftverksutløpene har tettheten av aureyngel vært lav i hele perioden 2003-2019. Tettheten av aureparr økte frem mot 2011, men har deretter avtatt. Vi har for sparsomt med data til å vurdere årsaksforhold til utviklingen av aurebestanden i hovedelva. Tidligere undersøkelser har vist at sideløp og sidebekker er viktige for rekruttering og oppvekst av aure. Det har ikke vært gjennomført undersøkelser av ungfisk i disse lokalitetene etter 2014 og vi vet derfor ikke hvordan bestanden av ungfisk har utviklet seg der. Ved befaring høsten 2019 (se kapitel 8) ble det identifisert at habitatkvaliteten med hensyn til gyting og oppvekst er redusert i mange av disse lokalitetene. Det er sannsynlig at ungfiskproduksjonen i dag er redusert som følge av redusert habitatkvalitet og at denne reduksjonen har skjedd gradvis over tid.

Ungfiskbestanden av laks har økt noe i Daleelva fra 2011 og fram mot 2019. Ungfiskbestandene var forventet å øke etter bygging av Eiriksdal kraftverk på grunn av økt minstevannføring i vassdraget. Det har imidlertid vært variasjoner i årsklassestyrke også de senere årene med svært svak rekruttering av laks i 2015 og 2016, og dette har foreløpig bidratt til at økningen i ungfiskbestand ikke har vært så stor som forventet. Hvis rekrutteringen av laks fortsetter å svikte jevnlig i årene framover vil dette påvirke i hvor stor grad den forventede økningen ungfiskproduksjon på grunn av økt vannføring blir realisert.

38 NINA Rapport 1796

5 Voksenfisk

5.1 Metoder

Fangst Opplysninger om elvefangst av laks og sjøaure er hentet fra den offisielle fangststatistikken (Nor- ges offisielle statistikk, Statistisk sentralbyrå, www.ssb.no). For Daleelva foreligger det årlig fangststatistikk fra og med 1970 med unntak av fra 1972. På landsbasis ble rutinene for fangst- registrering bedret fra og med 1993 og vi presenterer hovedsakelig data fra perioden 1993-2019 i denne rapporten. Sjøauren har vært fredet i perioder i Daleelva og det har trolig vært lite mål- rettet fiske etter aure i de siste 10-15 årene slik at fangststatistikken ikke gir pålitelig informasjon om bestandsutvikling for denne arten.

Skjellprøver Innsamling av skjellprøver fra sportsfiskefangstene er utført av Høyanger Jakt- og Fiskelag som har gode rutiner for innsamlingen slik at det foreligger skjellprøver av en svært stor andel av laksen som avlives i sportsfisket. I årene 2017-2019 foreligger det henholdsvis 70, 188 og 221 skjellprøver av laks noe som utgjorde henholdsvis 89, 87 og 96 % av rapportert avlivet fangst disse årene. Andelen av rapportert fangst som er prøvetatt har i perioden 2003-2019 variert fra 62 % til 97 %. Det foreligger ikke skjellprøver fra 2010.

Ved analyse av skjellprøvene ble fiskens alder ved utvandring til sjøen (smoltalder) og antall år i sjøen registrert. Dessuten ble fiskens lengde ved smoltutvandring tilbakeberegnet etter Lea- Dahls metode (Lea 1910). Når det er anført at fisk har gytt tidligere, er slik informasjon funnet ved gytemerker på fiskens skjell (Dahl 1910).

Ut fra skjellanalysene ble laksen delt inn i 6 kategorier: 1) Vill; 2) Rømt oppdrettslaks; 3) Utsatt laks fra settefiskanlegg; 4) Enten utsatt laks eller oppdrettslaks rømt på et tidlig stadium; 5) Enten utsatt laks eller vill laks: 6) Usikker (kan være både vill, utsatt og rømt, oftest på grunn av ulese- lige skjell). Kategori 5 er en kategori som benyttes i vassdrag med utsettinger av settefisk og hvor det kan være usikkerhet knyttet til om all utsatt fisk er merket (feks. med avklipt fettfinne) og kan gjenkjennes på denne måten. I Daleelva har ikke all settefisk i alle år blitt merket med finneklipping. I Daleelva drives det utsetting av stor énsomrig settefisk, og laks med et avvikende vekstmønster (stort antall skleritter i skjellene i sitt første leveår), men som ellers har et skjell- mønster som tyder på et ferskvannsopphold i en elv blir tilordnet denne kategorien. Ved vurderingen av om et individ er utsatt som smolt fra settefiskanlegg eller oppdrettslaks som er rømt på et tidlig stadium er det avgjørende for riktig kategoriplassering at fiskerne gir riktig informasjon om hvorvidt fisken er merket med klipping av fettfinne eller ikke. Dette fordi det er tilnærmet umulig å skille disse to kategoriene ved skjellanalyse.

Ved analyser av skjell fra Daleelva har en andel av laksen blitt kategorisert som usikker utsatt/vill. Spesielt var denne andelen stor ved den første analysen av skjellmaterialet fra 2014 (Ugedal mfl. 2015). Deler av skjellmaterialet fra årene 2013 og 2014 ble analysert på nytt (Ugedal mfl. 2016). Vi forsøkte da å tilordne mesteparten av laksen som ble klassifisert som usikker utsatt/vill i disse materialene, til enten vill eller utsatt fisk. Til hjelp i denne klassifiseringen har vi blant annet brukt telling av antall skleritter i den første årssonen i ferskvannsfasen av skjellene til å skille mellom sannsynlig vill og utsatt fisk. Dessuten har vi sammenholdt skjellkarakteristika hos voksen laks med tilsvarende karakteristika i skjellprøver av lakseparr fra Daleelva. Skjellmateri- alene fra 2015-2019 er også analysert etter de nye kriteriene. Det er fremdeles en del usikkerheter knyttet til vår klassifisering ut fra disse skjellanalysene.

39 NINA Rapport 1796

Gytefisktellinger Telling av gytefisk har vært en del av undersøkelsesprogrammet i Daleelva fra og med 2003. Fram til og med 2014 ble tellingene gjennomført av NINA og/eller Fylkesmannen i Sogn og Fjor- dane (ifm. Regulantprosjektet for Sogn og Fjordane) og ofte med bistand fra Høyanger Jakt og Fiskelag. På grunna av mye partikler i vannet og dårlig sikt kunne det ikke gjennomføres pålite- lige tellinger i 2012 og 2014.

I perioden 2015-2018 har tellingene blitt gjennomført av NORCE (tidligere UNI-Miljø) og vært delfinansiert av Statkraft. I 2019 ble tellingene gjennomført av NORCE som en del av det nasjonale overvåkingsprogrammet av gytebestander i lakseelver. Disse siste fem årene har strekningen fra utløpet av Eiriksdal kraftverk ved Ekrene og ned til sjøen blitt talt. Forekomst av gytefisk er registrert fordelt på 21 soner på denne strekningen (figur 5.1). Fisk kan muligens vandre noe lenger opp i restfeltet under spesielle forhold, men denne strekningen (sone 0) har lav vannføring og vanskelige oppvandringsforhold og er trolig av liten betydning. I disse årene har Daleelva også vært et av vassdragene som det gjennomføres registreringer og uttak av rømt oppdrettslaks i regi av OURO (Skoglund mfl. 2016, 2017).

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 11 10 12 14 13 15 16 17 18 19 20 21

Figur 5.1. Kart over Daleelva med strekninger for registrering av gytefisk inntegnet. Kilde: Helge Skoglund, NORCE.

Etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift har tidsrom for gjennomføring av drivtelling og uttak av oppdrettsfisk vært begrenset som følge av krav til minstevannføring på 6 m3/s ut oktober, samt driftsmønster i kraftstasjonen. I årene 2015-2019 har tellingene blitt gjennomført i begynnelsen av november og etter avtale med regulanten har elva blitt kjørt ned mot minstevannføring for vinteren i forkant av tellingene. Tellingene har blitt gjennomført ved gode siktforhold i alle år med unntak av i 2016. Dette året gjorde tilførsel av slam fra et nedtappet inntaksmagasin til kraftstasjonen at siktforholdene ble forverret i løpet av arbeidet. Drivtellingen måtte derfor avbrytes, men tellinger ble gjennomført på flere sentrale lokaliteter i ulike deler av vassdraget. Totalt omfattet tellingen dette året kun om lag 1,4 km av totalt 6,8 km strekning, men inkluderte deler av de viktigste hølene og gyteområdene. Ved telling i 2015 sto 47 % av all laks på de aktuelle lokalitetene, og vi kan derfor grovt anta at tellingene i 2016 omfatter om lag halvparten av laksen i elva (Skoglund mfl. 2017).

40 NINA Rapport 1796

5.2 Fangst

Laks I 2017 ble det rapportert en fangst av 79 laks med en samlet vekt på 385 kg i Daleelva (figur 5.2). I 2018 og 2019 var fangsten henholdsvis 219 og 231 laks med en samlet vekt på henholdsvis 721 og 832 kg.

I perioden 1993-2019 har fangsten av laks i Daleelva variert fra 62 individer (i 2007) til 411 individer (i 2012) med et årlig gjennomsnitt på 191 individer. Samlet vekt av laksefangsten har variert fra 231 kg (i 1998) til 1635 kg (i 2012) med et årlig gjennomsnitt på 650 kg. Laksefangsten i 2017 var av de laveste som er registrert i perioden 1993-2019 både i antall og vekt, mens fangstene i 2018 og 2019 var over middels både i antall og vekt.

450 Små Mellom Stor 400 350 300 250

200 Antall laks 150 100 50 0 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

1800 Små Mellom Stor 1600 1400 1200 1000 800

Vektlaks (kg) 600 400 200 0 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Figur 5.2. Rapportert fangst av laks med ulik størrelse (små: < 3 kg, mellom: 3-7 kg, stor ≥ 7 kg) i Daleelva i perioden 1993-2019. Laks som er rapportert sluppet ut etter fangst er inkludert.

Fra og med 2009 har fangststatistikken opplysninger om både avlivet og gjenutsatt fisk. I årene 2010-2015 ble det rapportert at fra 5 % til 23 % av laksen i fangsten ble gjenutsatt, mens gjen- utsettingen har vært på om lag 1 % av fangsten de siste fire årene.

Sjøaure I 2017 ble det rapportert en fangst av 15 sjøaure med en samlet vekt på 16 kg i Daleelva. I 2018 og 2019 var fangsten henholdsvis 20 og 15 sjøaure med en samlet vekt på henholdsvis 23 og 12 kg. Så godt som all sjøaure (80-100 %) i fangsten er rapportert å være gjenutsatt ut fra og

41 NINA Rapport 1796 med 2009, og det drives sannsynligvis lite målrettet fiske etter denne arten. Fangststatistikken gir derfor ikke lenger noen god indikasjon på variasjoner i størrelsen på aurebestanden.

Fangststatistikk fra og med 1970 og utover viser at de rapporterte fangstene av sjøaure i antall var større eller lik fangstene av laks fram til starten av 1990-tallet (vedlegg 5.1). Deretter avtok fangstene av sjøaure mot slutten av 1990-tallet før auren ble fredet i flere år. I de beste fangst- årene ble det rapportert årlige fangster på fra 350 til 500 sjøaurer.

5.3 Sammensetning av laksefangsten

Smålaks var den mest tallrike størrelsesgruppen i fangsten fram til midten av 2000-tallet (figur 5.3). Deretter har det vært en veksling mellom smålaks og mellomlaks som mest tallrike størrelsesgruppe de ulike år. Andelen storlaks i fangsten har vært lavere enn 10 % de fleste år. Størst andel utgjorde storlaks i 2007 (42 %), 2008 (16 %), 2009 (18 %) og i 2017 (23 %). Alle disse fire årene var den samlede fangsten av laks lav (figur 5.2).

100 90 80 70 60 50

40 Andel(%) 30 20 10 0 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 Små Mellom Stor

Figur 5.3.Andel (i %) av laks med ulik størrelse (små: < 3 kg, mellom: 3-7 kg, stor ≥ 7 kg) i fangsten fra Daleelva i perioden 1993-2019. Laks som er rapportert sluppet ut etter fangst er inkludert.

I henhold til skjellanalysene utgjorde vill laks henholdsvis 20 og 30 % av fangsten i 2003 og 2004 (figur 5.4). Etter dette har vill laks vært den mest tallrike kategorien i fangsten i alle år med en andel fra 44 til 82 %. Laks med opphav i kultivering var den mest tallrike i fangsten i 2003 med en andel på 54 %. Deretter har andel kultivert laks i skjellmaterialet variert fra 7 % til 23 % med et årlig gjennomsnitt på 15 %. I 2017, 2018 og 2019 utgjorde andelen kultivert laks henholdsvis, 10, 23 og 7 % av laksefangsten.

Laks som sannsynligvis har rømt fra oppdrettsanlegg har utgjort fra 5 % til 24 % av fangsten, med et årlig gjennomsnitt på 10 %. I de to første årene var andelen fisk karakterisert å være usikre rømt/utsatt henholdsvis 10 og 28 %. Disse to årene kan derfor andelen kultivert og rømt fisk være en del undervurdert. Andelen rømt oppdrettslaks var gjennomgående noe større i perioden 2003-2009 enn den har vært de siste ni årene.

42 NINA Rapport 1796

100 90 80 70 60 50

40 Andel(%) 30 20 10 0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 Vill Rømt Utsatt Usik. R/U Usik. U/V

Figur 5.4. Prosentvis fordeling av laksefangsten i Daleelva med hensyn til sannsynlig opphav til fisken basert på skjellanalyser. De ulike kategoriene er: villaks, rømt oppdrettslaks, utsatt laks, usikker rømt/utsatt laks og usikker utsatt/vill laks.

5.4 Livshistorie hos vill og utsatt laks

Sammensetningen av laksefangsten med hensyn til størrelse og sjøalder har variert både mellom år og smoltårsklasser i perioden 2003-2019, men vi gir ingen detaljert presentasjon av denne variasjonen i denne rapporten. En enkel sammenlikning basert på det samlede skjellmaterialet samlet inn i perioden 2011-2019 viser at det bare er små forskjeller i livshistorie mellom vill og utsatt laks (figur 5,5). Hos begge grupper har 1-sjøvinter fisk dominert blant smålaksen, 2- sjøvinter fisk blant mellomlaksen og 3-sjø vinter fisk blant storlaksen. I det samlede materialet utgjorde 2-sjøvinter laks den dominerende sjøaldergruppen i fangsten av både vill laks (59 %) og utsatt laks (45 %).

100 90 80 70 60 50

40 Andel(%) 30 20 10 0 Små-VSmå-U Mell-V Mell-U Stor-V Stor-U Tot-V Tot-U 1-sjø 2-sjø 3-sjø 4-sjø 5-sjø

Figur 5.5. Sjøaldersammensetning (i %) hos vill og utsatt laks i ulike størrelsesgrupper (små: < 3 kg, mellom: 3-7 kg, stor ≥ 7 kg) av laksefangsten og i den totale fangsten i Daleelva i perioden 2011-2019. Sammenstillingen er basert på det samlede skjellprøvematerialet samlet inn i Dale- elva disse årene og består av 1149 vill laks og 251 utsatt laks.

43 NINA Rapport 1796

5.5 Akkumulert fangst av ulike smoltårsklasser

Kunnskap om sammensetningen av de ulike størrelsesgruppene av laksefangsten med hensyn til sjøalder de ulike år gjør det mulig å beregne hvor stor fangst ulike årsklasser av vill smolt har gitt opphav til i Daleelva i perioden fra og med 2003. En slik beregning viser at smolten som vandret ut i 2010 er den årsklassen som har gitt de høyeste fangstene av vill laks i nyere tid (figur 5.6). Beregningene tyder på at det har blitt fanget omlag 250 laks fra denne årgangen av smolt. Smolten som vandret ut i 2004, 2013 og 2014 ga også fangster på 200 eller flere laks. Smolten som vandret ut i årene 2005-2008 ga alle lave fangster, men fangsten av de to siste av disse årgangene er noe undervurdert da det mangler skjellprøver fra 2010 slik at det er ikke er mulig å beregne sammensetning av fangsten dette året. Smolt som vandret ut i 2015 og 2016 har også gitt lave fangster og disse to årgangene var av en eller annen grunn svake eller hadde lav sjøoverlevelse. Smoltårsklassen fra 2017 har så langt gitt mer enn 150 laks som 1-sjø-vinter og 2-sjø-vinter laks i henholdsvis 2018 og 2019. Fangsten av 1-sjø-vinter laks i 2019 var på høyde med fangsten i 2018, slik at det kan være håp om brukbart innsig og fangst av 2-sjø- vinter laks i 2020.

300 1-sjø 2-sjø 3-sjø 4-sjø 250

200 * 150

Antall Antall laks 100

* 50 *

Smoltårsklasse

Figur 5.6. Akkumulert fangst (sum av avlivet og gjenutsatt fisk) av vill laks fra ulike smoltårsklas- ser i Daleelva i perioden 2003-2019. Fangsten av de ulik smoltårsklassene er beregnet med en forutsetning om at sammensetning av skjellprøvematerialet er representativt for sammensetningen av fangsten med hensyn til fordeling av vill laks av ulike sjøaldre innen de tre ulike stør- relsesgruppene i fangststatistikken. For smoltårsklassene fra og med 2016 mangler vi data for én eller flere sjøalderårganger av laks som enda ikke har kommet tilbake til elva. *= Vi har ikke skjellprøver fra 2010 og mangler derfor opplysninger om fangst av viktige sjøalderårganger for smoltårsklassene 2007 (ikke 3-sjøvinter laks), 2008 (ikke 2-sjøvinter laks) og 2009 (ikke 1-sjø- vinter laks), og av disse er det trolig fangsten av 2009 årsklassen som er mest undervurdert.

Akkumulert fangst av ulike smoltårsklasser kultivert laks i Daleelva ble beregnet på samme måte som for vill laks. For smoltårsklasse 2002 utgjorde kultivert laks 62 % av den samlede fangsten av vill og kultivert fisk. (figur 5.7). For senere årsklasser så varierte denne andelen fra 6 % for årsklasse 2016 til 33 % for årsklasse 2005 med et gjennomsnitt for ulike smoltårsklasser på 16 % kultivert laks.

44 NINA Rapport 1796

Andel(%) 20

0 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Smoltårsklasse

Figur 5.7. Andel (i %) av kultivert laks i beregnet samlet fangst av vill og kultivert laks fra ulike smoltårsklasser i Daleelva i perioden 2003-2019.

Det var en nær signifikant positiv samvariasjon mellom beregnet fangst av ville og kultiverte laks fra samme smoltårsklasse (Pearsons r = 0,45, p = 0,07) hvis vi ser på fangstene i hele perioden 2003-2019. Hvis vi utelater den avvikende høye fangsten og andelen av kultivert laks fra års- klasse 2003 fra beregningene blir det en sterkt signifikant positiv samvariasjon (Pearsons r = 0,73, p = 0,001) for beregnet fangst av samme årsklasse. En slik samvariasjon skyldes trolig at smoltoverlevelse/sjøoverlevelse for vill og kultivert smolt påvirkes av de samme miljøforholdene under utvandring fra elva og i sjøen.

500 Ville Utsatte Usikker V/U 400

300 *

200 Antall Antall laks

100 * *

0 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Smoltårsklasse

Figur 5.7. Akkumulert fangst (sum av avlivet og gjenutsatt fisk) av vill og utsatt laks fra ulike smoltårsklasser i Daleelva i perioden 2003-2019. Fangsten av de ulik smoltårsklassene er beregnet med en forutsetning om at sammensetning av skjellprøvematerialet er representativt for sammensetningen av fangsten med hensyn til fordeling av de tre kategoriene laks av ulike sjø- aldre innen de tre ulike størrelsesgruppene i fangststatistikken. For smoltårsklassene fra og med 2016 mangler vi data for én eller flere sjøalderårganger av laks som enda ikke har kommet tilbake til elva. *= Vi har ikke skjellprøver fra 2010 og mangler derfor opplysninger om fangst av viktige sjøalderårganger for smoltårsklassene 2007 (ikke 3-sjøvinter laks), 2008 (ikke 2-sjøvinter laks) og 2009 (ikke 1-sjøvinter laks).

45 NINA Rapport 1796

5.6 Gytebestander

Laks I 2017 ble det registrert 94 gytefisk av laks ved telling i Daleelva den 6. november (figur 5.8). Laksen var fordelt med 49 % smålaks, 40 % mellomlaks og 11 % storlaks. I tillegg ble det registrert seks oppdrettslaks som ble tatt ut av elva. Det ble registrert fire laks (4,3 %) med avklippet fettfinne.

I 2018 ble det registrert 396 gytefisk av laks den 2. november. Av dette var det 63 % smålaks, 32 % mellomlaks og 5 % storlaks. I tillegg ble det registrert seks oppdrettslaks som ble tatt ut av elva. Det ble registrert 58 laks (14,6 %) med avklipt fettfinne.

I 2019 ble det registrert 422 gytefisk av laks den 4. november. Av dette var det 48 % smålaks, 42 % mellomlaks og 7 % storlaks. I tillegg ble det registrert sju oppdrettslaks som ble tatt ut av elva (Helge Skoglund, NORCE, pers. medd.). Det ble registrert 31 laks (7,3 %) med avklipt fettfinne.

I 2017 og 2018 var andelen laks med avklipt fettfinne lavere ved gytefisktellingene enn i laksefangsten. Dette kan skyldes at andelen blir undervurdert ved tellingene.

Utviklingen i perioden 2003-2019 tyder på at gytebestanden var noenlunde jevn og stabil i 2003- 2006 med fra 140 til 190 laks årlig. I 2007-2009 ble det registrert få gytelaks i elva. Bestanden økte fra 2010 og utover. I 2012, toppåret for laksefangst, var det for dårlig sikt til at det var mulig å få pålitelige tellinger, men det ble registrert godt med gytefisk i elva (Ugedal mfl. 2013). I alle de tre siste årene har det vært god sikt og gode registreringsforhold slik at antallet laks ved tellinger i enkelte tidligere år kan være noe undervurdert sammenliknet med tellingene de siste tre årene. Samlet sett har det vært en signifikant økning i antall gytelaks i Daleelva i perioden 2003-2019 (lineær regresjon: R2 = 0,39; p = 0,018; resultatene fra 2016 ble ikke tatt med i analysen).

450 400 350 300 250

200 Antall laks 150 * 100 50 0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Små Mellom Stor

Figur 5.8. Antall gytefisk av laks som ble registrert ved gytefisktellinger i Daleelva i perioden 2003-2019. Det ble skilt mellom smålaks (< 3 kg), mellomlaks (3-7 kg) og storlaks (> 7 kg) ved tellingene. Laks som ble identifisert som rømt oppdrettslaks ble i 2015-2019 tatt ut av vassdraget og er ikke inkludert i tallene. * =Tellingene i 2016 dekket bare en mindre del av vassdraget.

46 NINA Rapport 1796

Den gytemodne laksen var fordelt over hele elva i alle tre årene 2015, 2017 og 2018 (figur 5.9).

25 2018 2017 2015 20

Andel(%) 10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 Sone

Figur 5.9. Fordeling av gytefisk av laks registrert i ulike strekninger av Daleelva ved gytefisktelling i 2015 (n=335), 2017(n=94) og 2018 (n=396). Sonene er nummerert fra øverst til nederst i elva (se figur 5.1).

Sjøaure Ved tellingene i 2017 ble det registrert 130 sjøaurer som sannsynligvis var kjønnsmodne og 147 umodne blenkjer. De modne sjøaurene fordelte seg med 55 % små (< 1 kg), 34 % mellomstore (1-3 kg) og 12 % store (> 3 kg) individer (figur 5.10).

Ved tellingene i 2018 ble det registrert 138 sjøaurer som sannsynligvis var kjønnsmodne og 60 umodne blenkjer. De modne sjøaurene fordelte seg med 52 % små (< 1 kg), 44 % mellomstore (1-3 kg) og 4 % store (> 3 kg) individer.

Ved tellingene i 2019 ble det registrert 165 sjøaurer som sannsynligvis var kjønnsmodne og 30 umodne blenkjer. De modne sjøaurene fordelte seg med 41 % små (< 1 kg), 54 % mellomstore (1-3 kg) og 6 % store (> 3 kg) individer (Helge Skoglund, NORCE, pers. med).

Den registrerte gytebestanden av sjøaurer har vært stabil de tre siste årene med om lag 150 individer, og noe lavere enn i 2015 da det ble registrert 200 modne sjøaurer i elva. Alle disse fire årene har det vært gode eller svært gode siktforhold i elva, og registreringene har vært foretatt i begynnelsen av november. Disse registreringene tyder på at dagens bestand er noe lavere enn i 2009 og om lag halvparten av toppåret 2003, da det ble registrert i overkant av 300 individer (figur 5.10). Det var ingen signifikant lineær tidstrend i antall kjønnsmodne sjøaurer registrert ved gytefisktellingene i Daleelva i perioden 2003-2019 (lineær regresjon: R2 = 0,02; p = 0,61). Det kan imidlertid være noe usikkerheter knyttet til sammenlikninger av tellinger som er gjen- nomført i ulike år med hensyn til variasjoner i gytetidspunkt og observasjonsforhold mellom år. I Daleelva kan det også være noe usikkerhet knyttet til om tellinger i starten av november kan være noe sent med hensyn til gytetidspunkt hos sjøaurer, og i så fall kan tellingene undervurdere gytebestanden.

47 NINA Rapport 1796

350

300

250

200

150

Antall Antall sjøaure 100

0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

< 1kg 1-3 kg > 3 kg

Figur 5.10. Antall gytefisk av sjøaure som ble registrert ved gytefisktellinger i Daleelva i perioden 2003-2019. Det ble skilt mellom små (< 1 kg), mellomstor (1-3 kg) og stor (> 3 kg) sjøaure ved tellingene.

Den gytemodne sjøauren var fordelt over hele elva i alle tre årene 2015, 2017 og 2018, men med tyngdepunktet av observasjoner noe lengre ned i elva enn laks (figur 5.11.). En ukjent andel av sjøauren gyter sannsynligvis i sidebekker og sideløp, og det er usikkert om hvor stor andel av denne fisken som var i hovedelva da tellingene ble gjennomført. De umodne sjøaurene (blenkjene) ble hovedsakelig observert i de nedre deler av elva ved tellingene i 2015, 2017 og 2018 (fra sone 14-sone 20; fra hølen ved Handikapbrygga og nedover).

25 2018 2017 2015 20

10 Andel(%)

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 Sone

Figur 5.11. Fordeling av gytefisk av sjøaurer registrert i ulike strekninger av Daleelva ved gytefisktelling i 2015 (n=203), 2017 (n=130) og 2018 (n=138). Sonene er nummerert fra øverst til nederst i elva (se figur 5.1).

48 NINA Rapport 1796

5.7 Bestandsutvikling laks

Vitenskapelig råd for lakseforvaltning (VRL) har gjennomført beregninger av lakseinnsiget til Da- leelva for perioden 1993-2018 basert på fangststatistikk, antakelser om beskatningsrater i vassdraget og resultatet fra tellinger av gytefisk (se Anonym 2019a,b for detaljer). I disse beregningene er det korrigert for innslag av rømt oppdrettslaks det enkelte året, men ikke korrigert for innslag av utsatt laks i bestanden. Innsigsberegningene gjelder derfor summen av vill laks og laks med kultiveringsbakgrunn. Beregningene viser at lakseinnsiget til Daleelva har økt i periode 1993-2018 (figur 5.12). Innsiget på midten av 1990-tallet var om lag 200 laks årlig og økte fram mot på midten av 2000-tallet til 400-500 laks. Innsiget var lavt i perioden 2007-2010, men økte fra og med 2011 til en topp i 2012 med om lag 750 laks. Deretter har det årlige innsiget variert fra om lag 450 til 600 laks med unntak av i 2017 da innsiget var lavere enn 200 laks. Foreløpig så foreligger ikke beregninger fra VRL for innsiget i 2019, men summen av antall gytefisk registrert og rapportert avlivet fangst er på om lag 650 laks, slik at innsiget i 2019 trolig var noe høyere enn i 2018.

Utviklingen i innsig av laks til Daleelva avviker fra Vestlandet generelt i perioden 1993-2018, fordi innsiget har til Daleelva har økt i denne perioden mens generelt så har innsiget til Vestlandet i beste fall holdt seg (vedlegg 5.2). Lave innsig av laks i 2007-2010 og økte innsig i 2011 og 2012 og fram mot 2015 overensstemmer med det generelle bildet på Vestlandet mens nedgangen i innsig i 2017 synes å ha vært større i Daleelva enn for regionen som helhet.

800 Smålaks Mellomlaks Storlaks 700

600

500

400

300

200 Innsig (antall laks) 100

0 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18

Figur 5.12. Beregnet akkumulert innsig av vill og utsatt laks av ulik størrelse til Daleelva i perioden 1993-2018. Innsiget er beregnet ut fra fangststatistikken med en antakelse om beskatningsrater i vassdraget av Vitenskapelig råd for lakseforvaltning (Anonym 2019a,b). Vitenskapelig råd gjennomfører simuleringer hvor beskatningsratene varieres innenfor et sannsynlig intervall når de gjør slike beregninger for å ta høyde for at det er usikkerheter knyttet til disse innsigsberegningene. For enkelhets skyld har vi i denne figuren utelatt usikkerhetsberegningene og bare vist 50 % percentilen for beregnet innsig til Daleelva, altså midtverdien for beregningene det enkelte året.

Gytebestandsmål og måloppnåelse For Daleelva er gytebestandsmålet (GBM) for laks satt til 271 kg hunnfisk, med nedre og øvre grense for gytebestandsmål på henholdsvis 203 og 406 kg. Dette gytebestandsmålet tilsvarer en gjennomsnittlig eggtetthet på 2 egg per kvadratmeter elvebunn med nedre og øvre grense på henholdsvis 1,5 og 3 egg per kvadratmeter. Vitenskapelig råd for lakseforvaltning har i sine årlige rapporter om bestandsstatus gjort vassdragsvise gjennomganger, der det er gjort beregninger av størrelse på gytebestander og vurderinger av sannsynlighet for at gytebestandsmålene har

49 NINA Rapport 1796 vært oppnådd. I siste rapportering fra VRL (Anonym 2019 a,b) er det vurdert at gjennomsnittlig sannsynlighet for oppnåelse av GBM for perioden 2015-2018 var 75 %, mens gjennomsnittlig prosentvis oppnåelse i samme periode var 92 %. Videre ble det vurdert at høstbart overskudd i perioden 2014-2018 var 93 % av normalt overskudd. Hovedkonklusjonen til VRL var at forvalt- ningsmålet er nådd for laksebestanden i Daleelva og at status med hensyn til gytebestandsmål- oppnåelse og høstbart overskudd siste fem år er God. (https://vitenskapsradet.no/VurderingAvEnkeltbestander/#/report/61)

Bestanden er også vurdert etter kvalitetsnorm for villaks for perioden 2010-2014 (Anonym 2017). Den er her klassifisert til å ha svært dårlig kvalitet på grunn av svært dårlig genetisk integritet, det vil si mer enn 10 % innblanding av oppdrettsgener i bestanden. I denne vurderingen ble delnormen på gytebestand og høstingspotensiale skrevet ned en klasse (fra god til middels) på grunn av at kultiveringsutsettinger kan ha medført redusert effektiv populasjonsstørrelse (dvs. genetisk sett er bestanden vesentlig mindre enn det antall gytefisk tilsier).

VRL sine beregninger av innsig og sannsynlig gytebestand viser at gytebestanden stort sett var lavere enn GBM i 1993-2002, men stort sett over GBM i 2003-2006 (figur 5.13). Innsiget av laks til Daleelva avtok de påfølgende årene som i mange andre vassdrag på Vestlandet (vedlegg 5.2) og gytebestanden var under GBM i 2007-2010. Deretter økt innsiget og gytebestanden har vært høyere enn GBM i hele perioden 2011-2018 med unntak av i 2017.

Figur 5.13. Estimert biomasse (kg) av hunnfisk i gytebestanden om høsten (venstre panel), og estimert sannsynlighet (%) for at foreslått gytebestandsmål er oppnådd i Daleelva i perioden 1993-2018. Figuren er hentet fra den siste rapporteringen omkring bestandsstatus utarbeidet av Vitenskapelig råd for lakseforvaltning (Anonym 2019b). (https://vitenskapsradet.no/VurderingAvEnkeltbestander/#/report/61

50 NINA Rapport 1796

5.8 Bestandsutvikling sjøaure

Sjøaurebestanden er redusert i Daleelva sammenliknet med på 1980-tallet. Til tross for fredning i lange perioder og gjenutsetting av så godt som all sjøaure i fangsten de siste 10 årene er gytebestanden, om lag 150 gytefisk hvert år i 2017-2019, vesentlig lavere enn fangstene på 1980 tallet (se vedlegg 5.1). I hovedelva nedstrøms kraftverksutløpene har tettheten av aureyngel vært lav i hele perioden 2003-2019. Tettheten av aureparr økte frem mot 2011, men har deretter avtatt. Tidligere undersøkelser har vist at sideløp og sidebekker er viktige for rekruttering og oppvekst av aure. Det har ikke vært gjennomført undersøkelser av ungfisk i disse lokalitetene etter 2014 og vi vet derfor ikke hvordan bestanden av ungfisk har utviklet seg der. Ved befaring høsten 2019 (se kapitel 8) ble det identifisert at habitatkvaliteten med hensyn til gyting og oppvekst er redusert i mange av disse lokalitetene Det er sannsynlig at ungfiskproduksjonen i dag er redusert som følge av redusert habitatkvalitet og at denne reduksjonen har skjedd gradvis over tid i disse lokalitetene.

VRL har nylig gjennomført en klassifisering av tilstanden til 430 norske sjøaurebestander (Ano- nym 2019c). Bestanden i Daleelva blir klassifisert å ha dårlig tilstand, dvs. at bestanden har blitt redusert de siste årene.

I denne klassifiseringen ble effekten av flere mulige påvirkningsfaktorer på bestandsstørrelsen til sjøaure i det enkelte vassdrag vurdert. I Daleelva ble vannkraftregulering vurdert å ha stor negativ effekt på bestanden, mens lakselus og arealinngrep ble vurdert å ha moderat effekt og forsuring hadde liten effekt. Av andre mulige påvirkningsfaktorer ble miljøgifter, samferdsel, land- bruk, avløp, annen vannbruk og fangst vurdert å ha ingen effekt på bestandsstørrelse til sjøaure i Daleelva.

Det foreligger ikke GBM for sjøaure og vi vet ikke om rekrutteringen i elva i dag er begrenset gytebestandens størrelse og av antall gytte egg. Basert på antall og størrelse av sjøaure registrert ved gytefisktellinger kan det ha blitt gytt minimum om lag 180 000-250 000 egg av sjøaure i Daleelva hvert år i perioden 2017-2019. Dette tilsvarer en eggdeponering på i overkant av 1 egg per m2 elvebunn, noe som kan være for lavt til å fullt ut rekruttere elva og sideløp med aureyngel.

5.9 Diskusjon

VRL sine beregninger av innsig og sannsynlig gytebestand av laks til Daleelva viser at bestanden stort sett var over gytebestandsmålet (GBM) i 2003-2006 og under GBM i 2007-2010. Deretter økt innsiget og gytebestanden har vært høyere enn GBM i hele perioden 2011-2018 med unntak av i 2017 da den var like i underkant av målet. Videre ble det vurdert at høstbart overskudd i perioden 2014-2018 var 93 % av normalt overskudd. Hovedkonklusjonen til VRL var at forvalt- ningsmålet er nådd for laksebestanden i Daleelva og at status med hensyn til gytebestandsmål- oppnåelse og høstbart overskudd siste fem år er i kategorien «God».

Den tilsynelatende gode (i alle fall sammenliknet med en del andre bestander i Sognefjorden; Skoglund mfl. 2019a) bestandssituasjonen for laks i Daleelva de siste årene (med unntak av i 2017) kan ses på som noe av et paradoks fordi bestanden er utsatt for flere negative påvirk- ningsfaktorer som hver for seg og samlet tilsier at bestanden skal være betydelig negativt påvir- ket av disse faktorene (se oppsummering i kapittel 10).

Vurderingene av tilstanden til voksen laks bygger på den forutsetning at laksen som vandrer opp i Daleelva er født og oppvokst her (enten naturlig eller med opphav i kultivert fisk). Vi har ingen sterke indikasjoner på at det skjer en betydelig oppvandring av laks med opphav i andre vassdrag til Daleelva, men dette er heller ikke undersøkt og kan vel strengt tatt ikke utelukkes. Det er imidlertid relativt godt samsvar mellom smoltalderfordeling hos voksen vill laks og størrelse av ungfisk i ulike aldersgrupper – noe som ikke tilsier stor innvandring av fremmed fisk med mindre

51 NINA Rapport 1796 den feilvandrende fisken stammer fra vassdrag med like lav vekst og høy smoltalder som i Da- leelva.

Det er en mulighet at GBM er satt for lavt og at elva egentlig har et større potensiale for lakseproduksjon enn antatt. Dårlig vannkvalitet, fattig bunnfauna, ikke spesielt gode habitatforhold for fiskeproduksjon, sen vekst og høy smoltalder er alle faktorer som taler mot at Daleelva skulle vært satt i en høyere kategori.

Kultiveringen i Daleelva har bidratt til økt innsig og fangst av voksen laks. Kultiveringen ga sannsynligvis et spesielt viktig bidrag i startfasen av bestandsoppgangen på 2000-tallet (2003-2004). Undersøkelser av ungfisk i 1998 og 2000 viste en tynn bestand av vill laks med svært variabel årsklassestyrke, noe som tydet på variabel rekruttering som følge av ugunstige miljøforhold i elva (forsuring, regulering osv.), mulig konkurranse med en tallrik bestand av utsatt fisk og/eller liten gytebestand (Hellen mfl. 2001). En lav produksjon av vill smolt på starten av 2000-tallet kan være en forklaring på at kultivert laks dominerte i laksefangsten i 2003.

Kultivert laks har etter 2004 utgjort en liten til moderat del av bestanden av voksen fisk vurdert ut fra sammensetning av fangsten (årlig snitt 15 %, variasjonsbredde 5-25 %). Det er noe usikkerheter knyttet til andelen kultivert fisk, spesielt de første årene av undersøkelsen, fordi ikke all fisk har blitt merket og kan gjenkjennes på avklipt fettfinne. Med unntak av enkelte år har den umerkede andelen vært relativt lav ut fra våre observasjoner av merket fisk i elva under elfiske om høsten. I tillegg til opplysninger om merking, har vi brukt skjellanalyser til å anslå andelen kultivert fisk i bestanden, og kan kanskje ha undervurdert denne andelen noe de seneste årene. Hvis det er behov for en sikrere vurdering av andelen kultivert fisk i bestanden kan dette gjøres ved bruk av genetiske metoder (tilordning til opphav til stamfisk). Uansett så har kultivert fisk bidratt til at høstbart overskudd er høyt (93 % av normalt). I 2012-2016 tyder beregningene til VRL på at gytebestanden lå godt over GBM slik at kultivert laks neppe var avgjørende for GBM- oppnåelse disse årene.

Motivet for utsetting av stor settefisk av laks i Daleelva har vært at dette skulle være en sikkerhet i tilfeller av sviktende rekruttering av vill fisk i elva. Undersøkelser av gjelle-Al på våren har vist at det er like høye nivåer på gjellene hos utsatt fisk som hos vill fisk (for eksempel Ugedal mfl. 2016). Redusert sjøoverlevelse som følge av dette vil altså ramme smolt med kultiveringsopphav i minst like stor grad som vill smolt. Med tanke på forsterkning av bestanden hadde det trolig vært bedre å sette ut smolt enn store énsomrige laksunger som kan påvirkes negativt av dårlig vannkvalitet eller andre ugunstige miljøforhold i elva (jf også tidligere vurderinger i Bremset mfl. 2011). Da hadde en også unngått den negative påvirkningen den utsatte fisken sannsynligvis har på produksjonen av villfisk i elva. Ved kultivering så anbefales det imidlertid å sette ut så tidlige stadier som mulig (Anonym 2010, Anonym 2014). Rognplanting eller utsetting av ufóret yngel kan være et slikt alternativ i Daleelva. I vassdraget er det imidlertid relativt lite areal tilgjengelig ovenfor anadrome strekninger og dette arealet i Gautingsdalselva er påvirket av forsuring og har sterkt redusert vannføring etter regulering. Det er derfor usikkert hvor stort bidrag til bestanden en kan oppnå ved slike rognplantinger. Bremset mfl. (2011) har en omfattende diskusjon og vurdering av mulige kultiveringsstrategier i vassdraget.

Kultiveringspraksisen i Daleelva er ikke helt i tråd med anbefalinger og retningslinjer for kultivering (Anonym 2010, Anonym 2014), og kultiveringen kan også ha langsiktige negative effekter på laksebestanden, for eksempel gjennom tap av genetisk variasjon og egenart. Tap av genetisk variasjon ved kultivering vil i hovedsak skyldes at avkom fra stamfisken benyttet til kultivering utgjør en uforholdsmessig stor andel av neste generasjon (Ryman & Laikre,1991, Karlsson mfl. 2016). I kunnskapsgjennomgang av effekter av kultivering utført av Vitenskapelig råd for lakse- forvalting (Anonym 2010), blir det gitt en rekke anbefalinger om kultivering. Hovedkonklusjonen til VRL er at kultivering bare i unntakstilfeller er et egnet virkemiddel, og da for truede eller svek- kede bestander og de fremhever at: «Kultivering i vassdrag med reduserte produksjonsforhold bør evalueres og alternative strategier utredes for om mulig å fase ut kultivering». I denne rapp-

52 NINA Rapport 1796 orten har vi skissert flere mulige tiltak (se kapittel 11) som kan bidra til å øke den naturlige rekruttering til laks og sjøaure. Hvis det gjennomføres tiltak for å bedre vannkvaliteten i elva samt tiltak for å bedre gyte- og oppvekstforholdene for laksefisk i hovedelva er det ikke usannsynlig at laksebestanden kan klare seg uten forsterkningstiltak.

Ungfiskbestanden av laks har økt noe i Daleelva fra 2011 og fram mot 2019. Ungfiskbestanden var forventet å øke etter bygging av Eiriksdal kraftverk på grunn av økt minstevannføring i vassdraget. Det har imidlertid vært variasjoner i årsklassestyrke også de senere årene med svært svak rekruttering av laks i 2015 og 2016, og dette har foreløpig bidratt til at økningen i ungfiskbestand ikke har vært så stor som forventet. Hvis rekrutteringen av laks fortsetter å svikte jevnlig i årene framover vil dette påvirke i hvor stor grad den forventede økningen ungfiskproduksjon på grunn av økt vannføring blir realisert.

Tilstanden til laksebestanden i Daleelva er ustabil og kan raskt endres i årene fremover hvis rekrutteringen i ferskvann svikter jevnlig og/eller at sjøoverlevelsen reduseres, enten som følge av forsuringspåvirkning på utvandrende smolt eller som følge av dårlig overlevelse i sjøen på grunn av lakselus eller andre årsaker. Hvis det gjennomføres tiltak for å bedre vannkvaliteten i elva samt tiltak for å bedre gyte- og oppvekstforholdene for laksefisk i hovedelva er det ikke usannsynlig at laksebestanden kan klare seg uten forsterkningstiltak. I påvente av at tiltak gjen- nomføres og gir en positiv effekt på den naturlige rekrutteringen, bør behovet for nye kultiverings- og forsterkningstiltak for laks vurderes ut ifra hvordan bestandssituasjonen utvikler seg de neste årene.

Sjøaurebestanden er redusert i Daleelva sammenliknet med på 1980-tallet, men størrelsen på gytebestanden, om lag 150 gytefisk hvert år i 2017-2019, har vært noenlunde stabil de siste tre årene. Det er usikkert om gytebestanden i dag er stor nok til å fullt ut rekruttere elva og sideløp med aureyngel. For sjøaure er det også usikkert hvordan sjøoverlevelsen vil bli i årene framover. Tiltak for å bedre vannkvaliteten samt tiltak for å bedre gyte- og oppvekstforholdene i hovedelva og spesielt i sideløpene forventes å kunne bidra til en økt rekruttering hos sjøaure. Som for laks bør eventuelt andre forsterkningstiltak vurderes ut ifra hvordan bestandssituasjonen utvikler seg de neste årene.

53 NINA Rapport 1796

6 Vannkvalitet

6.1 Metoder

Det vannkjemiske måleprogrammet i nedre deler av Høyangervassdraget med oppstart i 1999 omfattet prøvetaking på seks stasjoner (tabell 6.1). Stasjon 1 ligger i Gautingsdalselva ovenfor der tidligere K2 hadde sitt utløp. I hovedelva ble det etablert fire stasjoner. Stasjon 2 ved kraft- verksutløpet og stasjon 3 som nå ligger rett nedenfor utløpet fra det nye Eiriksdal kraftverk. Vi- dere er det stasjoner ved Dale (Stasjon 4) og ved utløpet Øre bru (Stasjon 5). I tillegg er det en stasjon i Siploelva (Hålandselva; Stasjon 6). Vannprøvene har i hovedsak blitt analysert mht. pH og kalsium. Målinger av labilt Al foreligger kun for perioden 2016-2018. Antall prøver fra de enkelte stasjonene/elvene har variert en god del gjennom perioden, angitt i parentes: 2008 (12- 14), 2013 (5-6), 2015 (8-10) og i resterende år (17-38). I 2014 ble det ikke samlet inn noen vannprøver.

I perioden 2004-2016 ble det i ni av årene samlet inn gjellevev av presmolt laks for analyse av aluminiumsinnholdet (Lund mfl. 2006, Bremset mfl. 2011, Ugedal mfl. 2016). Totalt har det vært tatt prøver av 461 individer, i hovedsak fra 9-10 stasjoner mellom Høyanger sentrum og opp til utløpet fra K2/Eiriksdal kraftverk. Fiskene ble ut fra ytre kjennetegn klassifisert som henholdsvis parr (presmolt) og smolt, og om den var naturlig produsert eller utsatt. Prøvene ble i hovedsak tatt av laksunger som ut fra drakt og pigmentering ble vurdert til å vandre ut som smolt innevæ- rende vår (Bremset mfl. 2011, Ugedal mfl. 2016). Nedre lengdegrense ble i utgangspunktet satt til 95 mm. I noen tilfeller ble det samlet inn et fåtall mindre individer for å få et tilstrekkelig stort materiale. Prøvene ble samlet inn innenfor perioden 28. april til 18. mai, bortsett fra den 19. april i 2016.

Tabell 6.1. Prøvetakingssted for vannprøver i nedre deler av Høyangervassdraget/Daleelva (Rune Norevik, Balestrand kommune, pers. medd.). Måleparametre og måleperiode framgår av tabellen. Noen av vannprøvene kan ha vært tatt på noe forskjellig sted. Siden høsten 2015 har vannprøvene vært tatt på samme sted (Rune Norevik, pers. medd.).

St. Prøvetakingsted Måleparametre Periode 1 Gautingsdalselva ovenfor utløp fra tidligere pH, Ca, Kond, 2008-2013, 2015-2019 K2 kraftverk Labilt Al, Alk 2 Hovedelva rett nedenfor utløp fra kraftverket pH, Ca, Kond, 2008-2013, 2015-2019 3 Hovedelva et stykke nedenfor utløp fra Eiriks- pH, Ca, Kond 2008-2013, 2015-2019 dal kraftverk Labilt Al 4 Hovedelva ved Dale pH, Ca, Kond* 1993,1995, 2005-2005, labilt Al 2008-2013, 2015-2019 5 Hovedelva ved utløp (Øren bro) pH, Ca, Labilt 1993,1995, 2005-2005, Al, Kond 2008-2013, 2015-2019 6 Siploelva – brua ved skolen pH, Ca, Kond** 2008-2013, 2015-2019 * Farge, turbiditet, men svært få målinger. **Farge, P-Tot, N-Tot, turbiditet (n=4).

54 NINA Rapport 1796

6.2 Resultater

6.2.1 Vannkvalitet

Gautingsdalselva oppstrøms kraftverksutløpet har fortsatt en noe marginal vannkvalitet, og perioden 2008-2019 sett under ett har det vært en signifikant nedgang i pH (p<0,001). De laveste gjennomsnittsverdiene for pH ble registrert i årene 2015-2017, da den i lange perioder lå under 6,00 (figur 6.1). I 2016 ble laveste pH-verdi registrert den 22. februar med 5,50. De fem laveste pH-verdiene det året inntraff mellom 1. februar og 4. april med 5,50-5,69. I 2017 var de fem laveste pH-verdiene 5,68-5,83, fordelt på januar, april og september. Vannkvaliteten i 2018 og 2019 var noe bedre enn i de tre foregående årene. De fem laveste pH-verdiene disse to årene lå mellom 5,51-5,85, fordelt på Hvis vi analyserer bare på årene 2015-2019, har det vært en svak signifikant økning i pH (p<0,05).

Gautingsdalselva har et relativt høyt innhold av kalsium med et gjennomsnitt (± SD) på 1,38±1,14 mg/L (n=284). Fra mai til juli har det vært målt en del betydelig lavere verdier med 0,27-0,50 mg/L (n=31). Ledningsevnen ligger vanligvis mellom 12-24 µS/cm, med en gjennomsnittlig verdi for perioden 2008-2015 på 20,2 µS/cm. Laveste målte ledningsevne var 7,4 µS/cm.

Gautingsdalselva har et moderat innhold av labilt Al, med gjennomsnittlige konsentrasjoner for årene 2016-2018 på henholdsvis 24±15 (n=18), 18±15 (n=18) og 19±18 µg/L (n=17). Innholdet av labilt Al har avtatt signifikant i løpet av disse tre årene (p<0,05). Da er prøven fra 3. desember 2018 på 88 µg/L holdt utenfor. Det ble også registrert et relativt høyt innhold av labilt Al den 5. desember 2017 med 63 µg/L.

I hovedelva har pH stort sett variert mellom 5,8 og 6,3. Ved utløpet fra kraftverket (stasjon 2) lå pH i store deler av 2008 og 2009, og til dels også i 2010, under 6,0-6,2 (figur 6.2). Den 15. mars 2009 var pH helt nedi 5,17. I perioden 2008-2013 var det en svak pH-økning. Denne reverse- ringen stoppet opp i årene 2015-2017, da pH for det meste lå under 6,0. I disse årene ble det registrert to klare pH-dropp; 5,23 den 11. juli 2016 og 5,34 den 24. april 2017. For perioden 2008- 2019 under ett ble det registrert 37 hendelser med pH 5,17-5,80.

På stasjon 3 har ikke pH endret seg i særlig grad i løpet av de siste 11 årene (figur 6.3). I perioden 2008-2012 holdt pH seg over 5,70 bortsett ved tre tilfeller; 5,39 den 11. mai 2009, 5,48 den 1. februar 2010 og 5,64 den 29. februar 2012. Etter 2015 har de to laveste pH-verdiene vært 5,71 (23. mai 2016) og 5,76 (29. mai 2017). I 2018 var gjennomsnittlig pH noe høyere enn i 2015-2017, med henholdsvis 6,09±0,15 (n=36) og 5,97±0,12 (n=83). På stasjon 3 har det i perioden 2008-2019 vært 21 hendelser med pH 5,39-5,80.

Ved Øren bru (stasjon 5) var det en liten pH-økning i perioden 2008-2013 (figur 6.4). De laveste pH-verdiene lå mellom 5,70 og 5,81. I 2013 var pH noe høyere da alle målinger var over 6,0. I perioden 2015-2019 var 5,78-5,94 de laveste pH-verdiene. Den 6. juni 2016 ble pH rett nok målt til 4,84. Dette er trolig en målefeil, for samme dag var innholdet av labilt Al kun 15 µg/L.

Daleelva har en svært lavt innhold av kalsium, med gjennomsnittlige verdier på stasjon 2 og 3 på henholdsvis 0,41±0,24 (n=272) og 0,54±0,27 mg/L (n=280). På stasjon 3 har konsentrasjonen av kalsium avtatt i perioden 2008-2019 (p<0,001). På stasjon 4 var konsentrasjonen av kalsium noe høyere enn lengre oppe i elva med et gjennomsnitt på 0,61±0,28 mg/L (n=279). Her har også kalsiumnivået avtatt (p< 0,05) i perioden 2008-2019. På stasjon 5 var konsentrasjonen av kalsium enda noe høyere enn lengre oppe med et gjennomsnitt på 0,82±1,53 mg/L (n=288). Her har ikke kalsiumnivået endret seg i perioden 2008-2019.

Daleelva har relativt lave konsentrasjoner av labilt Al, basert på målinger i årene 2016-2018. På stasjon 3 var gjennomsnitt verdi 11,1±5,0 µg/L (n=56). De tre høyeste verdiene var henholdsvis 20, 22 og 24 µg/L, målt i månedene juni, april og november. På stasjon 3 var innholdet av labilt Al på samme nivå med en gjennomsnittlig verdi for de tre årene på 12,8±6,9 µg/L (n=56). Her

55 NINA Rapport 1796 var de høyeste verdiene 32 µg/L (30. mai 2016), 34 µg/L (3. desember 2018) og 45 µg/L (2. januar 2017).

7,2 7,0 6,8 6,6 6,4

6,2 pH 6,0 5,8 5,6 5,4 5,2 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

10,0 9,0 8,0 7,0 6,0 5,0

Ca, mg/lCa, 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

100 90 80 70 60 50

Lal, µg/l Lal, 40 30 20 10 0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

Figur 6.1. pH, innholdet av kalsium (Ca) og labilt Al (Lal) i Gautingsdalselva i perioden 2008- 2019.

56 NINA Rapport 1796

7,0 6,8 6,6 6,4 6,2

pH 6,0 5,8 5,6 5,4 5,2 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

2,4

2,0

1,6

1,2 Ca, mg/lCa, 0,8

0,4

0,0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

Figur 6.2. pH og innholdet av kalsium (Ca) stasjon 2 ved utløpet fra K2/Eiriksdal kraftverk i perioden 2008-2019.

57 NINA Rapport 1796

7,0 6,8 6,6 6,4 6,2

pH 6,0 5,8 5,6 5,4 5,2 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

2,4

2,0

1,6

1,2 Ca, mg/lCa, 0,8

0,4

0,0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

15 Lal, µg/l Lal,

0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

Figur 6.3. pH, innholdet av kalsium (Ca) og labilt Al (Lal) i Daleelva på stasjon 3 nedstrøms Eiriksdal kraftverk i perioden 2008-2019. .

58 NINA Rapport 1796

7,0 6,8 6,6 6,4 6,2

pH 6,0 5,8 5,6 5,4 5,2 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

2,4

2,0

1,6

1,2 Ca, mg/lCa, 0,8

0,4

0,0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

50 45 40 35 30 25

Lal, µg/l Lal, 20 15 10 5 0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

Figur 6.4. pH, innholdet av kalsium og labilt Al i Daleelva ved ved Øren bru (Stasjon 5) i perioden 2008-2019.

59 NINA Rapport 1796

Siploelva er fortsatt relativt sur, der pH vanligvis har ligget på 5,7-6,3 (figur 6.5). Det har vært 36 hendelser med pH-verdier i intervallet 5,40-5,70, fordelt på både vår (mars-mai) og høst/vinter (oktober, desember-mars). De fleste av hendelsene med slike lave pH-verdier inntraff i årene 2015-2018, spesielt i 2016. Siploelva har et betydelig høyere innhold av kalsium enn hovedelva, med en gjennomsnittlig konsentrasjon (±SD) på 1,42±0,95 mg/L (n=274). I perioder, vanligvis fra april til tidlig juni, kan nivået ligge rundt 0,20-0,50 mg/L. Ledningsevnen er relativ lav med en gjennomsnittlig verdi på 20,8±10,4 µS/cm (n=135). Det foreligger også fire målinger av noen andre vannkjemiske parametre: farge=23,0±16,6 mg Pt/l, turbiditet=0,11±0,40 FTU, P- Tot=6,0±4,5 µg/L, N-Tot=263±87 µg/L og TOC=3,43±1,69 mg/L.

7,0 6,8 6,6 6,4 6,2

pH 6,0 5,8 5,6 5,4 5,2 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

6,0

5,0

4,0

3,0 Ca, mg/lCa, 2,0

1,0

0,0 des. 07 des. 09 des. 11 des. 13 des. 15 des. 17 des. 19

Figur 6.5. pH og innholdet av kalsium (Ca) i Siploelva (Stasjon 6) i perioden 2008-2019.

60 NINA Rapport 1796

6.2.2 Aluminium på gjellene hos presmolt laks

De første prøvene fra 2004 viste en gjennomsnittlig konsentrasjon på 169 µg/g tv gjeller. Seinere har det vært store årlige variasjoner i mengden aluminium på gjellene. Påslagene har imidlertid vært økende fram til 2016, bortsett fra lave verdier i 2010 med 74 µg/g tv. I fire av årene har gjennomsnittlig nivå ligger mellom 253 og 368 µg/g tv. Enkelte individer hadde til dels svært høye konsentrasjoner som i 2015 med 788 µg/g tv. Det ble også målt høye verdier hos enkeltindivider i 2004 med 498 µg/g tv) og i 2016 med 656 µg/g tv. Av de 461 laksungene det er tatt prøver av, hadde bare ett individ lavere verdi enn 20 µg/g tv. Videre er det bare et fåtall individer med verdier under 50 µg/g tv. Det er ingen tendens til at Al-verdiene på gjellene er relatert til sted i elva eller til fiskestørrelse (Ugedal mfl. 2016).

Tabell 6.2. Aluminiumsnivå i µg/g tørrvekt på gjellevev hos presmolt laks fanget om våren i Da- leelva i 2004-2005, 2008-2010, 2012 og 2014-2016. Etter Ugedal mfl. (2016).

År Prøvedato Antall Antall Variasjon Snitt stasjoner Fisk (µg/g tv) (µg/g tv)

2004 28.04 6 20 90-498 169

2005 28.04 6 20 70-238 147

2008 05.05 10 59 171-725 368

2009 02.05 9 51 59-261 145

2010 18.05 10 60 17-257 74

2012 08.05 10 60 150-385 254

2014 14.05 7 60 61-470 165

2015 30.04 5 67 87-788 253

2016 19.04 5 64 171-656 348

61 NINA Rapport 1796

6.3 Diskusjon

Daleelva er fortsatt noe forsuringspåvirket med en pH som i hovedsak ligger mellom 5,7-6,3. På alle stasjonene i hovedelva (stasjon 2-5) ble det registrert en pH-økning i perioden 2008-2013 (figur 6.6). Da målingene startet opp igjen i 2015 var pH gjennomgående på et litt lavere nivå enn i 2012-2013. Det gjaldt alle stasjonene i hovedelva, samt i Siploelva og Gautingsdalselva. De laveste gjennomsnittlige pH verdiene i perioden 2015-2019 ble registrert i 2016 eller 2017 på alle stasjonene, og snittverdiene av pH har vært noe høyere i 2018 og 2019 på alle seks stasjonene. Eiriksdal kraftverk kom i kontinuerlig drift i begynnelsen av 2014, mens produksjonen i K2 ble endelig avsluttet i slutten av juli samme år, og reduksjonen i pH fra 2012-2013 til 2015- 2017 i Daleelva sammenfaller derfor i tid med oppstart av det nye kraftverket. En liknende utvikling i pH over tid i Siploelva og Gautingdalselva som i hovedelva, tyder imidlertid på at det er andre faktorer, for eksempel økt avrenning eller sur nedbør, som gjorde at pH avtok fra 2012- 2013 til 2015-2017 og ikke at vannkvaliteten ble forverret som følge av at Eiriksdal kraftverk kom i drift. En negativ utvikling i vannkvalitet de siste årene er også registrert i andre vassdrag på Vestlandet (feks. Sægrov mfl. 2018).

6,60

6,40

6,20

6,00

5,80

Gjennomsnittlig pH 5,60

5,40 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 Gaut. St. 2 St. 3 St. 4 St. 5 Siplo

Figur 6.6. Gjennomsnittlig årlig pH på de seks stasjonene for prøvetaking av vannkvaliteten i Daleelva i perioden 2008-2019. Vi gjør oppmerksom på at antallet prøver per år har variert en god del mellom år, men antall prøver på de ulike stasjonene har vært tilnærmet lik i samme år (se vedlegg 6.1). Antallet prøver var spesielt lavt i 2013 og 2015.

I hovedelva er det registrert flere pH-fall i de siste årene. På stasjon 2 var dette spesielt tilfelle den 11. juli 2016 med 5,23 og den 24. april 2017 med 5,34. Også på stasjon 3 litt lengre ned har det vært noen sure episoder, som i mai 2009 og februar 2010 med en pH på henholdsvis 5,39 og 5,48. Etter 2015 har de to laveste pH-verdiene vært 5,71 og 5,76, begge i mai måned. Kon- sentrasjonene av labilt Al i Daleelva er relativt lave. Målinger i årene 2016-2018 på stasjon 3 og 5 viste gjennomsnittlige verdier på henholdsvis 11,1±5,0 og 12,8±6,9 µg/L. De seks høyeste verdiene lå på 20-45 µg/L, som inntraff både på våren (april til juni) og sein høst/vinter (november til januar).

I «Klassifiseringssystemet for fisk – økologisk tilstand og miljøpåvirkninger i henhold til vannforskriften», er pH og labilt Al benyttet som kjemiske kvalitetselementer for parr laks (presmolt) i ferskvann og for smolt i ferskvann og sjøvann (Anonym 2018). Det er funnet fysiologiske effekter

62 NINA Rapport 1796 og redusert sjøoverlevelse hos grupper av smolt som ble eksponert for svak forsuring som funnet i Daleelva i de siste årene (Kroglund mfl. 2001, Kroglund & Finstad 2003, Kroglund mfl. 2007a, 2008, Thorstad mfl. 2103). Dette skjedde selv om aluminiumsinnholdet i vannet bare var 5-15 µg/L. Ifølge vannforskriften må pH være minst 5,6-5,9 og labilt Al maksimalt 10-20 µg/L for at parr skal oppnå God økologisk tilstand. Tilsvarende verdier for smolt i både ferskvann og sjøvann er 6,2-6,4 og 5-10 µg/L. Det innebærer at vannkvaliteten i Daleelva ligger noe under kravet for God økologisk tilstand.

Kalsium er også en viktig vannkjemisk parameter i forsuringssammenheng mht. fisk ved å gi en viss beskyttelse mot labilt Al (Gensemer & Playe 1999). Kalsium er viktig for osmoreguleringen hos fisk, og kan være direkte avgjørende for overlevelsen (Enge mfl. 2017). I Daleelva er konsentrasjonen av kalsium så lav at det kan få konsekvenser for fisk. På stasjon 2 og 3 var det gjennomsnittlige innholdet bare henholdsvis 0,41 og 0,54 mg/L. I perioder var det helt nede i 0,12-0,30 mg/L. Ved Dale og Øren bru var konsentrasjonene av kalsium noe høyere med et gjennomsnitt på henholdsvis 0,61 og 0,82 mg/L. Men også her ligger kalsiumnivået i perioder under 0,30 mg/L. Det er også en tendens til at kalsiumnivået i Daleelva har avtatt noe i de siste årene. Dette er en utvikling som er påvist i flere kontinenter, ikke minst i forsuringspåvirkede områder (Weyhenmeyer mfl. 2019).

Humus kan også være en nøkkelparameter i forsuringssammenheng mht. effekter på fisk. Hu- mus er med på å transportere aluminium fra nedbørsfeltet og ut i vassdragene, samtidig som det bidrar til å holde aluminium på en organisk form som ikke er giftig for fisk. Total organisk carbon (TOC) er et mål på innholdet av humus i vann. Fra Daleelva foreligger det kun noen få slike målinger fra våren 1997, og de viste svært lave verdier med 0,3-0,8 mg/L. Følgelig er vassdraget i svært liten grad påvirket av humus.

Analyse av aluminium på gjellevev Presmolt og smolt av laks er svært sårbar for forhøyede konsentrasjoner av aluminium på gjellevevet. Det kan føre til akutt dødelighet i ferskvann eller til forsinket dødelighet i sjøvannsfasen hos smolt (Kroglund & Finstad 2003, Teien 2005, Kroglund mfl. 2007a). Det er vist at laksesmolt med 20-50 µg/g tv i gjellevevet påvirker deres Na-K-ATPase aktivitet, > 50 µg/g tv påvirker ione- reguleringen, og ved > 400 µg/g tv begynner dødeligheten å inntreffe. I Daleelva ble det altså gjort målinger av aluminium på gjellevevet hos presmolt laks i ni år i perioden 2004-2016. De gjennomsnittlige årlige verdiene varierte mellom 74 og 368 µg/g tv. Det har ikke vært noen sys- tematisk endring over tid, men de har økt mer enn de har avtatt. De høyeste verdiene ble målt i 2016 og 2008 med henholdsvis 348 og 368 µg/g tv. Det var også relativt høye snittverdier i både 2012 og 2015 med henholdsvis 254 og 253 µg/g tv. I disse to årene var de høyeste verdiene hos enkeltindivid henholdsvis 725 og 656 µg/g tv. Disse nivåene er forventet å forårsake akutt døde- lighet som følge av forsuring.

I «Klassifiseringssystemet for fisk – økologisk tilstand og miljøpåvirkninger i henhold til vannforskriften», er aluminium på gjellene benyttet som kvalitetselement for presmolt og smolt i surt og aluminiumsholdig vann (Anonym 2018). Allerede ved et aluminiumsnivå på 25-30 µg/g i gjellevev avtok i tilbakevandringen av voksen laks. I forsøksgrupper med aluminiumsnivå i størrelsesorden 50 µg/g tv var sjøoverlevelsen omtrent halvert sammenlignet med kontrollgruppen (Kroglund mfl. 2007a). Det innebærer at laksesmolten i Daleelva er i faresonen mht. sjøoverlevelse som følge av en marginal vannkvalitet. Her ble prøvene tatt i perioden 19. april til 18. mai, mens smoltutvandringen trolig skjer fra første del av mai til et stykke ut i juni måned. Vi antar at den utvand- ringsklare smolten hadde nær samme aluminiumsinnhold på gjellene som presmolten noen uker tidligere. For smolt klassifiseres et aluminiumsinnhold høyere enn 150 µg/g tv til Svært dårlig tilstand og 60-150 µg/g tv til Dårlig tilstand (Veileder 2018). I Daleelva er altså det kritiske nivået for gjelle-Al oversteget i åtte av måleserien på ni år.

Det var ikke mulig å påvise noen sammenheng mellom gjelle-Al verdiene og vannkvaliteten samme året. De høyeste målte nivåene med 368 µg/l tv var altså i 2008, og pH det året lå på ca. 5,80-6,10 (jf. Garmo mfl. 2010). Det var heller ingen spesielle episoder med pH-fall i 2008. I 2016

63 NINA Rapport 1796 ble de nest-høyeste gjelle-Al verdiene målt til 348 µg/g tv, og pH i forkant (februar-april) det året var ca. 5,80-6,20. De laveste gjelle-Al verdiene er fra 2010, og pH lå da på omtrent samme nivå med ca. 5,70-6,20. Målinger av labilt Al i vann foreligger ikke før i 2016-2018. Det er altså lite samsvar mellom pH og gjelle-Al hos presmolt i elvevannet. Det kan være flere grunner til manglende samsvar mellom disse parametrene. Aluminium kan akkumuleres gjennom vinteren både på gjelleoverflata og/eller i gjellene sitt ytterste cellelag, i epitelet (Kvellestad & Larsen 1999). De foretok histologiske undersøkelser av laks- og aureunger i 15 forsuringspåvirkede vassdrag i Sør-Norge, og fant en tendens til høyere akkumulert aluminium på gjellene ved lavere pH og høyere innhold av labil Al. Det var imidlertid store variasjoner mellom de enkelte elvene med tilnærmet samme vannkvalitet. I Lysevassdraget med pH 5,32 og 43 µg/L labil Al, ble det ikke funnet akkumulert aluminium på gjellene hos laksunger. I Frafjordelva ble dette derimot påvist hos 60 prosent av fisken på en stasjon til tross for at vannkvaliteten var god med pH 7,11 og 17 µg/l labilt Al.

At presmolten i Daleelva har relativt høyt påslag av aluminium på gjellene kan potensielt skyldes blandsoner slik at surt og aluminiumholdig vann fra en sideelv/bekk blir tilført hovedelva. Gautingsdalselva kan i perioder ha noe lavere pH og høyere innhold av labilt Al enn Daleelva. Her ble det i 2016 målt pH ned mot 5,50 og relativ høye nivåer av labilt Al med 40-55 µg/L. Det er imidlertid ikke funnet signifikante forskjeller i gjelle-Al hos fisk langs hovedstrengen av elva (Ugedal mfl. 2016). Det er derfor ingen grunn til å anta at blandsoner forklarer de høye nivåene av gjelle-Al hos presmolten i Daleelva.

Høye Al-nivåer i vannet kan altså påvirke smoltens sjøoverlevelse. Det foreligger ikke data for sjøoverlevelse for laksen i Daleelva, og den kan følgelig ikke relateres til vannkvalitet eller påslag av aluminium på gjellene. Vi velger derfor å vurdere beregnet fangst av antall voksne individer laks fra ulike smoltårsklasser (se kapittel 5, figur 5.6 ) som et samlet mål på smoltproduksjon og påfølgende overlevelse i havet for disse årsklassene. Beregningene tyder på at fangsten av laks fra smoltårgangen 2012, som altså hadde høye verdier for gjelle-Al, var vesentlig lavere enn fangsten av årsklassene fra 2010 og 2014 som begge hadde lavere verdier av gjelle-Al. Fangs- ten av laks fra smoltårgangene 2015 og 2016 var de laveste som er beregnet de siste ni årene (2009-2017), og disse to årene var det høye verdier av gjelle-Al hos presmolt om våren. Det er følgelig en relativt klar sammenheng mellom styrken på de enkelte smoltårgangene og gjelle-Al hos samme årsklasse for de fem siste årene av måleserien (2010-2016, se tabell 7.1). Fangsten og innsiget av laks vil også variere som følge av variasjoner i smoltproduksjon i elva. Resultatene fra elfiske tyder imidlertid ikke på vesentlige forskjeller mellom disse fem årene i tetthet av presmolt høsten før utvandring (figur 4.4)

Resultatene tyder altså på at de relativt høye gjelle-Al verdiene hos presmolt laks påvirker smoltoverlevelsen i Daleelva. Det er imidlertid mulig at sammenhengen mellom målte verdier om vå- ren og redusert sjøoverlevelse kan variere mellom år. Høyangerfjorden har en relativ lav saltholdighet (Aakre mfl. 2015), så det er mulig at smolten kan kvitte seg med aluminiumet på veien ut. Det innebærer at selv om smolten har høye gjelle-Al vil ikke dette medføre det samme fysiologiske stresset som om den går direkte ut i sjøvann med et høyt saltinnhold. Hvor stor ferskvanns- avrenningen er i de enkelte årene og hvor lang tid smolten oppholder seg i områder med lav saltholdighet, kan ha betydning for om den klarer å kvitte seg med aluminiumet før den når om- råder med høyere saltinnhold.

Kalkingsplan Målet med kalkingen er å redusere konsentrasjonen av giftig labilt Al til nivåer hvor det ikke lenger påvirker laksens fysiologiske tilstand. Kalkingsaktiviteter i tilknytning til Daleelva var tidligere avgrenset til bruk av kalkbrønner og utlegg av kalkstein i noen tilløpsbekker og sideløp i nedre deler. Denne kalkingen er ikke videreført etter 2012, og hadde trolig liten effekt på vannkvaliteten i Daleelva. Elva er nå prioritert for fullkalking for å tilfredsstille vannkvaliteten for laksen gjennom hele året (Anonym 2016). Selv om Daleelva bare er moderat sur, kan det altså inntreffe pH-dropp gjennom store deler av året. Det gjelder spesielt vår/tidlig sommer (april-juli) og sein høst/tidlig vinter (november- januar). Eksempelvis ble pH ved utløpet av Eiriksdal kraftverk målt

64 NINA Rapport 1796 til 5,23 den 11. juli 2016 og 5,34 den 24. april 2017. De vannkjemiske målingene fra Daleelva for årene 1999-2009 viste at det også kan forekomme sjøsaltepisoder på vinterstid med lav pH og høyt innhold av labilt Al i avrenningsvannet (Garmo mfl. 2010). Slike sjøsaltepisoder har ikke vært særlig fremtredende i de siste årene, men de kan trolig fremdeles forekomme (jf. Kroglund mfl. 2007b). I Gautingsdalselva har det vært flere episoder med relativt høye nivåer av labilt Al; 63 µg/L den 5. desember 2017 og 88 µg/L den 3. desember 2018. Etter etableringen av Eiriksdal kraftverk er minstevannvannføringen om vinteren økt til 1,5 m3/sek. Store nedbørsmengder i perioder med lav vannføring kan likevel påvirke vannkvaliteten i elva negativt. Og selv om effekten av gjelle-Al kanskje ikke er så stor som måleresultatene viser, må en ta høyde for dette. Og strategien med helårskalking av Daleelva er i samsvar med de vannkjemiske resultatene, idet episoder med lav pH og forhøyet innhold av labilt Al kan inntreffe i store deler av året. Vannkva- liteten kan også være dårligere enn det måleprogrammet viser. I enkelte år har blitt tatt svært få prøver i perioder med forventet pH-fall. Dette gjelder spesielt i 2008, 2013 og 2015 da det kun ble tatt 5-14 prøver hvert år. Det nye doseringsanlegget bør trolig settes opp i tilknytning til det nye Eiriksdal kraftverk (jf. Garmo mfl. 2010). Det ble også anbefalt å videreføre kalkingsaktivite- tene i ymse sideløp. Dette er ikke minst viktig ut fra at disse lokalitetene i stor grad blir benyttet som gyte- og oppvekstområder for aure, og også i noen grad for laks.

Oppsummering I denne rapporten er det foretatt en analyse av de vannkjemiske målingene fra årene 2008-2019. I Gautingsdalselva har pH avtatt signifikant i denne perioden. Fra 2015 til 2017 lå pH i lange perioder under 6,00. De fem laveste pH-verdiene ble målt mellom 1. februar og 4. april 2016 med 5,50-5,69. Vannkvaliteten i 2018 og 2019 var noe bedre enn i de tre foregående årene, og det har vært en liten pH-økning i perioden 2015-2019. Gautingsdalselva har et moderat innhold av labilt Al med gjennomsnittlige årsverdier på 18-24 µg/L. Denne måleparameteren foreligger kun for årene 2016-2018.

Daleelva er fortsatt noe forsuringspåvirket med en pH som i hovedsak ligger mellom 5,7-6,3. På alle de fire stasjonene i hovedelva ble det registrert en liten pH-økning i perioden 2008-2013. Da målingene startet opp igjen i 2015, var pH gjennomgående noe lavere enn i 2012-2013 på alle stasjonene i hovedelva og også i Gautingsdalselva og Siploelva. De laveste gjennomsnittlige pH verdiene i perioden 2015-2019 ble registrert i 2016 eller 2017 på alle stasjonene, og snittverdiene for pH var noe høyere i 2018 og 2019 på alle seks stasjonene. En liknende utvikling i pH over tid i Siploelva og Gautingsdalselva som i hovedelva, tyder derfor på at det er andre faktorer som for eksempel økt avrenning/surere nedbør som gjorde at pH avtok fra 2012-2013 til 2015- 2017 og ikke at Eiriksdal kraftverk kom i drift i 2014. Følgelig har trolig ikke vannkvaliteten blitt forverret på grunn av at Eiriksdal kraftverk kom i drift i 2014.

I hovedelva har pH stort sett variert mellom 5,8 og 6,3. Ved utløpet fra K2 lå pH i store deler av årene 2008-2009, og til dels også i 2010, under 6,0-6,2. I perioden 2008-2013 var pH svakt økende. Dette utviklingen stoppet opp i de neste årene, altså etter at Eirikstad kraftverk ble satt i drift. I denne perioden lå pH for det meste under 6,0, og med to klare pH-dropp; 5,23 den 11. juli 2016 og 5,34 den 24. april 2017. For perioden 2008-2018 ble det registrert 34 hendelser med pH 5,17-5,80. På stasjonen litt lengre ned har ikke pH endret seg særlig i perioden 2008-2018. I de fem første årene (2008-2012) holdt pH seg over 5,70, bortsett fra 5,39 den 11. mai 2009, 5,48 den 1. februar 2010 og 5,64 den 29. februar 2012. Etter 2015 har de to laveste pH-verdiene vært 5,71 og 5,76. I 2018 var gjennomsnittlig pH noe høyere enn i de tre foregående årene. På denne stasjonen har det i hele prosjektperioden vært 19 hendelser med pH 5,39-5,80. Daleelva har et svært lavt innhold av kalsium, idet gjennomsnittlige verdier på de to øverste stasjonene i hovedelva var henholdsvis 0,39 og 0,55 mg/L. Konsentrasjonen av labilt Al var lav, med en gjennomsnittlig verdi på 11 µg/L. Vannkvaliteten i Daleelva ligger noe under kravet for God økologisk tilstand for ungfisk av laks.

I perioden 2004-2016 ble det i ni av årene samlet inn gjellevev av presmolt laks like før smoltutvandringen for å analysere innholdet av aluminium. I 2004 hadde fisken en gjennomsnittlig kon-

65 NINA Rapport 1796 sentrasjon på 169 µg/g tv gjeller. Seinere har det vært store årlige variasjoner i mengden aluminium på gjellene. Påslagene økte fram til 2016, bortsett fra lavere verdier i 2010 med 74 µg/g tv. I fire av årene lå gjennomsnittlig konsentrasjon på 253-368 µg/g tv. For smolt innebærer et aluminiumsinnhold på gjellene over 150 µg/g tv Svært dårlig tilstand og 60-150 µg/g tv Dårlig tilstand. Det kritiske nivået for gjelle-Al for smolt er følgelig oversteget i åtte år av måleserien på ni år. Vurdert ut fra akkumulerte fangster av ulike smoltårsklasser av laks, var det en negativ sammenheng mellom fangst av en årsklasse og nivå av gjelle-Al på smolt fra samme årsklasse for de fem siste årene i måleserien (2010-2016) Resultatene fra Daleelva tyder altså på at de relativt høye gjelle-Al verdiene hos presmolt laks påvirker smoltoverlevelsen.

På bakgrunn av de vannkjemiske målingene og aluminiumpåslagene på gjelle hos presmolt (smolt), anbefaler vi at den foreslåtte helårskalkingen av Daleelva blir gjennomført. Det ble påvist episoder med lav pH og relativt høyt innhold av labilt Al i store deler av året. I tillegg tyder resultatene på at økte nivåer av gjelle-Al gir redusert sjøoverlevelse til smolt. Etter etableringen av Eiriksdal kraftverk er minstevannvannføringen om vinteren økt til 1,5 m3/sek. Store nedbørs- mengder i perioder med lav vannføring kan likevel påvirke vannkvaliteten i elva. Det anbefales å sette opp doseringsanlegget i tilknytning til det nye Eiriksdal kraftverk. I tillegg bør en på nytt sette i gang kalking av ymse sideløp med kalkbrønner eller tilførsel av mergel.

66 NINA Rapport 1796

7 Habitatkartlegging og skjulmålinger i hovedelva

7.1 Kartlegging av gyte- og oppvekstforhold

Kartlegging av gyte- og oppvekstforhold for laks ble utført i løpet av to feltrunder i 2019. Kartleg- gingen ble utført etter retningslinjene gitt i «Håndbok for miljødesign i regulerte laksevassdrag» (Forseth & Harby 2013).

Skjulkartleggingen ble utført 11.-12. april 2019 ved en vannføring 1,3 m3/s målt ved Randtangen målestasjon. Tilgang til skjul ved bruk av hulrom mellom steiner er viktig for vekst og overlevelse da laks og aure tilbringer mye av oppveksten mellom steiner i substratet. Antall og størrelse på skjul kvantifiseres ved å måle hvor mange ganger en 13 mm tykk plastslange kan føres inn i hulrom mellom steiner innenfor en kvadratisk stålramme på 0,25 m2. Størrelsen på hulrommene blir bestemt ut fra hvor langt ned mellom steinene plastslangen kan føres og deles opp i tre skjulkategorier; S1: 2 -5 cm, S2: 5-10 cm, og S3: > 10 cm. Tre skjulmålinger gjøres i transekt, hvorav én måling så langt ut i elva som mulig, én måling ved bredden og én midt i mellom. Stålramma blir tilfeldig kastet ut innenfor undersøkelsesområdet og det beregnes et gjennomsnittlig antall skjul for hver kategori i hvert transekt. Verdiene blir deretter summert for å gi en verdi for «vektet skjul» (S1 + S2 x 2 + S3 x 3). Hulromskapasiteten for vektet skjul klassifiseres ut fra følgende skala:

Lite skjul < 5 Middels skjul 5-10

Mye skjul > 10

Under skjulkartlegginga ble det målt hulrom på 62 transekter (figur 7.2.a), i tillegg ble det målt skjul på 13 punkter (dvs. bare målt skjul innen en 0.25m2 rute).

Figur 7.1. Bilder av tørrlagt a) gytegrop og b) dødt egg.

Gyteområder ble kartlagt 4. november 2019 ved en vannføring på 2,1 m3/s. Potensielle gyteom- råder ble tegnet ned på kart, og senere digitalisert i GIS-programvare (figur 7.2. c og d). Poten-

67 NINA Rapport 1796 sielle gyteområder ble identifisert basert på substratstørrelse samt egnethet med tanke på vannhastighet og dyp. Under karleggingen ble det ved hengebrua nedenfor Sauestølen observert en tørrlagt gytegrop (figur 7.1. a, figur 7.2. f) og døde egg påvist (figur 7.1. b).

Figur 7.2. Kartfremstilling av a) skjulmålinger, b) skjul innen segmenter, c) og d) gytearealer, e) gyteareal innen segmenter. Posisjon for én observert tørrlagt gyteområde er markert med turkis sirkel på bildet i panel c. Fire av bruene over elva er markert i a), fra nederst til øverst; vegbrua i sentrum, riksveisbrua, hengebru over mot Sauestølen og Dyrdalsbrua.

68 NINA Rapport 1796

7.1.1 Habitatdiagnose

Resultatene fra kartleggingen ble brukt i en analyse av flaskehalser for produksjon av laks. Hen- sikten med analysen er å identifisere stadiet for bestandsregulering samt produksjonsbegrensende habitatfaktorer. Strekningen ble inndelt i segmenter grovt basert på elvemorfologi, og gjennomsnittlig skjul og gyteareal ble deretter kalkulert for segmentene (figur 7.2. b og e). Ved inndeling av segmenter skal det ideelt sett ikke være vandringshinder for ungfisk innen hvert segment. I Daleelva er trolig de fleste tersklene i større eller mindre grad vandringshinder for ungfisk, men en inndeling av elva med antall segmenter lik antall terskler er lite hensiktsmessig for habitatdiagnosen. Ved vurderingen av gyteareal innen segmentene ble også avstand mellom gyteområdene målt (tabell 7.1, basert på tabell 1 i Forseth & Harby 2013).

Tabell 7.1. Klassifisering av gytehabitat som begrensende habitatfaktor basert på gytearealets størrelse og spredning.

Mengde gytehabitat som % av elveareal

Lite (< 1%) Moderat (1-10%) Mye (> 10%)

Avstand Stor (> 500 m) Lite Lite Moderat

Moderat (200-500 m) Lite Moderat Mye

Liten (<200 m) Moderat Mye Mye

Kartleggingen viste at ingen segmenter hadde mye skjul. Segmentene fra Handikaphølen og nedstrøms i elva hadde lite skjul. I det siste partiet av elva gjennom sentrum av Høyanger ble skjul ikke målt, men siden området består av mye grov stein har denne strekningen trolig godt med hulrom. Segmentene ovenfor Handikaphølen hadde moderate skjulmengder med unntak av en 300 meter strekning oppstrøms cageballbanen (elfiskestajon 5). Gjennomsnitt vektet skjul på de 75 målepunktene var 4.79, og bare to hadde verdier over 10.

Mengden gytehabitat ble klassifisert som liten i den helt nedre delen av elva samt strekningen fra Rindeholmen til ca. 250 nedstrøms hengebrua over mot Sauestølen. I resten av segmentene var 1-2 % av elvearealet gytehabitat, og vurdert som moderat med tanke på areal. Med unntak av den nederste strekningen var avstand mellom gyteområder mindre enn 200 meter, dette inngår i den samla vurderingen av gytehabitat (tabell 7.1) hvor gytearealenes størrelse og spredning er avgjørende. Med gjennomgående korte avstander mellom gyteområdene, blir områdene med moderat gyteareal i henhold til denne klassifiseringen samlet vurdert som «Mye» og strekningen fra Rindeholmen til ca. 250 nedstrøms hengebrua over til Sauestølen som hadde lite gyteareal blir samlet vurdert som «Moderat». Den nederste delen av elva med lite gyteareal og lang avstand mellom gyteområdene ble klassifisert som «Lite».

Identifisering av sannsynlig stadium for bestandsregulering, samt segmentenes produktivitet og begrensende faktor ble gjort ved å sammenholde segmentenes mengde skjul og gyteareal (tabell 7.2, basert på tabell 3 og 4 i Forseth & Harby 2013).

69 NINA Rapport 1796

Tabell 7.2. Klassifisering av gytehabitat og mengde skjul som begrensende habitatfaktor og produktivitet for laks (rødt er lavproduktivt, gul er moderat produktiv og grønt er høyproduktivt) ut fra forekomst av gytehabitat og skjul.

Gytehabitat

Lite (< 1%) Moderat (1-10%) Mye (> 10%) Lite (<5) Begge (Yngel+Parr) Skjul (Parr + Yngel) Skjul (Parr)

Skjul Moderat (5-10) Gyte (Yngel) Begge (Yngel + Parr) Skjul (Parr)

Mye (>10) Gyte (Yngel) Gyte (Yngel) Ingen

Resultatene fra habitatdiagnosen ble sammenholdt med tetthetsdata fra elfiskestasjonene i 2018 og 2019. Begrensende stadium fra elfiskedata blir funnet ved å undersøke forholdet mellom antall 0+ og 1+ parr (tabell 15 i Forseth & Harby 2013).

Habitatdiagnosen viser at i det meste av elva er produksjonen begrenset på parrstadiet, og at skjul er begrensende faktor for dette. Yngel er sammen med parr er begrensende faktor i områ- det fra stasjon 5 opp til stasjon 8, og alene begrensende i den nedre strie delen av elva. Produk- tiviteten ble for det meste vurdert som moderat, men med høy produktivitet i den øverste ¼ av elva, og en strekning oppstrøms Handikaphølen. Bare ett segment ble klassifisert som lavproduktivt.

Flaskehalsvurdering basert på data fra elfiskestasjonene viser imidlertid annet bilde (figur 7.3.d). Forholdet mellom tetthet av 0+ og 1+ parr var kun på én stasjon > 2,5, som indikerer flaskehals på parrstadiet. På fem stasjoner var forholdet mellom 1 og 2,5, som indikerer at verken yngel eller parr er et begrensende stadium. På de resterende seks stasjonene var forholdet lavere enn 1, som indikerer flaskehals på yngelstadiet. Flaskehalsvurderingene fra elfiske samsvarer i liten grad med flaskehalsvurderingene i de segmentene de ligger i.

7.1.2 Diskusjon habitatflaskehals

Skjulmålingene var dominert av lave og moderate målinger, hadde en avtagende tendens nedover elva. I terskelbassengene ble det også observert en økende mengde finsubstrat nedover elva, noe som klart kan bidra til å minke skjultilgangen. Gyteområder var relativt jevnt fordelt i elva og arealene av disse var for det meste moderate. I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere de potensielle gyteområdene betraktelig. Finsubstrat (sand) tilført i om- råder med i utgangspunktet egna substrat kan potensielt gjøre disse mindre attraktive for gyting. I noen områder var også substratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting. Gytefisktellinger fra 2015, 2017 og 2018 viser også at gytefisken, i likhet med gyteområdene, er relativt godt fordelt innen elva (se kapitel 5).

70 NINA Rapport 1796

Figur 7.3. Kartfremstilling av resultatene av habitatdiagnosen a) stadium for bestandsregulering b) begrensende faktor c) produktivitet og d) stadium for bestandsregulering fra elfiskedata. Stør- relsen på sirklene indikerer tetthet av ungfisk på stasjonene. Fire av bruene over elva er markert i a), fra nederst til øverst; vegbrua i sentrum, riksveisbrua, hengebru over mot Sauestølen og Dyrdalsbrua.

Flaksehalsanalysene basert på henholdsvis habitatvariabler og elfiskedata peker i motsatt ret- ning av hverandre. Habitatdiagnosen peker på en sannsynlig flaskehals i parrstadiet, hvor begrensende faktor er skjul. Mens elfiskedataene peker på en flaskehals før parrstadiet. I og med at gytefisktellingene viser at det skal ha vært mer enn nok gytefisk i foregående år og at disse har vært forholdvis godt fordelt innen elva, er ikke mangel på gyting en trolig forklaring. Videre

71 NINA Rapport 1796 ble kun en tørrlagt gytegrop observert på strekningen, og det ble ikke observert andre områder hvor tørrlegging tilsynelatende skulle være et problem, og dermed er stor dødelighet før klekking pga. tørrlegging lite sannsynlig.

Elveløpet i Daleelva er ekstremt kanalisert og vannføringen i perioden rundt swimup er relativt høy, noe som kan medføre at arealet av grunne områder med lav vannhastighet blir begrenset. Nyklekt yngel er avhengig av slike områder (Forseth & Harby 2013) og dette kan være en mulig flaskehals for produksjonen. Videre kan lav vanntemperatur samt forsuring ytterligere bidra til lav overlevelse. Tersklene hindrer trolig spredning oppstrøms av ungfisk og særlig yngel. Om dette også påvirker produksjonen er usikkert, men det virker sannsynlig at en elv med så mange terskler hvor kun nedstrøms forflytning er mulig, vil være et stort hinder for optimal fordeling og dermed produksjon av ungfisk i elva.

Skjulmålingene var dominert av lave og moderate målinger, og hadde en avtagende tendens nedover elva. I terskelbassengene ble det også observert en økende mengde finsubstrat nedover elva, noe som klart kan bidra til å minke skjultilgangen. Gyteområder var relativt jevnt fordelt i elva og arealene av disse var for det meste moderate I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere de potensielle gyteområdene betraktelig. Finsubstrat (sand) tilført i om- råder med i utgangspunktet egna substrat kan potensielt gjøre disse mindre attraktive for gyting. I noen områder var også substratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting. Gytefisktellingene fra 2017 og 2018 viser også at gytefisken, i likhet med gyteområdene, er relativt godt fordelt innen elva ( se kapitel 5).

Flaksehalsanalysene basert på henholdsvis habitatvariabler og elfiskedata spriker en god del. Habitatdiagnosen peker på en at produksjonen for hele elva oppstøms stasjon 1 er begrensa i parrstadiet, enten alene eller også for noen segmenter også i yngelstadiet. Og hvor begrensende faktor er enten skjul alene eller sammen med gyteområder. Elfiskedataene indikerer på sin side en flaskehals primært i yngelstadiet, eller likt i yngel og parrstadiet. I og med at gytefisktellingene viser at det skal ha vært bra med gytefisk i foregående år og at disse har vært forholdvis godt fordelt innen elva, er ikke mangel på gyting en trolig forklaring. Videre ble kun én tørrlagt gytegrop observert på strekningen, og det ble ikke observert andre områder hvor tørrlegging tilsynelatende skulle være et problem, og dermed er stor dødelighet før klekking og swim-up pga. tørr- legging lite sannsynlig.

I segmentene hvor gytearealet ble kategorisert som moderat i areal var verdiene (1-2 %) helt i nedre ende av klassegrensen (1-10 %). En liten overestimering av gytearealer vil i dette tilfellet gi utslag for vurdering av habitatflaskehalser, som for eksempel innslag av finsubstrat og hardpakket substrat nevnt ovenfor kan føre til. Konkret ville de grønne områdene i totalvurderingen av gytearealer (figur 7.2.e) endres til moderate (gule), som i tur ville føre til at hele strekningen blir enten begrensa av enten både skjul og gytehabitat (Yngel+ Parr) eller skjul (Parr+ Yngel) (tabell 7.2). Dette ville være mye mere i tråd med resultatene fra elfiske.

Oppsummering

Skjulmålingene i vassdraget var dominert av lave og moderate verdier. Gyteområdene hadde korte avstander mellom seg men i prosent av elveareal klassifisert som lite eller moderat. De segmentene klassifisert som moderat i prosent av elveareal (1-2 %) var helt i nedre del av klassegrensen (1-10 %). I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere både skjul og potensielle gyteområdene betraktelig. Finsubstrat (sand) tilført i områder med i utgangspunktet egna substrat kan potensielt gjøre disse mindre attraktive for gyting og tette igjen hulrom. I noen områder var også substratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting.

Flaskehalsanalysene basert på habitatvariabler og elfiskedata peker i ulike retninger. Flaksehal- sanalysen basert på habitat peker primært på skjul som begrensende faktor og at flaskehalsen for fiskeproduksjon ligger på parrstadiet. Basert på elfiskedata fremstår elva primært rekrutte- ringsbegrenset, eller likt begrenset på yngel og parr stadiet. Forskjellen mellom analysene kan

72 NINA Rapport 1796 skyldes en liten overestimering av mengden gyteareal, noe som blir hensyntatt i forslag til tiltak. En tilleggsforklaring kan være at tersklene hindrer yngel og mindre parr til å forflytte seg oppover i elva. Dette kan medføre at fisken ikke fordeler seg ideelt i henhold til habitattilgangen.

73 NINA Rapport 1796

8 Tilstand i sideløp og sidebekker

To personer (Jan G Jensås, NINA, og Are Henden, Høyanger Jakt- og Fiskarlag) gjennomførte 21. oktober 2019 en befaring av sideløp og sidebekker for å vurdere tilstanden og hvilke tiltak som eventuelt kan gjøres for å forbedre forholdene for gyting og oppvekst av anadrom fisk. Un- der befaringen ble det delvis gått langs og i umiddelbar nærhet til følgende sidebekker og sideløp (figur 2.1): - Yngeldamman med yngelbekk (T6-T11) - Yngelbekk (T11-T13) - Gammelt elveløp mellom Yngelbekk T11-T13 og Lyngsteinlona - Yngelbekk ovenfor Lyngsteinlona - Gammelt sideløp (ovenfor T21 til ca. T24) - Tverråna - Vatningskanal 2 - Olaibøbekken - Dassbekken

Nummerering av tersklene (T6 osv.) henviser til tersklene som vist i figur 2.1. Lengde, bredde og areal tilgjengelig for sjøvandrende laksefisk som angitt i tidligere rapporter (f.eks. Bremset mfl 2011) er gitt i vedlegg 8.1.

8.1 Kort beskrivelse og vurdering

Yngeldamman med yngelbekk (T6-T11) (høyre side sett oppstrøms) I og like ovenfor samløpet med Daleelva er det forholdsvis grovt substrat. Det er gode forhold for oppvandring av parr og gytefisk fra hovedelva og opp i yngeldamman/yngelbekken (bilde 1).

Bilde 1. Samløpet mellom bekk fra Yngeldamman og Daleelva.

74 NINA Rapport 1796

Like ovenfor samløpet er det gravd ned en kum med rist på toppen. Muligens er dette vanninntak for noen av bedriftene oppe på kanten ovenfor. Oppover mot og i området rundt Yngeldamman er bekken spredt i flere små løp med små øyer med vegetasjon mellom. Substratet i selve Yng- eldamman ser ut til å bestå av fine partikler med delvis mudder og organisk materiale (bilde 2). Substratet under mudderet er muligens noe grovere.

Bilde 2. Parti fra Yngeldamman. Mudder og dødt organisk materiale ligger på bunnen.

Det kan se ut som substratet er litt grovere i deler av området oppstrøms Yngeldamman. Her er det litt høyere vannhastighet, men i hovedsak er det også her nokså finpartikulært substrat med partier med mudderlag og leire-partikler oppå. Hele bekken har stort sett bra med kantvegetasjon i form av or og andre lauvtrær. Vanninntaket fra Daleelva er ei steinfylling (bilde 3) av litt store steiner med ei spalte som vannet renner igjennom og dermed sikrer vannføringen til yngelbekken og Yngeldamman. Det er trolig mulighet for fiskevandringer fra hovedelva og ned i bekken gjennom spalten i steinfyllingen.

75 NINA Rapport 1796

Bilde 3. Inntaket til Yngelbekk og Yngeldammer er ei steinfylling av grov stein der vannet sikres gjennom ei spalte.

Yngelbekk T11-T13: (høyre side sett oppstrøms)

Nederst renner bekken litt langs hovedelva før samløpet. Like opp for samløpet er det et lite stryk med fall (bilde 4). Ved liten vannføring i bekken og hovedelva vil dette sannsynligvis være et vandringshinder for oppstrøms vandring av yngel og parr.

Bekken forgreiner seg i mange små løp oppover og substratet består av litt grov stein som for en stor del er dekt med mudder. Bekken har kantvegetasjon av lauvskog langs det hele. Inntaket fra Daleelva består av en steinfylling med stor stein (bilde 5) der vannet renner igjennom steinene og gir vann til bekken. En må anta at vandringsmuligheter for fisk gjennom denne steinfyllingen er svært begrenset.

76 NINA Rapport 1796

Bilde 4. Utløpet av Yngelbekk T11-T13 vises omtrent midt på bildet. Et lite stryk med fall nederst kan være oppgangshindrende for yngel og parr ved lave vannføringer.

Bilde 5. Inntaket fra Daleelva til Yngelbekk T11-T13. Ei steinfylling med grov stein utgjør inntaket av vann til bekken.

77 NINA Rapport 1796

Gammelt elveløp i området mellom yngelbekk T11-T13 og Lyngsteinlona: (høyre side sett oppstrøms)

Dette ser ut til å være et gammelt elveløp som i det store og hele var tørrlagt under befaringen. Imidlertid kommer det ned to bekker som krysser det gamle elveleiet før samløp med hovedelva. Disse bekkene hadde under befaringen noe vannsig (bilde 6). Ellers er det bare stedvis synlig vann i elveløpet. Substratet bestod av til dels grov stein med mindre stein og grus innimellom. Det er i dag ingen forbindelse mellom dette gamle sideløpet og Daleelva.

Bilde 6. En bekk med noe vannsig krysser restene av det gamle elveløpet mellom Yngelbekk T11-13 og Lyngsteinslona.

Yngelbekk ovenfor Lyngsteinslona: (høyre side sett oppstrøms; fra T18-T20) Bekken har vanninntak fra hovedelva gjennom en kum med ei rist på toppen (bilde 7). Vannet fra kummen renner i rør gjennom en nokså tett steinfylling. Dermed er mengden vann fra hovedelva bestemt av hvor mye vann som kan renne gjennom rista og røret til enhver tid. Rista var under befaringen nokså tett med stein og masser som lå oppå før vi rensket denne. Vandringer av fisk nedstrøms inn i yngelbekken gjennom dette vanninntaket vil være nærmest umulig.

Nedre deler av bekken ble befart fra litt avstand og det er noe usikkert hvordan oppvandrings- mulighetene for yngel og parr er fra hovedelva. Imidlertid så vi ikke noen hinder for fiskevandringer fra der vi observerte. På avstand vurderte vi substrat i nedre deler til å bestå av nokså fine masser med nokså små stein og grus. I øvre deler helt opp mot steinfyllingen var det delvis stein av gytesubstrats størrelse (bilde 8). Det er stort sett kantvegetasjon langs hele bekken bestå- ende av or og andre lauvtrær.

78 NINA Rapport 1796

Bilde 7. Omtrent midt på bildet kan kummen med rist skimtes. Denne utgjør vanninntaket til Yngelbekk ovenfor Lyngsteinslona.

Bilde 8. Øvre del av Yngelbekk ovenfor Lyngsteinslona har substrat av stein opp til gytesubstrats størrelse. Øverst til høyre vises hovedelva og steinfylling som utgjør vandringsstopp for fisk fra hovedelva.

79 NINA Rapport 1796

Gammelt sideløp opp for T21 (høyre side sett oppstrøms) Inntaket fra hovedelva er også her en kum med rist der vannet renner i et rør gjennom en steinfylling. Øverst er det litt varierende substrat med delvis grov stein og stein av mindre størrelse innimellom (bilde 9). Nedover sideløpet er det tilsynelatende litt grov stein som for en stor del er dekt med mudder og finstoff. Det samler seg også en god del organisk materiale som legger seg som et lag oppå mudder og annet substrat (bilde 10). Samløpet med hovedelva synes å være godt egnet for fiskevandringer oppover sideløpet (bilde 11) i alle fall under de vannføringsforhold som var på befaringsdagen.

Bilde 9. Øvre deler av det gamle sideløpet opp for T21. Steinfylling mot Daleelva vises øverst i bildet. Substratet i øvre deler består av til dels grov stein.

80 NINA Rapport 1796

Bilde 10. I nedre deler av sideløpet opp forbi T21 er det grove substratet for en stor del er dekt med mudder og organisk materiale.

Bilde 11. Samløpet mellom sideløpet opp forbi T21 og Daleelva.

81 NINA Rapport 1796

Tverråna (venstre side sett oppstrøms) Tverråna har et litt mer variert substrat enn de fleste av de andre bekker og sideløp (bilde 12). På sine steder finnes både steinstørrelser som er egnet for gyting og som oppvekstplasser for litt eldre ungfisk. Tidligere på høsten ble det observert aure som stod i nærheten av egnede gyteplasser.

Bilde 12. Parti fra nedre deler av Tverråna.

Ovenfor passering av veg til kraftverket er det anlagt noen små terskler (bilde13) før det blir et mer småsteinpreget substrat. Like ovenfor disse tersklene gikk det et ras tidligere på året (bilde 14), der noe stein og finpartikler kom ut i elva. Noe av dette finmaterialet er fremdeles synlig på elvebunn enkelte steder ( bilde 15). Det ser ut til at dette noen steder foreløpig ligger og dekker substrat som er mer egnet for fisk. På høyre side av bekken sett oppstrøms er det kantvegetasjon bestående av or og andre lauvtrær. Tverråna får vatnet fra rør i utløpet av Eiriksdal kraftverk (vedlegg 8.2). I tillegg har det blitt tilført vann gjennom en kum med rist (og et langt rør) som er plassert i Gautingsdalselva ovenfor utløpet av Eriksdal kraftverk. Dette røret har forsynt både Tverrelva og Vatningskanal 1 (som ikke ble befart denne gangen) med vann, og har vært en reserveløsning i tilfelle at det er stans i Eiriksdal kraftverk (se vedlegg 8.2). I tillegg er det opp- samlingsrør som samler vann fra sidebekker og går fra det nye trafoanlegget og ut i Tverråna. Det bør være gode vandringsforhold for både ungfisk og gytefisk fra Daleelva og opp i Tverråna når det er tilstrekkelig vannføring begge steder. Vandringer fra hovedelva (Gautingsdalselva) fra vanninntaket i utløpet av Eriksdal virker derimot å være umulig. Det er heller ikke hensiktsmessig å forsøke å tilrettelegge for nedstrøms vandring her.

82 NINA Rapport 1796

Bilde 13. Ovenfor passeringen av anleggsvegen til Eiriksdal kraftverk er det anlagt flere små terskler i Tverråna.

Bilde 14. Et jord og steinras i 2019 førte med seg en del stein og finmateriale ut i Tverråna.

83 NINA Rapport 1796

Bilde 15. En del finstoff fra raset tidligere på året 2019 lå under befaringen fremdeles som et lag oppå eksisterende substrat enkelte steder i Tverråna.

Vatningskanal 2 (venstre side sett oppstrøms) Inntaket fra hovedelva er en kum med rist oppå. Hovedinntrykket er at det for en stor del er mudder og organisk materiale som ligger oppå grovere stein som dominerer substratet i bekken. Innimellom finnes det lommer med litt mer varierende substrat som små stein og unntaksvis stein opp mot 5-10 cm. Omtrent midtveis kommer det ned to bekker fra fjellsiden (bilde 16). I dette områder er den noe stein som er egnet som gytesubstrat og det er enkelte år observert gyting av aure her. Utløpet til Daleelva er et rør med ei rist på oversiden. På befaringstidspunktet var denne rista åpen (bilde 17).

84 NINA Rapport 1796

Bilde 16. Omtrent midt på Vatningskanal 2 så kommer det ned to bekker fra fjellet. I dette om- rådet finnes det litt grovere substrat som kan være egnet for gyting.

Bilde 17. Utløp til Daleelva gjennom rør.

85 NINA Rapport 1796

På denne vannføringa i hovedelva burde det ikke være problemer for parr eller gytefisk å vandre fra hovedelva og opp i bekken (bilde 18). Imidlertid kan det synes nærmest umulig for fisk å vandre fra Daleelva og ned i vatningskanalen gjennom inntaket i kummen. Det er litt varierende hvor mye kantvegetasjon som finnes langs bekken, men i øvre deler er det lite lauvskog inn til bekken, mens kantvegetasjonen er dominert av gress. Nederst er det noe or og annen lauvskog.

Bilde 18. Samløp mellom Vatningskanal 2 og Daleelva sett fra Daleelva.

86 NINA Rapport 1796

Olaibøbekken (venstre side sett oppstrøms) Inntaket fra hovedelva er også her en kum med rist der vannet føres under vegen i rør. I enden av røret er det ei luke (bilde 19). Denne kan enkelt betjenes for å regulere vannføringa i bekken.

Bilde 19. Luke etter inntaket fra Daleelva til Olaibøbekken. Den kan betjenes slik at den påvirker vannføringen i bekken.

Substratet preges også her av at det er nokså liten gradient og lav hastighet på vannet i bekken. Dermed ligger det en god del mudder og finstoff som tetter hulrom i mellom eventuelt grovere substrat under (bilde 20). Der det er litt mer fart på vatnet er det litt mer variasjon og det er noe grovere substrat synlig.

Olaibøbekken er overført via et rør (med rist foran) gjennom en tilførselsveg til boligfelt ved Dale. Det er også et ventilsystem i nedre kant av røret som kan regulere vannføring nedstrøms denne. Ved siden av rista er det et flomløp som leder flomvann ut i Daleelva før rørgjennomføringa til ventilen (bilde 21).

87 NINA Rapport 1796

Bilde 20. Parti fra Olaibøbekken. Finsubstrat legger seg for en stor del over grovere substrat og dekker dette.

Bilde 21. Ved tilførselsveg til boligfeltet ved Dale er Olaibøbekken ført i et rør, med gitter foran og ventil på andre siden under vegen. Gitter til gjennomføring under veg til høyre og gitter før flomløp til venstre på bildet.

88 NINA Rapport 1796

Olaibøbekken renner etter hvert ut i Dassbekken ved boligfeltet ved Dale. Det er variabelt med lauvskog og gress som utgjør kantvegetasjonen langs bekken. Det er gode muligheter for fisk til å vandre fra Dassbekken og oppover Olaibøbekken, men luka i veigjennomføringa ved Dale (bilde 22) er et hinder for videre oppstrøms fiskevandring. Det vil også være nærmest umulig med fiskevandringer fra inntaket øverst fra Daleelva og til Olaibøbekken.

Bilde 22. Luke etter veigjennomføringa ved tilførselsveg til boligfeltet ved Dale.

Dassbekken (venstre side sett oppstrøms) Bekken kommer fra området ved boligfeltet ved Dale før den renner sammen med Olaibøbekken (bilde 23). Substratet i Dassbekken er mye av det samme som i Olaibøbekken med sannsynlig større stein som delvis er dekt med mudder og finere substrat, i tillegg til dødt organisk materiale og levende planter (bilde 24). Kantvegetasjonen varierer mellom lauvskog og gress etter sam- løpet med Olaibøbekken.

89 NINA Rapport 1796

Bilde 23. Samløp Olaibøbekken og Dassbekken. Olaibøbekken til høyre i bildet.

Bilde 24. Parti fra Dassbekken. Dassbekken har en del både dødt organisk materiale og levende planter.

90 NINA Rapport 1796

Nederst i Dassbekken er det et stort rør som krysser vegen og ut i Daleelva (bilde 25) . Dette fungerer som flomløp. Det er ei rist i øvrekant av denne. På utsiden mot elva er det ei gjennom- føring under vegen som er tenkt for at aure skal kunne passere der (bilde 26). Dersom denne fungerer så bør det være mulig for fiskevandringer fra Daleelva oppover Dassbekken til Olaibø- bekken, og videre opp til ventilen som er beskrevet for Olaibøbekken. Vi har tidligere funnet enkelte større aurer under elfiske i Dassbekken.

Bilde 25. Røret med rist foran utgjør flomløpet fra Dassbekken og ut i Daleelva. Passasje for oppvandring av fisk på venstre side av rista.

91 NINA Rapport 1796

Bilde 26. Utløpet av gjennomføringa som er tenkt for fiskevandringer fra Daleelva til Dassbekken litt til venstre for midten av bildet.

8.2 Generelle forslag til tiltak i sidebekker og kanaler.

Ved befaringen ble det identifisert at habitatkvaliteten er redusert i mange av lokalitetene. I flertallet av bekkene var det større eller mindre partier hvor finsediment og mudder dekker det opprinnelige bunnsubstratet og som reduserer områdenes egnethet for gyting og oppvekst av anadrom fisk. I disse områdene er det behov for opprenskning av bunnen med fjerning av mudder og annet finpartikulært substrat. I tillegg kan det være behov for ekstra tilførsel av gytesubstrat og egnet oppvekstsubstrat som større stein og røtter eller annen død ved. Hvor det er behov for ekstra tilførsler av substrat eller andre tiltak kan best vurderes i forbindelse med at det skjer en opprenskning av bunnen. Tverråna var den lokaliteten som framsto med best habitatkvalitet ved befaringstidspunktet gitt at finmaterialet som ble tilført ved raset i øvre del etter hvert fors- vinner på grunn av naturlig selvrensing.

De befarte bekkene og sideløpene hadde alle utløp til hovedelva som ser ut til å være egnet til både opp- og nedvandring av både ungfisk og gytefisk, i alle fall på den vannføringen som var under befaringen. Utformingen av vannforsyning og innløpene til sideløpene fra hovedelva derimot gjør det lite sannsynlig at fisk kan vandre inn i bekkene fra oversiden. Inntaket til Yngelbekk (T11-T13) består av en steinfylling med grov stein hvor det er usikkert om det er mulighet for innvandring fra oversida. Her vil det være relativt enkelt å etablere inntak som også gir vandringsmuligheter for fisk (se kapitel 6.1.4 i Pulg mfl. 2018 :Tiltakshåndbok for bedre fysisk vann- miljø). Vanninntaket til flere andre sideløp skjer gjennom kummer som er nedgravd i bunnen av hovedelva. Disse kummene har rister på toppen hvor innvandring av fisk synes tilnærmet umulig. I tillegg er ristene utsatt for å bli dekket med stein, kvister og andre tilførsler som kan gi redusert

92 NINA Rapport 1796 vanntilførsel til sideløpet i perioder. Det bør vurderes om det er mulig å flytte og endre på disse inntakene slik at vanntilførselen til bekkene sikres og at de gir vandringsmuligheter for fisk også fra oversiden. Et slikt tiltak bør i alle fall være mulig for de nedgravde inntakene på høyre side av elva sett oppstrøms (Yngelbekk ovenfor Lyngsteinlona og Gammelt sideløp ved T21), men om dette er mulig for inntakene på venstre side av elva (Vatningskanal 2 og Olaibøbekken) er mer usikkert. På høyre side av elva finnes det også gamle sideløp som er tørrlagt i dag. En åpning av ett eller flere av disse sideløpene kan gi økt oppvekstareal for anadrom fisk i vassdraget.

I en naturlig elv med sideløp vil det, i alle fall på høye vannføringer, være mulig for både ung fisk og gytefisk å vandre inn i sideløp også fra oversida. En slik toveis vandringsmulighet kan bidra til at produksjonskapasiteten til disse sideløpene blir bedre utnyttet. I tillegg kan sideløp med toveis vandringsmulighet bidra til at ungfisk får større mulighet til å vandre oppstrøms i Daleelva hvor de mange tersklene gjør at oppstrøms vandring av små ungfisk kan bli vanskeliggjort i selve hovedelva (jf kapittel 7).

Nedenfor er det listet opp flere mulige tiltak som kan bedre habitatkvaliteten og dermed legge til rette for økt produksjon av ungfisk i disse lokalitetene.

Habitattiltak • Opprensking av bunn og fjerning av mudder der det er nødvendig. • Gjøre tiltak slik at vannhastigheten kan økes noe i enkelte parti av noen lokaliteter. • Tilførsel av gytesubstrat og egnet oppvekstsubstrat for fiskeunger der dette mangler. • Sikre god kantvegetasjon i form av både kantskog og vegetasjon ellers.

Konnektivitet/fiskevandring • Sikre jevn og stor nok tilførsel av vann til aktuelle bekker og sideløp, også om vinteren. • Sikre vandringsmuligheter for både parr og gytefisk både gjennom innløp (der det er mulig) og utløp fra Daleelva. Sikre at det er vandringsmuligheter for gytefisk langs hele sideløpet eller bekken.

Økt oppvekstareal • Vurdere om det er mulig å åpne opp og tilføre vann til ett eller flere gamle sideløp som er tørrlagt i dag, uten at dette påvirker vannføring og vanndekt areal i hovedelva negativt.

Det er forventet at habitattiltak i form av opprensking av bunn i bekkene, utlegg av gytesubstrat og egnet oppvekstsubstrat må gjentas med visse mellomrom. Hvis det er mulig å få sikret stabilt høyere vannvolum og vannhastighet, kan en trolig oppnå bedre selvrensing av bekkebunnen slik at tiltakene har lengre varighet før de må gjentas.

93 NINA Rapport 1796

9 Effekter av nytt kraftverk og manøvreringsreglement

Eiriksdal kraftverk har en større slukeevne enn tidligere K2 og i den nye konsesjonen er det stilt krav til en høyere minstevannføring både i sommer og vinterperioden. Perioden med sommer- vannføring har også blitt utvidet til å gjelde fra 1.mai til 31.oktober mot tidligere 1. juni-15. september. Samlet gjør dette at mer av tilsiget nå utnyttes i Eiriksdal kraftverk og gir høyere vann- føring i Daleelva. I konsekvensutredningen (Johnsen mfl. 2005) ble økt vanntilførsel vurdert som positivt for smoltproduksjonen og oppgangen av voksen fisk. Johnsen mfl. (2005) påpekte imidlertid at konklusjonene var avhengig av at vanntemperaturen ikke ble vesentlig endret og at for raske nedkjøringer av vannføringen kunne redusere den potensielle gevinsten i smoltproduksjon.

I manøvreringsreglementet for Eiriksdal kraftverk (Kgl.res. 19.12.2008) pkt. 2 er det gitt følgende bestemmelse mhp. nedkjøring av kraftverket: "Alle vannstandsreduksjoner i Daleelva skal skje med maksimalt 13 cm/t, målt ved et egnet målepunkt i elva og nedstrøms målepunktet for vass- føringen i samråd med miljøvernmyndighetene. Grensen for vannstandsvariasjoner skal evalueres innenfor en 5 års periode etter at kraftverket er satt i drift. Den maksimale vannstandsvariasjonen kan endres dersom evalueringen viser at grensen har medført, eller vil kunne medføre alvorlige strandingsproblemer for fisk eller andre bunndyr. Ved fastsettingen av den endelige grensen for vannstandsreduksjonen skal også konsekvensene for driften av kraftverket tillegges vekt."

Som en del av analysen med kartlegging av mulige flaskehalser for produksjonen av laks og aure i Daleelva, vil vi i dette kapittelet undersøke hvordan Eiriksdal kraftverk driftes med fokus på raske vannstandsreduksjoner. Vi foretar en forenklet klassifisering basert på metoden i hånd- boka «Miljøvirkninger av effektkjøring: Kunnskapsstatus og råd til forvaltning og industri» (Bak- ken mfl 2016). I tillegg undersøker vi om hastighetene på vannstandsreduksjonene i elva har vært innenfor 13 cm per time basert på loggere med høy loggefrekvens. Til slutt i kapitelet tar vi for oss vanntemperaturen i elva for å vurdere i hvilken grad denne virker begrensende produksjonen.

9.1 Datamateriale og beregningsmetoder

I Daleelva og Gautingsdalselva er det tre aktive målestasjoner for måling av vanntemperatur med data tilbake til 2005 (to øverste vist i figur 9.1). Temperaturdata fra målestasjonene er lastet ned fra NVE sitt arkiv Hykval i databasen Hydra II. Alle seriene er logget med timesoppløsning.

I forbindelse med byggingen av Eiriksdal kraftverk, ble tre nye målestasjoner etablert av Stat- kraft: Randtangen og Tverråna for måling av vannføring og Vetletrøa for måling av vannstand (figur 9.1). Før disse ble satt opp, har det ikke vært målt vannstand eller vannføring i vassdraget utover at driftsvannføringen ved kraftverket K2 som hadde utløp 150 m oppstrøms Eiriksdal kraftverk ble målt og logget.

Kravet til at vannføringsendringer ikke skal overstige 13 cm pr. time er knyttet til Vetletrøa måle- stasjon. Data fra denne stasjonen fjernoverføres til regionsentralen i Gaupne som styrer kraftverkene. Målinger ved Randtangen sammen med Tverråna målestasjon, overvåker at kravet til minstevannføringen overholdes. Konsesjonskravet til minstevannføring gjelder nedstrøms sam- løpet mellom Tverråna og Daleelva.

94 NINA Rapport 1796

Tverråna Gautingsdalselva Eiriksdal krv

Randtangen

Daleelva ndf Eiriksdalselva

Vetletrøa

Logger 101

Logger 102

Figur 9.1. Målestasjoner nederst i Gautingsdalselva og i Daleelva nedstrøms samløpet med Eiriksdalselva. Stasjonene har logging av vannføring (●), vannstand (●) og vanntemperatur (●). Det er i tillegg en temperaturlogger ved utløpet av Daleelva like nedstrøms samløpet med Hål- andselva.

Statistikk over episoder med raske vannføringsendringer baserer seg på dataseriene for drifts- vannføring ved Eiriksdal kraftverk. Dette er data logget på timesintervall. Informasjon om når på året og døgnet det er nedkjøringer, danner et grunnlag for å vurdere potensialet for skade på bestanden (tabell 9.1). I 2013 ble det også lagt ut to vannstandsloggere som har 10 minutters loggeintervall (figur 9.1Data fra disse loggerne gjør det mulig å evaluere senkningshastigheten ved nedkjøringer noe lengre ned i vassdraget enn målepunktet Vetletrøa. I tillegg er data fra disse loggerne benyttet til å karakterisere senkningshastighet i forbindelse med klassifiseringen av påvirkning på elveøkosystemet som følge av effektkjøring (se tabell 9.1).

95 NINA Rapport 1796

Tabell 9.1. Klassifiseringstabell for vurdering av hvor stor påvirkning effektkjøring har for elve- økosystemet (kopiert tabell 5.2. fra Bakken mfl. 2016).

Definisjon av episode med rask vannføringsendring Hvor stor eller hvor rask en endring i vannføring skal være for at det skal defineres som en episode, blir en skjønnsmessig vurdering. Vi har definert en episode med rask endring av vann- føringen basert på to parametere:

1) registrert endringshastighet i vannføring, |∆Q/∆t|, er større enn en bestemt grenseverdi, rlim 2) samlet endring i vannføring |∆Qtot| over en periode som oppfyller 1) er større enn en bestemt terskelverdi, dQlim Grenseverdiene ble bestemt ved en interaktiv prosess basert på visuell inspeksjon, hvor målet er å fange opp nedkjøringer av en viss størrelse. Metoden er en noe forenklet versjon av den som er beskrevet av Sauterleute & Charmasson (2014). Det ble laget et script i programpakken R for å gjøre beregninger, bestemme egnede grenseverdier og definere episodene. De to gren- 3 3 severdiene ble satt til rlim= 0,64 m /s per time (tilsvarer 0,05*dQ/dtmax) og |∆Qtot|=8,5 m /s (tilsvarer halvparten av maksimalverdien til målt driftsvannføring).

9.2 Vannføringen i Daleelva

Vi har ikke målinger av vannføring i Daleelva før opprettelsen av målestasjonen ved Randtangen i september 2013. I 2014 var loggeren ute av drift det meste av sesongen. Fra oktober 2014 og fram til september 2019, har vannføringen nedstrøms kraftverket (gitt som døgnmiddel) i hovedsak variert mellom minstevannføring og maksimal driftsvannføring, med unntak av flomperioder (figur 9.2). Svingningene er knyttet til produksjonstilpasninger over døgnet med variabel lengde på periodene med høy og lav produksjon (se avsnitt 9.3). Gjennomsnittlig døgnmiddelvannføring over hele vintersesongen (1. november-30. april) har variert mellom 5,7 og 9,1 m3/s (henholdsvis vinteren 2018-19 og 2014-15). Over hele sommersesongen har gjennomsnittlig døgnmiddel-

96 NINA Rapport 1796 vannføring for perioden 2015-2018 variert mellom 9,5 og 15,5 m3/s. I årene 2015-2017 har laveste ukesmiddel vannføring forekommet i siste uka av april og vært mellom 1,5 og 1,9 m3/s. I 2018 og 2019 var laveste ukesmiddelvannføring 1,5 og 2,6 m3/s og forekom henholdsvis i må- nedsskiftet mars/april og i januar (fremgår også av figur 9.2).

Figur 9.2. Vannføring (døgnmiddelverdier) ved Randtangen målestasjon nedenfor Eiriksdal kraftverk, sammen med krav om minstevannføring (--) nedstrøms samløpet med Tverråna og maksimal driftsvannføring (--, 16 m3/s) ved Eiriksdal kraftverk

97 NINA Rapport 1796

9.3 Driftsvannføring og effektkjøring ved Eiriksdal kraftverk

Eiriksdal kraftverk har en slukekapasitet på 16 m3/s. Kraftverket driftes i hovedsak med en døgn- variabel vannføring fra 1,5-2 m3/s og opp til slukekapasiteten om vinteren og fra 5,5-6,5 m3/s og opp til slukekapasiteten om sommeren (figur 9.2, 9.3 og vedlegg 9.2). Hvor lenge produksjonen holdes høy varierer i stor grad og tilsvarende hvor lenge produksjonen er lav før den igjen økes (figur 9.4 og vedlegg 9.2).

Figur 9.3. Fordeling av registrerte timesverdier for driftsvannføringen ved Eiriksdal kraftverk i perioden 1.8.2014 – 31.7.2019.

Figur 9.4. Eksempel på døgnvariabel driftsvannføring ved Eiriksdal kraftverk (-) og vannstanden målt på Vetletrøa en time senere (--). Markert med røde punkter er starten på episoder med raske reduksjoner i vannføring i henhold til vår definisjon av nedkjøringsepisoder.

98 NINA Rapport 1796

Når driftsvannføringen skal reduseres, gjøres det typisk over noen timer, mens endringen opp til maksimal produksjon gjøres raskt (figur 9.5).

7.- 9. september 2016

170

165

160

Vannstand(cm)

155

Vannføring (m3/s) Vannføring

150

6 145 07 08 09 10

Dag

Figur 9.5. Eksempel på døgnvariabel driftsvannføring ved Eiriksdal kraftverk (-) og vannstanden målt på Vetletrøa en time senere (--). Markert med røde punkter er starten på nedkjøringsepiso- der (> 8,5 m3/s). Svarte punkter indikerer målte timesverdier ved kraftverket.

9.3.1 Episoder med rask nedkjøring

I årene 2015-2018 har antallet nedkjøringsepisoder (over 8,5 m3/s) i løpet av et år vært mellom ca. 70 og 160 (tabell 9.2, figur 9.6). Det er flest nedkjøringsepisoder i vintermånedene desember til februar og færrest i juni og juli (tabell 9.2 og figur 9.7).

Tabell 9.2. Antall episoder med nedkjøringer over 8,5 m3/s ved Eiriksdal kraftverk i perioden 1.8. 2015-21.7. 2019 fordelt på år og måned.

År Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sept Okt Nov Des Sum per år 2014 0 0 0 6 2 - 2015 13 7 4 4 0 4 1 0 1 2 14 18 68 2016 16 16 16 11 24 8 2 14 15 22 6 9 159 2017 6 13 0 22 5 7 4 3 6 0 8 16 90 2018 24 14 9 6 6 1 5 15 9 5 12 17 123 2019 15 12 13 20 4 1 1 - Sum 2015-2018 59 50 29 43 35 20 12 32 31 29 40 60 440

Ser en på andel dager det er raske nedkjøringer i årene 2015-2018, så ligger den i vinterhalvåret (november-april) mellom 30 og 42% og i sommerhalvåret (mai-oktober) mellom 4 og 39%. Fre- kvensen 25-40% klassifiserer til stor påvirkning og 10-25% til moderat påvirkning (tabell 9.1).

99 NINA Rapport 1796

Det er flest nedkjøringer mellom klokka 18 og 24, men også noe på dagtid mellom klokka 9 og 12 (figur 9.7). Vi klassifiserer nedkjøringen til stor verdi (irregulært i perioder) i henhold til tabell 9.1. Fra august til januar er det hovedsakelig mørkt under nedkjøringene, mens det er en vesentlig andel som skjer under dagslys ellers i året (figur 9.8). Dette klassifiseres til svært stor verdi under påvirkningen for tidspunkt (tabell 9.1).

100 90 80 70 60 50 40 30 20 Antall nedkjøringsepisoder Antall 10 0 2014/2015 2015/2016 2016/2017 2017/2018 2018/2019

Figur 9.6. Antall nedkjøringsepisoder (> 8,5 m3/s) i vinterhalvåret (1.11-30.4.) ved Eiriksdal kraftverk.

90 80 70 60 50 40 30 20 10

Antall nedkjøringsepisoder Antall 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 Starttime for nedkjøring

Figur 9.7. Tidspunkt (timen) for nedkjøring (> 8,5 m3/s) ved Eiriksdal kraftverk i perioden 2014- 2018.

100 NINA Rapport 1796

70 Dag 60 Tussmørke 50 Natt

10 Antall nedkjøringsepisoder Antall

0 Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sept Okt Nov Des

Figur 9.8. Lysforhold under episoder med rask nedkjøring (> 8,5 m3/s) ved Eiriksdal kraftverk fordelt på måneder i perioden 2015-2018.

Hvor store svingningene i vannføring blir i elva nedstrøms kraftverket er, i tillegg til størrelsen på nedkjøringen, avhengig av vannføringen i Gautingsdalselva og tilførselen fra Eiriksdalselva og andre sidebekker. Med utgangspunkt i vannføringen ved Randtangen, kan en finne vannføring før (Qs) og etter nedkjøring (Qe) og deretter estimere amplituden (Qs/Qe, figur 9.9). I vintermå- nedene ligger 90-persentilen til amplituden mellom 10 og ca. 14, noe som klassifiserer til svært stor påvirkning. I sommermånedene ligger 90-persentilen under verdien 3, noe som betegnes som moderat verdi. Samlet for hele perioden er 90-persentilen rundt 12.

20 25 Qs/Qe (90-persentil) 18 Qs (medianverdi) 16 Qe (medianverdi) 20 14 12 15 10

8 10 Amplitude 6 4 5 2 0 0

Figur 9.9. Medianverdi av vannføringen ved Randtangen ved start på definerte nedkjøringsepi- soder (Qs) og estimert verdi etter nedkjøringen (Qe), sammen med 90-persentilen til ratioen Qs/Qe.

9.3.2 Hastighet på senkningen i vannstanden

Vi vil i denne delen først se på om vannstandsendringene i elva er i henhold til manøvrerings- reglementet. Deretter ser vi på mer typiske nedkjøringsforløp og hvordan disse klassifiseres i henhold til tabell 9.1.

101 NINA Rapport 1796

Krav i konsesjonen til Eiriksdal kraftverk I henhold til manøvreringsreglementet skal vannstandsreduksjoner i elva skje med maksimalt 13 cm/t, dvs. målt over en time skal senkningen være maksimalt 13 cm. Som følge av dette reduseres driftsvannføringen vanligvis trinnvis over flere timer ved nedkjøring av kraftverket.

Kravet til maksimal vannstandsendring per time er knyttet til Vetletrøa målestasjon, men tidsserien over vannstandsendringer på denne stasjonen er kun lagret med times-oppløsning og er dermed ikke like egnet til å verifisere i hvilken grad kravet overholdes.

Analyser av målingene fra den nederste vannstandsloggeren (logger 102) viser at vannstandsreduksjonene der i hovedsak er saktere enn 13 cm/t, men at det har vært en del tilfeller hvor reduksjonen i vannstand skjer raskere (figur 9.10 og tabell 9.3 og vedlegg 9.4a), spesielt de første årene etter oppstarten. I 2015 og 2016 finner vi 18 tilfeller hvert år hvor hastigheten var raskere (> 13,2 cm/t), mens det bare var to tilfeller hvert år i 2017 og 2018, og fram til 9. april er det registrert et tilfelle i 2019. Sammenliknet med det totale antall nedkjøringsepisoder estimert fra dataene for driftsvannføring (tabell 9.2), så utgjorde dette 26% og 11% av episodene i 2015 og 2016, og ca. 2% av tilfellene i 2017 og 2018.

Analyser av dataene fra den andre loggeren med høy tidsoppløsning (logger 101) verifiserer disse funnene, men pga. mye raske fluktuasjoner i målte verdier må dataene fra denne loggeren filtreres og gir ikke samme nøyaktighet. Analyser basert på data med timesoppløsning fra Vetle- trøa viste vesentlig færre episoder med vannstandsreduksjoner over 13 cm/t enn analysene basert på logger 102 (henholdsvis 19 og 58 tilfeller). Senkningshastigheten i cm/t beregnet ved Vetletrøa var gjennomgående noe lavere enn de beregnet ved logger 102 (vedlegg 9.4b).

November 2018

110

100

Vannstand(cm)

-10

Vannstandsendring[cm/t]

-20

80 -30

18:00 19:00 20:00 21:00 22:00 23:00 00:00

Tid

Figur 9.10. Et eksempel fra 29. november 2018 hvor vannstandsendring per time (svart kurve og punkter) overskrider 13 cm/t ved den nederste loggestasjonen (logger 102). Punktene på kurven med vannstand (blå) viser målte verdier hvert 5. minutt, mens punktene på kurven for endring viser differansen mellom målt verdi på samme tidspunkt og verdien en time tidligere.

102 NINA Rapport 1796

Tabell 9.3. Antall tilfeller hvor vannstandsreduksjon har vært større enn 13 cm per time beregnet fra logger 102 i perioden fra 13.9.2013 kl. 12 til 9.4.2019 kl. 8. Andel av året Største hastighet Median has- År med data Antall tilfeller [cm/t] tighet [cm/t] 2013 30 % 10 -30 -15 2014 96 % 7 -19 -15 2015 100 % 18 -22 -15,5 2016 81 % 18 -28 -14 2017 98 % 2 -15 -14,5 2018 94 % 2 -19 -18,5 2019 27 % 1 -14

Klassifisering av senkningshastigheten på hele nedkjøringsforløpet I klassifiseringen gitt i tabell 9.1, beregnes senkningshastigheten (P1) fra tidspunktet der vannstandsendringen starter til 90 % av vannstandsreduksjonen er fullført. Dette tilsvarer gjennomsnittlig senkningsrate for hele (eller 90 % av) forløpet. Hvis vi ser på typiske senkningsforløp om vinteren (figur 9.11a), så har disse, i henhold til definisjonen over, en senkningshastighet på rundt 7 cm/t, noe som anses som moderat påvirkning. Nedkjøringene om sommeren er ikke like store (figur 9.11b) og har typisk en hastighet på rundt 5 m3/s, noe som tilsvarer grenseverdien for liten og moderat påvirkningsverdi (tabell 9.1).

Figur 9.11. Eksempler på vannstandsdata fra logger 102 som viser nedkjøringer om a) vinteren (øverste panel) og b) sommeren (nederste panel). Punktene på kurven viser målte verdier hvert 5. minutt og røde stiplede linjer illustrerer nivået ved starten på nedkjøringer og ved fullført endring.

103 NINA Rapport 1796

Konklusjon senkningshastighet Analysene av loggerdata med høy oppløsning viser at vannstandsreduksjonene i hovedsak er saktere enn 13 cm/t, men at det har vært en del tilfeller hvor reduksjonen i vannstand skjer raskere, spesielt de første årene etter oppstarten av kraftverket.

Gjennomsnittlig senkningshastighet for 90 % av nedkjøringsforløpet, er imidlertid vesentlig lavere enn kravet til maksimal hastighet, spesielt om sommeren. Hvis en maksimal senkningshastighet på 13 cm/t ikke overstiges og samlet nedkjøring fortsetter å tas like gradvis, anser vi strandingsfaren for ungfisk som moderat eller liten.

9.3.3 Samlet vurdering av effektkjøring

Følges en tilsvarende vektlegging av samlet påvirkning på elveøkosystemet som anbefalt i Bak- ken mfl. (2016), er denne gitt ved produktet av verdien for senkningshastighet og tørrlagt areal, mens de andre verdiene legges til (se tabell 9.1). Dette gjør at høye verdier på senkningshastighet og tørrlagt areal gir større utslag for samlet vurdering.

Vi har ikke eksakte beregninger av vanndekt areal, men har gjort en vurdering basert på flyfoto og fotografier (vedlegg 9.5). Reduksjonen i vannbredde fra ca. 14 m3/s til minstevannføring (1,5 m3/s) gir en reduksjon i vanndekt elvebredde på ca 30% i et område uten terskler og ca. 13% i områder med terskler. Hvis vi antar at ca. 3/4 av elva er påvirket av terskler, gir dette en anslag på ca. 17% reduksjon i vanndekt areal ved en endring fra 14 m3/s til minstevannføring. Median- verdiene for vannføring før og etter nedkjøring om vinteren, ligger på ca. 13 m3/s og 2 m3/s (figur 9.9). Dette vil da gi en noe mindre reduksjon i vanndekt areal, men uansett vil reduksjonen ligge i intervallet 10-20 %, som klassifiserer til stor påvirkning for reduksjon i vanndekt areal (tabell 9.1). I sommerhalvåret er medianverdiene før og etter nedkjøring på 14 m3/s og ca. 6 m3/s. Hvis vi antar en lineær sammenheng mellom vannføring og vanndekt areal (elvebredde), så anslår vi at dette gi en reduksjon i vanndekt areal på 5-10%, noe som tilsvarer klassen moderat påvirkning (tabell 5.1).

Samlet påvirkning av effektkjøring får dermed verdi 19 om vinteren, noe som kategoriseres til stor påvirkning (tabell 9.4). I sommerperioden får en samlet påvirkningsverdi 12-13 som tilsvarer kategorien moderat.

Tabell 9.4. Oppsummering og samlet vurdering av påvirkningsgrad på elveøkosystemet som følge av effektkjøring i Daleelva om vinteren og sommeren.

Vinter Sommer Påvirkningsfaktor Kriterium Verdi Kriterium Verdi Senkningshastighet 5-13 cm/t 2 5-13 cm/t 1-2 Tørrlagt areal 10-20 % 3 5-10 % 2 Amplitude > 5 4 1,5 - 3 2 Frekvens 25-40% % 3 10-25 % 2 Fordeling Irregulært i perioder 3 Irregulært i perioder 3 Tidspunkt I dagslys om vinteren 4 Sommer og høst 2 Samlet verdi 19 12-13 Samlet kategori Stor Moderat

104 NINA Rapport 1796

9.3.4 Diskusjon

Manøvreringsreglementet I henhold til manøvreringsreglementet skal vannstandsreduksjoner i elva skje med maksimalt 13 cm/t, dvs. målt over en time skal senkningen være maksimalt 13 cm. Dette kravet til maksimal vannstandsendring per time er knyttet til Vetletrøa målestasjon, men tidsserien over vannstandsendringer på denne stasjonen er kun lagret med times-oppløsning og er dermed ikke like egnet til å verifisere i hvilken grad kravet overholdes (se kommentar fra Statkraft nedenfor). Analyser av målingene fra den nederste vannstandsloggeren med 5. min tidsoppløsning (logger 102), som ligger nedstrøms Vetletrøa, viser at vannstandsreduksjonene der i hovedsak er saktere enn 13 cm/t, men at det har vært en del tilfeller hvor reduksjonen i vannstand skjer raskere, spesielt de første årene etter oppstarten av kraftverket. Når vi undersøker dataloggen fra Vetletrøa finner vi vesentlig færre tilfeller med vannstandsreduksjoner raskere enn 13 cm/t. Dette er forventet ut fra tidsoppløsningen, men kan også kan skyldes forskjeller i vannføringskurve (forhold mellom vann- føring/vannstand) på de to lokalitetene.

Statkraft opplyser følgende om den operative håndteringen av kravet til maksimal hastighet på vannstandssenkninger gitt i manøvreringsreglementet:

"Miljødirektoratet godkjente målepunkt for vannstandsendringer til Vetletrøa (se figur 9.1) som del av NVEs godkjenning av detaljplaner for Eiriksdal kraftverk. Det ble også stilt krav om vann- standslogging på to punkt nedstrøms Vetletrøa (figur 9.1). For vannstandsloggeren Vetletrøa har Statkraft i vårt innsamlingssystem SMG dessverre kun lagret tidsserie med times-oppløse- lighet. For de to manuelle vannstandsloggerne nedstrøms foreligger tidsserier med 5 minutters oppløselighet. NINA har i analysene benyttet data fra alle tre loggerne.

Operativt har Statkraft planlagt og overvåket oppfølging av minstevannføringskravet og nedkjø- ringsrestriksjonen fra Regionsentralen i Gaupne. Nedkjøringsrestriksjonen ligger inne som krav i modellen for planlegging av kjøring av Eiriksdal kraftstasjon, og skal sikre at kravet om mindre enn 13 cm/time ved Vetletrøa målepunkt overholdes. Ved utfall i nettet eller stasjonen har en sjekket dette opp mot data fra vannstandsloggeren Vetletrøa som kontinuerlig overføres til regionsentralen. Det har i Statkrafts avvikssystem ikke blitt registrert brudd på nedkjøringsrestrik- sjonen i disse årene. At analysene av data fra vannstandsloggerne i elva nå viser at en allikevel har hatt brudd på restriksjonen kan forklares ut fra flere faktorer:

• Måleusikkerhet ved utstyret. • Frekvensregulering i kraftsystemet gir endringer i effekt for å holde nettstabiliteten. Denne ukontrollerbare reguleringen er man pålagt av systemoperatør (Statnett). • Regulerkraft effektuert, der en utilsiktet ikke har tatt nok høyde for kravet til vannstandsreduksjon. • Ikke forutsett fall i lokaltilsig – som derfor ikke er tatt høyde for i plan for nedkjøringen.

Statkraft innser etter gjennomgang av NINAs vannstandsanalyser at dagens håndtering av ned- kjøringsrestriksjonen har en svakhet i manglende automatiserte kontrollfunksjoner i operativ drift. Det ble etablert system for overvåking av kravet ved oppstart av kraftverket. En noe glattet måling av endringene siste timen (som skal filtrere bort effekten av bølger i elven) blir utført hvert 10. minutt. Disse målingene viser ikke brudd på kravet. Videre ble det etablert en alarm til Region- sentralen ved målt brudd på kravet. Det har ikke kommet noen slik alarmer til Regionsentralen. Basert på verdiene man nå ser av loggerne plassert nedstrøms, vil man nå foreta en gjennomgang av dette utstyret og sjekke om alle funksjonene fungerer etter intensjonen. Dette er teknisk krevende å få til, og som regulant skulle man gjerne sett at myndighetene hadde utarbeidet en rettleder. Det er første gangen vi som regulant møter dette kravet og ser derfor et behov for å forbedre denne oppfølgingen."

105 NINA Rapport 1796

Det er ikke noen sterke indikasjoner i våre ungfiskdata på at grensen for vannstandsvariasjonen ved nedkjøring gitt av manøvreringsreglementet har medført alvorlige strandingsproblemer for fisk (jf. formuleringene i manøvreringsreglementet). Gjennomsnittlig senkningshastighet ved typisk drift av kraftverket, beregnet for 90 % av nedkjøringsforløpet, er vesentlig lavere enn kravet til maksimal hastighet, spesielt om sommeren. Hvis en maksimal senkningshastighet på 13 cm/t ikke overstiges og samlet nedkjøring fortsetter å tas like gradvis, anser vi strandingsfaren for ungfisk ved typisk drift som moderat eller liten.

Vi har ikke spesifikt vurdert mulige konsekvenser av de tilfellene hvor vannstandsendringene ved målepunktet noe nedstrøms Vetletrøa var raskere enn 13 cm per time. I de aller fleste av disse tilfellene var maksimal senkningshastighet mellom 13-20 cm/t, noe som ifølge klassifiseringssystemet utgjør en økning fra moderat risiko til stor risiko for stranding. I noen få tilfeller har det vært nedkjøringer med en hastighet på over 20 cm/t noe som innebære ytterligere økt risiko. En spesifikk vurdering av risiko og mulige konsekvenser av disse episodene måtte ha tatt hensyn til at strandingsrisiko er avhengig av elvebreddens helning og habitatkvalitet i de områdene som tørrlegges ved nedkjøring. Dessuten vil senkningshastighetene kunne avta med avstand fra kraftverksutløpet.

Effektkjøring Raske vannstandsendringer kan ha negative konsekvenser for laks og sjøaure på ulike livssta- dier. Fare for stranding på grunn av rask senkning av vannstanden, er den mest åpenbare risikoen. Det er spesielt yngel og små parr som er sårbare for dette, siden de utnytter grunnere partier langs elvebredden og elvebanker (Hayes mfl. 2019). Den første tiden etter swim-up er yngelen spesielt sårbar for fluktuasjoner i vannføring, både på grunn valg av habitat, men også fordi de har dårligere svømmeevne. På dette livsstadiet vil en rask økning i vannføring kunne medføre at de blir tatt av strømmen og ført lengre ned i elva. På parrstadiet er det også vist at raske fluktuasjoner i vannstanden kan medfører lavere vekst og redusert fettlagring (Puffer mfl. 2015), noe som teoretisk kan medføre redusert vinteroverlevelse og økt smoltalder.

Det er også forventet at effektkjøring vil påvirke adferden til voksen laks under gyteperioden. I tillegg til egnet substrat, må også vannføring og vanndybde være innenfor et visst område. Om- råder som er godt egnet for gyting ved 1,5 m3/s, kan f.eks. ha for høy vannhastighet ved 16-17 m3/s. I en studie over to år i Daleelva i Vaksdal (Vollset mfl. 2016) fant de at laksen avbrøt gyteadferden når vannføringen ble lav under effektkjøring, men kom raskt tilbake og gjenopptok aktiviteten når vannføringen økte igjen. Det er derfor mulig at dagens effektkjøring i Daleelva kan forsinke og muligens forlenge varigheten av gyteperioden, men vi antar at gytingen trolig blir gjennomført i samme grad som før.

Rask oppkjøring inngår ikke i klassifiseringssystemet, dels fordi det er mindre kunnskap om hvilke konsekvenser dette kan ha. Vannstandsøkningen i de øvre delene av Daleelva skjer ofte fra lav vannstand ved minstevannføring til høy vannstand ved maksimal vannføring innenfor log- gerintervallet på fem minutter. Om sommeren går da vannføringen fra rundt 6,5 m3/s til 17 m3/s og det er en mulighet at dette kan være problematisk for yngelen hvis dette skjer de første ukene etter swim-up. I 2016 var det mange episoder med ned- og oppkjøring i august og dette sammenfaller med en svak årsklasse som ikke kan relateres til lav sommertemperatur. I 2018, som var et år med god rekruttering, så var det også mange ned- og oppkjøringer i august, men da var estimert swim-up to uker tidligere sammenliknet med 2016.

Våre feltdata er for sparsomme til å kunne vurdere den kvantitative effekten av kjøremønsteret på fiskebestandene i Daleelva. Vi har seks års data på ungfiskens tetthet og romlige fordeling i elva etter at det nye kraftverket kom i drift. Vi har imidlertid bare en feltrunde per år og det er flere alternative mulige faktorer enn kjøremønsteret alene som kan bidra til å forklare den variasjonen i tetthet og årsklassestyrke mellom år som vi finner hos laksunger i Daleelva (se kapittel 4). Bestanden av laksunger i Daleelva har økt noe etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift, men i to år, 2015 og 2016, var rekrutteringen av laksunger svak. Rekrutteringen var derimot god i 2013,

106 NINA Rapport 1796

2014 og i 2017-2019. Redusert rekruttering har altså forkommet i bare noen av årene Eirksdal kraftverk har vært i drift.

Vi kan ikke kvantifisere hvor stor påvirkning effektkjøring har hatt på fiskebestandene i Daleelva. Basert på resultatene fra klassifiseringen av påvirkningsgrad på elveøkosystemet, er det imidlertid sannsynlig at effektkjøring er en av flere påvirkningsfaktorer som påvirker fiskebestandene i vassdraget negativt.

9.4 Vanntemperaturen i Daleelva

Temperaturen i vassdraget er generelt lav (figur 9.11 og vedlegg 9.1a,b). Lav vanntemperatur i elva har stor betydning for laks- og aureungenes vekstrate og gjør også at yngelen klekkes seint, noe som gir en spesielt kort vekstsesong den første sommeren.

Figur 9.11. Gjennomsnittlig vanntemperatur i Daleelva nedstrøms Eiriksdalselva før oppstart av Eiriksdal kraftverk ( ̶ ) og etterpå når året 2015 er inkludert ( ̶ ) og uten 2015 (--).Temperaturgren- sen for positiv vekst hos laks- og ørretunger er antatt å være rundt 6 grader (--).

I perioden 2014-2018 har det vært relativt store variasjoner i vanntemperatur i sommerhalvåret fra år til år, og 2015 skiller seg ut med en spesiell sein vår (vedlegg 9.1a). Hvis vi sammenlikner gjennomsnittlig vanntemperatur i årene før og etter bygging av Eiriksdal kraftverk (figur 9.11), så er det små forskjeller i perioden oktober-april. På andre tider av året kan det ha skjedd noen endringer, men det er vanskelig å konkludere om størrelsen på disse på grunn av få års data både før og etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift. Størrelsen på endringene er også noe avhengig av hvordan en sammenlikner vanntemperaturen før og etter. Hvis en bruker median daglig vanntemperatur til å beregne middeltemperatur for ulike måneder (inkludert 2015) har det blitt kaldere

107 NINA Rapport 1796 både i juli og august. Hvis en holder 2015 utenfor analysen er det bare i august at temperaturen er blitt lavere og da med om lag 1 grad lavere gjennomsnittstemperatur denne måneden. Hvis en bruker gjennomsnittlig daglig temperatur (uten 2015) så har det også blitt om lag 1 grader kaldere i august.

Vannføringen i Daleelva har økt etter at Eiriksdal kraftverk ble satt i drift, og temperaturen i elva er derfor i større grad styrt av vanntemperaturen i Høgsvatnet. I manøvreringsreglementet for kraftverket er det også krav om sommervannføring (6 m3/s) fra 1. mai-30 oktober, mens det tidligere K2 hadde krav om sommervannføring (5 m3/s) fra 1. juni-15. september. Både høyere driftsvannføring og tidligere oppstart med sommervannføring forventes å gi lavere temperaturer om våren. Høyere driftsvannføring er også en sannsynlig forklaring på lavere temperatur om sommeren etter at det nye kraftverket kom i drift.

9.4.1 Tidspunkt for når yngelen kommer opp av grusen («swim-up»)

Basert på måleseriene for temperaturen i Gautingsdalselva (nedstrøms utløpet fra Eiriksdal kraftverk) og Daleelva (like nedstrøms Eiriksdalselva og nederst ved utløpet av elva), har vi estimert tidspunktet for klekking og eksogent fødeopptak, dvs. når plommesekken er brukt opp og yngelen kommer opp av grusen. Dette er en periode hvor yngelen er spesielt sårbar for høy vannfø- ring og kan også indikere år med kort vekstsesong for yngelen.

Tidspunkt for klekking og swim-up av lakseyngel er beregnet etter Crisp (1988) sine utviklings- modeller. For hvert år med data på vanntemperaturer, har vi beregnet tidspunkt for klekking og swim-up når gyting skjer ved forventet dato, ved tidlig gyting (14 dager før) og ved sein gyting (14 dager etter). Typisk dato for gyting i Daleelva i et normalår, ble satt til 15. november, basert på hva som har vært vanlig stryketidspunkt da klekkeriet var i drift (Harald Løland pers. meld).

Basert på disse beregningene, finner vi at lakseyngelen i nedre deler av elva vanligvis klekkes i starten av april og har swim-up i siste halvdel av juni/begynnelsen av juli. I øvre deler av Daleelva er klekking og swim-up vanligvis 1-2 uker senere (figur 9.12). Året 2015 skiller seg ut med en spesielt sein swim-up (figur 9.12, figur 9.13). I øvre deler av vassdraget kom ikke yngelen opp av grusen før mot slutten av august. Dette var også et år med høy vannføring i samme periode, slik at en vil forvente at yngelen både er liten og få i antall dette året.

Figur 9.12. Estimert tidspunkt for a) klekking og b) swim-up av laks som antas å gyte 15.november i Daleelva basert på temperaturdata fra de tre målestasjonene i vassdraget.

Sammenliknes estimert tidspunkt for klekking og swim-up i perioden før og etter oppstarten av Eiriksdal kraftverk, finner vi ingen signifikante forskjeller (two-sample t-test, t < 1,8, p > 0,14). Vi

108 NINA Rapport 1796 har imidlertid bare estimerte verdier for 4-5 år både før og etter byggingen, så grunnlaget for å konkludere er sparsomt.

Figur 9.13. Vannføringen (døgnmiddel) målt ved Randtangen i 2015-2018 sammen med estimert tidspunkt for swim-up i nedre deler ( ̶ ) og i øvre deler av Daleelva ( ̶ ) når gytingen skjer 15. november. Stiplede linjer indikerer estimerte tidspunkt ved tidlig gyting (14 dager før) og sein gyting (14 dager etter).

9.4.2 Størrelse og vekst vs vanntemperatur

Gjennomsnittsstørrelsen for årsyngel av laks har variert fra 31 mm i 2015 til 50 mm i 2006 (figur 9.15). Det foreligger målinger av vanntemperatur om sommeren i Daleelva for 13 år i perioden 2005-2019. Disse målingene viser at 2006 og 2015 var henholdsvis den varmeste og kaldeste sommeren som er målt i Daleelva i denne tidsserien.

Det var en signifikant sammenheng mellom gjennomsnittlig sommertemperatur (snitt for juli og august) og størrelsen på lakseyngelen i oktober/november (R2 = 0,769, p < 0,001, n = 13; figur 9.14). Sommeren 2015 var en svært avvikende kald sommer, og relasjonen får noe større for- klaringsgrad hvis dette året utelukkes fra analysene (R2 = 0,808, p < 0,001, n = 12) og stignings- tallet for relasjonen endres også noe.

109 NINA Rapport 1796

60 60 Lengde 0+ laks Laks vs Aure 50 50

40 40

30 30

Størrelse(mm) y = 2,81x + 8,2

20 R² = 0,769 20 Lengde0+aure (mm)

10 10 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 20 30 40 50 60 Vanntemperatur Lengde 0+ laks (mm)

Figur 9.14. Sammenheng mellom gjennomsnittlig vanntemperatur om sommeren og størrelse hos lakseyngel samme høst (venstre panel), og sammenheng mellom gjennomsnittlig størrelse til yngel av laks og aure samme høst (høyre panel) i Daleelva nedstrøms kraftverksutløpene for 13 år i perioden 2005-2018.

Det var også en signifikant samvariasjon mellom gjennomsnittlig lengde hos yngel av laks og aure samme høst (Pearsons r = 0,788, p < 0,001; n=17), og aureyngelen var i snitt 8,5 mm større enn laksyngelen samme år (figur 9.14). Materialet av aure fra hovedelva nedstrøms kraftverks- utløpene er relativt begrenset i antall og vi har derfor ikke gjort mer detaljerte analyser vedrø- rende sammenhenger mellom størrelse og temperatur for aure.

For eldre ungfisk av laks var det en nedadgående trend i snittstørrelse fra slutten av 2000-tallet fram mot 2015-2017, men den gjennomsnittlige størrelsen av parr de to siste årene (2018 og 2019) har vært på samme nivå som ved starten av undersøkelsen for alle de tre aldersgruppene (1+, 2+ og 3+; figur 9.15). Det var ingen statistisk signifikant lineær tidstrend i gjennomsnitts- størrelse for noen av de fire aldersgruppene av laks perioden sett samlet, men det var en klar negativ trend hos både 1+ (p =0,07) og 2+ (p = 0,15).

140

120

100

20 Snittstørrelse(mm) 0 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 0+ 1+ 2+ 3+

Figur 9.15. Gjennomsnittlig lengde (i mm) for ulike aldersgrupper av laks fanget i Daleelva ned- strøms kraftverksutløepene i perioden 2003-2019.

Hvis vi antar at årets vekst er avsluttet i oktober/november og at det ikke skjer størrelsesavhengig vinterdødelighet kan fiskens tilvekst et år beregnes som differansen mellom gjennomsnittsleng- dene til samme årsklasse på senhøsten i to påfølgende år. En slik beregning viser at årlig tilvekst for parr i sitt andre (0+-1+) og tredje (1+-2+) leveår stort sett har variert mellom 20 og 40 mm med unntak av i 2015 hvor tilveksten var lavere enn 17 mm både for 0+-1+ og for 1+-2+ (figur 9.16).

110 NINA Rapport 1796

50 0+ - 1+ 1+ - 2+

20 Tilvekst(mm)

0 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Figur 9.16. Tilvekst (i mm) hos laksunger i Daleelva i perioden 2003-2019 angitt som differanse i gjennomsnittsstørrelse hos fisk fra samme årsklasse sent på høsten i to påfølgende år. Tilvekst fra 1+ til 2+ de første årene kan ha vært påvirket av at de største ettåringene kan ha vandret ut av elva som to-årig smolt om våren

Det var en signifikant sammenheng mellom gjennomsnittlig sommertemperatur i elva (snitt i perioden juni-august) og tilvekst hos laks både den andre sommeren (fra 0+-1+; regresjon: R2= 0,79, p < 0,001, n =13; figur 9.17) og den tredje vekstsesongen (fra 1+-2+; Regresjon: R2= 0,56, p = 0,003, n =13). Beregning av tilvekst for eldre fisk enn 2+ vil ikke gi pålitelige resultater fordi en andel av laksen vandrer ut av elva som 3-årig smolt og denne andelen har endret seg (avtatt) i løpet av undersøkelsesperioden (se figur 9.18). Det var ingen signifikant tidstrend i tilvekst i perioden 2003-2019 sett under ett for de to gruppene (Regresjon: R2 < 0,07, p > 0,45, for begge aldersgrupper). Det er således ikke noe som tyder på at fiskens vekstbetingelser har endret seg vesentlig i løpet av undersøkelsesperioden.

y = 3,72x - 8,5 Tilvekst 0+ - 1+ Tilvekst 1+ - 2+ y = 2,68x + 1,0 R² = 0,786 R² = 0,56 50 50

40 40

30 30

20 20

Tilvekst(mm) Tilvekst(mm) 10 10

0 0 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 Vanntemperatur Vanntemperatur

Figur 9.17. Sammenheng mellom gjennomsnittlig vanntemperatur om sommeren og beregnet tilvekst hos lakseparr i sitt andre (fra 0+ et år til 1+ neste år) og tredje leveår i Daleelva nedstrøms kraftverksutløpene for 13 år i perioden 2005-2019.

Det har vært en gradvis økning av gjennomsnittlig smoltalder hos laks i løpet av perioden 2003- 2019 vurdert ut fra gjennomsnittlig smoltalder hos vill laks i fangsten (figur 9.18). For smoltårs- klassene 2003-2007 var snitt smoltalder 2,7-2,8 år. Gjennomsnittet økte til 3,5-3,6 år for årsklas- sene 2012-2016. For de to siste årsklassene som er kommet inn i fangsten, 2017 og 2018, har snittalderen vært enda litt høyere, men for disse to årsklassene har ikke all voksen laks kommet tilbake til elva enda. Gjennomsnittlig smoltalder hos tilbakevandret laks kan være forskjellig fra

111 NINA Rapport 1796 utvandrende smolt fra samme årsklasse hvis sjøoverlevelsen er avhengig av alder og/eller stør- relse til smolten. Vi har ikke kunnskap om dette fra Daleelva. Denne økningen i smoltalder hos tilbakevandret voksen laks samsvarer med en gradvis reduksjon i størrelse ved alder hos ungfisk fra 2008-2009 fram mot 2016-2017 (figur 9.15). I 2018 og 2019 økte størrelsen ved alder hos parr i Daleelva. Dette kan gi seg utslag i at smolten som har opphav i disse årsklassene blir yngre.

5,0 y = 0,0687x + 2,6155 R² = 0,7792 4,5 4,0 3,5 3,0 2,5 2,0

Smoltalder(år) 1,5 1,0 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18

Smoltårsklasse

Figur 9.18. Gjennomsnittlig smoltalder hos ulike smoltårsklasser av laks basert på skjellanalyser av voksen laks i Daleelva i perioden 2003-2019.

9.4.3 Diskusjon

Etter regulering har vanntemperaturen i Daleelva høyst sannsynlig blitt redusert om våren og sommeren og økt om vinteren som i andre regulerte vassdrag med høytliggende reguleringsmagasiner. Det er tendenser til at vanntemperaturen om sommeren kan ha blitt noe lavere etter at det nye Eiriksdal kraftverk kom i drift, men det er foreløpig få år med data som grunnlag for en sikker sammenlikning av hvor stor en slik effekt er. Vanntemperaturen i perioden oktober-april synes å ha endret seg lite etter at det nye kraftverket kom i drift, mens vanntemperaturen kan ha blitt noe lavere om våren i enkelte år. Lavere vanntemperatur på våren og om sommeren er sannsynlig på grunn av høyere driftsvannføring ved Eiriksdal kraftverk, både på grunn av den større slukeevnen og tidligere oppstart av perioden med sommervannføring.

Lav vår- og sommertemperatur gir sen swim-up av yngel og kortere vekstsesong for eldre ungfisk. I Daleelva var det som forventet positive sammenhenger mellom størrelse av årsyngel av laks og aure på senhøsten og sommertemperaturen og mellom tilvekst hos laksunger og temperatur i vekstsesongen.

Vanntemperaturen om sommeren var spesielt lav i 2015, som var et år med svært dårlig rekruttering og liten tilvekst hos eldre laksunger. Dette året synes å ha vært avvikende temperatur- messig både i Daleelva og i flere andre vassdrag på Vestlandet. I Daleelva var beregnet swim- up svært sen i 2015 (figur 9.13) og gjennomsnittsstørrelsen til årsyngel av laks og aure var henholdsvis 31 og 38 mm, de laveste som registrert i perioden 2003-2019. Liten størrelse gir trolig lavere vinteroverlevelse hos yngel, og i tillegg vil sen vekst gjøre at yngelen er utsatt for predasjon fra større parr i lengre tid. Undersøkelser i andre kalde vassdrag på Vestlandet viser at lav temperatur på våren og sommeren kan virke begrensende på rekrutteringen til aure og svært sannsynlig også laks i kalde år (for eksempel Ugedal mfl. 2019, Skoglund mfl. 2019b). Forekomst av svake årsklasser av laks i Daleelva fra og med 2011 sammenfaller til dels med lav sommertemperatur og liten størrelse på yngelen på senhøsten. Det har forekommet svake års- klasser også i år hvor vanntemperaturen har vært høyere (f.eks. 2016), noe som tyder på at andre miljøfaktorer enn vanntemperatur også har innvirkning på rekrutteringen i enkelte år.

112 NINA Rapport 1796

Vi fant også en klar sammenheng mellom årlig tilvekst hos parr og temperaturen om sommeren. Lav tilvekst vil føre til at parren må oppholde seg flere år i elva før den blir stor nok til å vandre ut som smolt. Det har vært en gradvis økning av gjennomsnittlig smoltalder hos laks i løpet av perioden 2003-2019. Samtidig var det en gradvis reduksjon i størrelse ved alder hos ungfisk fra midten av 2000-tallet og fram mot 2016-2017. I 2018 og 2019 har ungfiskens tilvekst økt, noe som forventes å gi en reduksjon i smoltalder de nærmeste årene.

I tillegg til variasjoner i temperatur mellom år vil en forvente at vekst hos ungfisk påvirkes av variasjon i tetthet av ungfisk og variasjoner i næringstilgang. I Daleelva har det også vært gjen- nomført omfattende konstruksjonsarbeider både i elva og i områdene rundt elva i løpet av un- dersøkelsesperioden. Disse konstruksjonsarbeidene kan også ha påvirket veksten hos ungfisk ved tilførsel av partikler i vannet som kan ha påvirket fiskens næringsinntak og energibruk i forbindelse med næringssøk. I flere år har det vært problematiske siktforhold under forsøk på gytefisktelling i elva blant annet i 2012, 2014 og 2016. I 2016 stammet partiklene fra et nedtappet magasin, mens de andre årene trolig var tilførsler av partikler fra arbeider i og ved sidene av elva i de øvre deler. Tilførsel av større mengder finsediment kan også påvirke eggoverlevelse hvis sedimenteringen skjer i gytegropene. Dette kan muligens også ha påvirket rekrutteringen i enkelte år i Daleelva.

113 NINA Rapport 1796

10 Samlet vurdering av produksjonsbegrensende faktorer i Daleelva

Bestandsutvikling Laksebestanden har økt i Daleelva siden starten på 1990-tallet og gytebestandsmålet (GBM) er nådd de siste åtte årene (2011-2018) med unntak av 2017. Registreringene av gytefisk viser også at det har vært gytelaks fordelt over hele elva de siste årene. Hvis GBM er oppnådd og gytefisken godt fordelt langs elva forventes det at rekrutteringen i vassdraget ikke er begrenset av antall gytte egg, og at produksjonen av laksesmolt skal kunne ligge opp mot bæreevnen til vassdraget i dagens tilstand.

Ungfiskbestanden av laks har også økt noe i Daleelva fra 2003-2019. Det har imidlertid vært stor variasjon i årsklassestyrke også de senere årene. Fra og med 2010 har det vært relativt god rekruttering i 2013, 2014, 2017, 2018, og 2019 ser også lovende ut. I 2011, 2012, 2015 og 2016 var rekrutteringen lav og ga opphav til svake årsklasser til tross for at GBM var oppfylt disse årene med unntak av i 2011 (gyting i 2010). I 2015 ble rekrutteringen sannsynligvis redusert som følge av en uvanlig sen og kald vår som førte til svært lav vanntemperatur i elva. Det er ikke like åpenbare årsaker til den reduserte rekrutteringen i 2011, 2012 og 2016, men det har altså vært svak rekruttering i år både før og etter Eiriksdal kom i full drift i 2014.

Sjøaurebestanden er redusert i Daleelva, men gytebestanden de tre siste årene har vært relativt stabil på om lag 150 gytefisk. Det foreligger ikke GBM for sjøaure og vi vet ikke om rekrutteringen er begrenset av antall gytte egg. I hovedelva nedstrøms kraftverksutløpene har tettheten av aureyngel vært lav i hele undersøkelsen. Tettheten av aureparr økte frem mot 2011, men har deretter avtatt. Tidligere undersøkelser har vist at sideløp og sidebekker er viktige for rekruttering og oppvekst av aure. Det har ikke vært gjennomført undersøkelser av ungfisk i disse lokalitetene etter 2014 og vi vet derfor ikke hvordan bestanden av ungfisk har utviklet seg der. En befaring viste at et flertall av de undersøkte lokalitetene hadde redusert habitatkvalitet med hensyn til gyting og oppvekst av laksefisk. Det er sannsynlig at redusert habitatkvalitet har gitt lavere ungfiskproduksjon av aure over tid i disse lokalitetene.

Vannkvalitet/forsuring Bunndyrundersøkelsene viser at økosystemet i elva er sterkt påvirket og består av en svært fattig fauna. Det er trolig forsuring, lite tilført organisk materiale, lite begroing, kraftregulering og flomutspylinger som er de fem viktigste årsakene til lav diversitet, lav bioproduksjon, fattig artsmangfold og lave forekomster av hver art. I slike elver vil fiskens ernæring bestå av større andeler terrestriske insekter, særlig fra kantskog og beitemark i nærheten. Det er mulig at den lave bunndyrproduksjonen i Daleelva er en begrensende faktor for vekst og produksjonen av ungfisk. Det er ingen klar tendens til at denne tilstanden har endret seg etter at Eiriksdal kom i drift.

I Gautingsdalselva har pH avtatt signifikant i perioden 2008-2019, selv om det har vært en liten pH-økning i perioden 2015-2019. I Daleelva har pH stort sett variert mellom 5,8 og 6,3, og pH var svakt økende i perioden 2008-2013, falt til et lavere nivå i 2015-2017, men har økt noe de to siste årene. Denne reduksjonen i pH sammenfaller i tid med oppstart av Eiriksdal kraftverk. En liknende utvikling i pH over tid i Siploelva og Gautingsdalselva som i hovedelva, tyder på at det er andre faktorer, som for eksempel økt avrenning eller mer sur nedbør, som gjorde at pH avtok fra 2012-2013 til 2015-2017. Følgelig har trolig ikke vannkvaliteten forverret seg som følge av at Eiriksdal kraftverk kom i drift i 2014. I hovedelva ble det påvist episoder med pH ned til 5,4 og

114 NINA Rapport 1796 relativt høyt innhold av labilt Al i store deler av året. Det innebærer at sur nedbør i perioder kan ha en betydelig negativ effekt på vannkvaliteten i elva. Vannkvaliteten i Daleelva ligger noe under kravet for God økologisk tilstand for ungfisk av laks.

I perioden 2004-2016 ble det i ni av årene analysert innhold av aluminium i gjellevev fra presmolt laks om våren like i forkant av smoltutvandringen. I 2004 hadde fisken en gjennomsnittlig konsentrasjon på 169 µg/g tv gjeller. Seinere har det vært store årlige variasjoner i mengden aluminium på gjellene. Påslagene økte fram til 2016, bortsett fra lavere verdier i 2010. I fire av årene lå gjennomsnittlig konsentrasjon på 253-368 µg/g tv. For smolt innebærer et aluminiumsinnhold over 150 µg/g tv Svært dårlig tilstand og 60-150 µg/g tv Dårlig tilstand. Det kritiske nivået for gjelle-Al for smolt er følgelig oversteget i åtte år av måleserien på ni år. Vurdert ut fra akkumulerte fangster av ulike smoltårsklasser var det en negativ sammenheng mellom fangst av en årsklasse og nivå av gjelle-Al på smolt fra samme årsklasse for de fem siste årene i måleserien (2010-2016) Resultatene tyder altså på at de relativt høye gjelle-Al verdiene hos presmolt laks påvirker smoltoverlevelsen i Daleelva.

Vannføring, vanndekt areal og kjøremønster Vi kan grovt anta at vanndekt areal i den viktigste delen av vekstsesongen setter rammene for fiskeproduksjonen i et vassdrag. Produksjonen vil også påvirkes av kvaliteten på habitatet i dette vanndekte arealet. Lavvannsperioder med tilhørende reduksjoner i vanndekt areal om vinteren eller i tørkeperioder om sommeren kan redusere overlevelsen til fisk og bidra til at fiskeproduksjonen blir lavere. Dette er naturlige flaskehalser for fiskeproduksjon som kan forsterkes eller gjøres mindre ved vassdragsreguleringer (Forseth & Harby 2013).

Høyere minstevannføring i Daleelva både om sommeren og vinteren, har ført til at arealet som har permanent vanndekke har blitt større etter at driften av Eiriksdal kraftverk startet opp, noe som blir vurdert som positivt for produksjon av både bunndyr og fisk. Eiriksdal kraftverk har imid- 3 lertid en høyere maksimal driftsvannføring (Qmax = ca. 17 m /s) enn det tidligere kraftverket (Qmax = 6,5 m3/s), noe som gjør at det i dag er mulig å drifte kraftverket med større variasjon i vannfø- ring.

Analysene viser at manøvreringen av Eiriksdal kraftverk innebærer relativt mye effektkjøring. Potensielle negative effekter av dette er stranding av bunndyr, yngel og parr, forflytning av yngel lengre nedstrøms i vassdraget og redusert vekst og energireserver (kroppsfett) hos parr. Effekt- kjøring i gyteperioden kan også medføre at hunnene avbryter gyteforberedelser, men i hvilken grad dette påvirker gytetidspunkt og gyteperiode er ikke kjent. Klassifisering av mulig påvirk- ningsgrad på elveøkosystemet basert på estimerte verdier for senkningshastighet, tørrlagt areal, størrelse på vannføringssvingningene (amplituden), fordeling over året og tidspunkt på døgnet (tabell 9.1), gir kategorien stor i vinterhalvåret (november-april) og moderat i sommerhalvåret (mai-oktober). Om vinteren er det spesielt amplitude og nedkjøringer i dagslys som slår negativt ut i klassifiseringen, mens estimert senkningshastighet (målt over 90% av forløpet) klassifiserer til moderat påvirkning.

Det er ikke noen sterke indikasjoner i våre ungfiskdata på at grensen for vannstandsvariasjonen ved nedkjøring gitt av manøvreringsreglementet har medført alvorlige strandingsproblemer for fisk. Gjennomsnittlig senkningshastighet ved typisk drift av kraftverket, beregnet for 90 % av nedkjøringsforløpet, er vesentlig lavere enn kravet til maksimal hastighet, spesielt om sommeren. Hvis en maksimal senkningshastighet på 13 cm/t ikke overstiges og samlet nedkjøring fortsetter å tas like gradvis, anser vi strandingsfaren for ungfisk ved typisk drift som moderat eller liten.

115 NINA Rapport 1796

Rask oppkjøring inngår ikke i klassifiseringssystemet, dels fordi det er mindre kunnskap om hvilke konsekvenser dette kan ha. Vannstandsøkningen i de øvre delene av Daleelva skjer ofte fra lav vannstand ved minstevannføring til høy vannstand ved maksimal vannføring innenfor log- gerintervallet på fem minutter. Om sommeren går da vannføringen fra rundt 6,5 m3/s til 17 m3/s og det er en mulighet at dette kan være problematisk for yngelen hvis dette skjer de første ukene etter swim-up. Den første tiden etter swim-up er yngelen spesielt sårbar for fluktuasjoner i vann- føring, både på grunn valg av habitat, men også fordi de har dårligere svømmeevne.

Vanntemperatur Etter regulering har vanntemperaturen i Daleelva høyst sannsynlig blitt redusert om våren og sommeren og økt om vinteren som i andre regulerte vassdrag med høytliggende reguleringsmagasiner. Det er tendenser til vanntemperaturen om sommeren kan ha blitt noe lavere etter at det nye Eiriksdal kraftverk kom i drift, men det er foreløpig få år med data som grunnlag for en sikker sammenlikning av hvor stor en slik effekt er. Vanntemperaturen i perioden oktober-april synes å ha endret seg lite etter at det nye kraftverket kom i drift, mens vanntemperaturen kan ha blitt noe lavere også om våren. Det nye kraftverket har høyere driftsvannføring og tidligere oppstart med krav om sommervannføring noe som forventes å gi lavere temperaturer om våren og sommeren.

Lav vår- og sommertemperatur gir sen swim-up av yngel og kortere vekstsesong for eldre ungfisk, noe som gir økt smoltalder. Undersøkelser i flere vestlandsvassdrag viser at lav temperatur på våren og sommeren også kan virke begrensende på rekrutteringen av yngel i kalde år (for eksempel Ugedal mfl. 2019). Dette synes også å være tilfelle for laks i Daleelva slik at rekrutteringen kan bli redusert i kalde år også i årene framover.

Gytevannføring vs lavvannføring om vinteren I Daleelva er det etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift vanligvis variabel vannføring i gytetiden hos laks og sjøaure. Når og hvor fisken velger å gyte vil være avgjørende for hvor stor risiko det er for at gytegropene tørrlegges i lavvannsperioder om vinteren. Hvis fisk gyter på lavvannføring etter 1. november er det ingen risiko for senere tørrlegging av gytegroper. Hvis fisk gyter i perioder med høy vannføring er det risiko hvis den velger å gyte på områder som senere tørrlegges. Ved kartleggingen av gyteareal (ved ca. 2,1 m3/s) ble det ikke observert store tørrlagte områder som hadde velegnet gytesubstrat. Vi vurderer risikoen for tørrlegging av gytegroper som liten. Risikoen er kanskje størst for aure som kan gyte i mindre gruslommer som er vanndekt bare på høy vannføring. Auren har sannsynligvis også tidligere gyting enn laksen slik at en større andel av auren kan tenkes å gyte i oktober, og altså på vannføringer som er høyere enn minste vinter- vannføring.

Swim-up vannføring Elveløpet i Daleelva er ekstremt kanalisert og vannføringen i perioden rundt swimup er relativt høy, noe som kan medføre at arealet av grunne områder med lav vannhastighet blir begrenset. Nyklekt yngel er avhengig av slike områder og dette kan være en mulig flaskehals for produksjonen.

Smoltvannføring Smoltutvandringen av laks fra elver i regionen skjer hovedsakelig i løpet av mai (Ugedal mfl. 2014). Starten på utvandringen initieres ofte ved vannstandsøkninger om våren fra slutten av april i enkelte elver. Etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift er det krav om en minste sommervann- føring (6 m3/s) fra 1. mai, og vannføringen i elva er derfor på et relativt høyt nivå i den viktigste utvandringsperioden. Tidligere skjedde overgangen til krav om sommervannføring 1. juni. og vannføringen kunne trolig være lavere i mai avhengig av kjøremønster i kraftverket og lokaltilsig.

116 NINA Rapport 1796

Vannføringsforholdende for utvandrende smolt er derfor endret til det positive som følge av det nye kraftverket.

Gyte og oppveksthabitat Skjulmålingene i vassdraget var dominert av lave og moderate verdier. Gyteområdene hadde korte avstander mellom seg men i prosent av elveareal klassifisert som lite eller moderat. De segmentene klassifisert som moderat i prosent av elveareal (1-2 %) var helt i nedre del av klassegrensen (1-10%). I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere både skjul og potensielle gyteområdene betraktelig. Finsubstrat (sand) tilført i områder med i utgangspunktet egna substrat kan potensielt gjøre disse mindre attraktive for gyting og tette igjen hulrom. I noen områder var også substratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting.

Konnektivitet Tersklene hindrer trolig spredning oppstrøms av mindre parr og særlig yngel. Om dette også påvirker produksjonen er noe usikkert, men det virker sannsynlig at en elv med så mange terskler hvor kun nedstrøms forflytning av små fisk er mulig, vil være et stort hinder for optimal fordeling og dermed produksjon av ungfisk i elva.

Tersklene i hovedelva nedstrøms kraftverksutløpet er neppe til hinder for oppvandring av stor fisk, og den høye minstevannføringen fra 1. mai til 31. oktober gjør trolig at voksen laks og sjø- aure har gode forhold for oppvandring gjennom hele sesongen.

Oppvandring fra hovedelva til Gautingsdalen. Det modifiserte elveløpet mellom utløpet av kraftstasjonen K2 og ned til utløpet av Eiriksdal kraftverk er konstruert slik at det bare synes mulig for oppvandrende laks og sjøaure å passere dette under helt spesielle vannføringsforhold. Dette betyr at den nederste strekningen i Gautings- dalselva (fra utløpet av K2 og opp til Laksfossen) kan ha blitt redusert eller falt bort som produk- sjonsområde for anadrom fisk.

Det synes å ha vært lite laksegyting i denne elva i de siste 10 årene, og ved våre undersøkelser i perioden 2012-2018 har bare funnet et fåtall ville laksunger på de to stasjonene som er fisket i dette området. Det fanges fremdeles en del årsyngel og eldre aureunger, men det er usikkert om disse stammer fra gyting av sjøaure eller om det hovedsakelig er stasjonær aure som er foreldre til disse fiskene, og i hvor stor grad de bidrar til rekruttering av sjøauresmolt i dag. Uan- sett så betyr vanskelige oppvandringsforhold en reduksjon i bruk eller et bortfall i oppvekstareal på ca. 5000 m2 for potensielt anadrom fisk. Tidligere resultater og vurderinger tilsier at dette området ga et ikke ubetydelig bidrag til sjøaurebestanden i vassdraget (Bremset mfl. 2011).

Det tapte oppvekstarealet i Gautingsdalselva kan muligens erstattes ved å åpne opp og tilføre vann til ett eller flere gamle sideløp i Daleelva som er tørrlagt i dag. Vi anbefaler at det gjøres en egen utredning av hvor store arealer som kan restaureres i slike sideløp uten at dette påvirker vannføring og vanndekt areal i hovedelva negativt. Utredningen bør også vurdere kost/nytte med hensyn til økt produksjon av ungfisk av et slikt tiltak i tilknytning til hovedelva opp mot en tilrette- legging for fortsatt gyting og oppvekst i Gautingsdalselva ved å etablere en fungerende vand- ringsvei fra Eiriksdal kraftverk og opp og forbi det gamle kraftverksutløpet fra K2.

Oppsummering Etter oppstart av det nye kraftverket har det skjedd endringer i fysiske forhold som har både positive og negative effekter på fiskeproduksjonen. Høyere minstevannføring i Daleelva både

117 NINA Rapport 1796 om sommeren og vinteren har ført til at arealet som har permanent vanndekke har blitt større, noe som blir vurdert som positivt for produksjon av både bunndyr og fisk. Vannføringsforhold- ende for utvandrende smolt er trolig også endret til det positive som følge av det nye kraftverket. Høyere driftsvannføring og tidligere oppstart med krav om sommervannføring har gitt i noe lavere temperaturer om våren og sommeren, noe som gir redusert vekst og høyere smoltalder og som virker negativt på ungfiskproduksjon. Manøvreringen av Eiriksdal kraftverk innebærer relativt mye effektkjøring noe som sannsynligvis også påvirker fiskebestandene i vassdraget negativt.

Elveløpet i Daleelva er ekstremt forbygd og kanalisert, og har mer enn 30 terskler. Dette påvirker trolig habitatforholdene negativt på flere måter. I flere av terskelbassengene ble det observert en økende mengde finsubstrat nedover elva, noe som klart bidro til å minke skjultilgangen for ungfisk i elvebunnen. I den nederste 2/3 delen av elva bidro finsubstrat til å redusere de potensielle gyteområdene betraktelig. I noen områder var også substratet så hardt pakket at det kan forhindre gyting. Forbygninger og kanalisering sammen med relativt høy vannføring i perioden rundt swimup kan medføre at arealet av grunne områder med lav vannhastighet, som yngelen trenger den første tiden, blir begrenset. De mange tersklene hindrer trolig spredning oppstrøms av mindre parr og særlig yngel, noe som kan hindre optimal fordeling og dermed produksjon av ungfisk i elva.

Vannkvaliteten i Daleelva er fremdeles påvirket av forsuring, og episodisk dårlig vannkvalitet virker reduserende både på artsmangfold og produksjon av bunndyr og ungfisk. I tillegg kan påslag av aluminium på fiskens gjeller føre til redusert sjøoverlevelse hos smolt.

Denne gjennomgangen har vist at vi har mange ulike miljøfaktorer som fremdeles kan ha negativ påvirkning på ungfisken i Daleelva. Våre feltdata er for sparsomme til å kunne vurdere den kvantitative effekten og relative betydningen av ulike påvirkningsfaktorer på fiskebestandene. Vi har seks års data på ungfiskens tetthet og romlige fordeling i elva etter at det nye kraftverket kom i drift. Vi har imidlertid bare en feltrunde per år og det er vanligvis flere alternative påvirkningsfak- torer, enten hver for seg eller samvirkende som kan bidra til å forklare variasjonen i årsklasse- styrke mellom år som vi finner hos laksunger i Daleelva. Bestanden av laksunger i Daleelva har hatt en liten økende tendens etter at Eiriksdal kraftverk kom i ordinær drift fra og med 2014, men i to år, 2015 og 2016, var rekrutteringen av laksunger svak. Rekrutteringen var imidlertid også svak i 2012 selv om gytebestanden av laks var godt over GBM. Rekrutteringen av laksunger var derimot relativt høy i 2013, 2014 og i 2017-2019. Redusert rekruttering har altså forkommet i bare noen av årene Eirksdal kraftverk har vært i drift. Selv om vi kan peke på at enkelte miljø- faktorer har hatt betydning for rekruttering i ett eller flere år, som for eksempel svært lav vanntemperatur i 2015, så er det sannsynlig at det i de fleste år er flere samvirkende miljøfaktorer som er avgjørende for om en årsklasse er og forblir sterk fram til fisken forlater elva som smolt.

118 NINA Rapport 1796

11 Forslag til mulige tiltak

Vannkvalitet

Vannkvaliteten i Daleelva er fremdeles påvirket av forsuring. Dette gjør at det er risiko for at episodisk dårlig vannkvalitet virker reduserende både på artsmangfold og produksjon av bunndyr og ungfisk. I tillegg har undersøkelser i perioden 2004-2016 vist betydelige mengder gjelle-Al hos presmolt/smolt laks i Dalelva på våren enkelte år som synes å redusere fiskens sjøoverle- velse. • På bakgrunn av de vannkjemiske målingene og aluminiumpåslagene på gjellene hos presmolt, anbefaler vi at den foreslåtte helårskalkingen av Daleelva blir gjennomført (jf. Garmo mfl. 2010).

Tiltak i sidebekker og sideløp

Sidebekker og sideløp er viktige gyte- og oppvekstområder, spesielt for sjøaure. Ved en befaring ble det gjort observasjoner som tyder på at kvaliteten av både gyte- og oppveksthabitatet er redusert i flere av disse lokalitetene, noe som kan bedres ved relativt enkle tiltak.

Konnektivitet/fiskevandring • Sikre jevn og stor nok tilførsel av vann til aktuelle bekker og sideløp, også om vinteren. • Sikre vandringsmuligheter for både parr og gytefisk både gjennom innløp og utløp fra Daleelva. Sikre at det er vandringsmuligheter for voksen fisk langs hele sideløpet eller bekken.

Det er forventet at habitattiltak i form av opprensking av bunn i bekkene, eventuelle utlegg av gytesubstrat og egnet oppvekstsubstrat må gjentas med visse mellomrom. Hvis det er mulig å få sikret stabilt høyere vannvolum og vannhastighet, kan en trolig oppnå bedre selvrensing av bekkebunnen slik at tiltakene har lengre varighet før de må gjentas.

Habitattiltak i hovedelva

Gytemuligheter og skjul Habitatkartleggingen har identifisert at mengde skjul synes å være begrensende habitatfaktor i den største del av Daleelva per i dag. Fordelingen av gytehabitat er god, men kvaliteten og størrelsen av arealene kan være begrensende. Ungfiskundersøkelsene peker på at variabel rekruttering synes å være den viktigste begrensende faktor for ungfiskproduksjon.

Fjerning av finsubstrat i enkelte terskelbassenger i den nedre 2/3 delen av elva vil være et tiltak som både øker mengden skjul og øker mengden gyteareal. Dette kan enten utføres ved ripping eller sortering og gjenutlegging. I partier av elva fremstår også områder med gytesubstrat som veldig hardpakket, noe som kan forhindre at de blir brukt. Ripping er også et aktuelt tiltak i disse

119 NINA Rapport 1796 områdene for å løsne opp substratet. Utlegging av gytesubstrat er også et aktuelt tiltak på egnede områder i hele elvestrengen. Utlegging av grovere substrat for å øke mengden skjul er også et mulig tiltak, men da må dette kun gjøres der det ikke ødelegger potensialet for gyting.

Konnektivitet De fleste tersklene fungerer trolig som en barriere for oppstrøms spredning av yngel og mindre parr. Dette kan føre til at potensialet for ungfiskproduksjon ikke blir oppfylt i deler av elva i enkelte år.

Det bør gjennomføres en vurdering av om det er mulig å få bedre oppstrøms konnektivitet for parr gjennom justering av tersklene uten at det er risiko for at arealer som vil bli utsatt for stranding økes og at tersklenes funksjon i flomsikringsøyemed ikke forringes.

Det bør gjøres en vurdering av om det er hensiktsmessig å legge til rette for sikrere vandring av anadrom fisk opp i Gautingsdalselva oppstrøms kraftverksutløpene. Et alternativ kan være å erstatte dette arealet med å åpne ett eller flere nye sideløp nedstrøms utløpene. Vi anbefaler at det gjøres en egen utredning av hvor store arealer som kan restaureres i slike sideløp uten at dette påvirker vannføring og vanndekt areal i hovedelva negativt.

Kantvegetasjon Lengre strekninger av elvebredden på venstre side sett oppstrøms har lite eller ingen kantvegetasjon. Den vil bidra med organisk materiale som kan utnyttes av bunndyr og terrestriske insekter som kan være mat for fisk. Det bør vurderes å øke mengden kantvegetasjon på høvelige plasser i denne delen av elva hvor det tiltaket ikke er i konflikt med behovet for sikring mot flommer.

Vannføring og kjøremønster

Manøvreringen av Eiriksdal kraftverk innebærer relativt mye effektkjøring. Potensielle negative effekter av dette er stranding av bunndyr, yngel og parr, forflytning av yngel lengre nedstrøms i vassdraget og redusert vekst og energireserver (kroppsfett) hos parr. Effektkjøring i gyteperioden kan også medføre at hunnene avbryter gyteforberedelser, men i hvilken grad dette påvirker gytetidspunkt og gyteperiode er ikke kjent. Vi har ikke datagrunnlag til å kvantifisere negative effekter i Daleelva, men noen forslag til forebyggende tiltak kan være: • Unngå store og raske nedkjøringer i dagslys på vinteren. • Redusere maksimal nedkjøringshastighet på den første nedkjøringen i tilfeller der produksjonen har vært høy over en lengre periode. • Redusere hastigheten og/eller amplitude på oppkjøringer den første perioden etter at yngelen kommer opp av grusen.

Prioritering og effekt av tiltakene

I denne rapporten er det pekt på mange ulike faktorer som sammen eller hver for seg kan påvirke produksjon av laks og aure i Daleelva negativt. Noen av disse faktorene er dokumentert og/eller kartlagt, andre er sannsynliggjort, men ingen av dem er kvantifisert på en måte som gjør det mulig å vekte viktigheten/effekten av dem mot hverandre. Dette gjør det vanskelig å komme med entydige råd om prioritering av tiltak. Kalking, etablering av mer kantvegetasjon, fjerning av fin- sedimenter fra terskelbasseng, samt reduksjon av amplitude og frekvens på effektkjøring til tider på året vil alle være ubetinget positive tiltak. Men hvilken effekt en vil kunne forvente å få av disse alene eller sammen kan ikke kvantifiseres i for eksempel økt smoltproduksjon eller ung- fisktetthet (kost-nytte).

Viktigheten av kvantifisering av effekt er enda større for tiltak som er ment til å redusere den negative effekten av en faktor, men som vil kunne forsterke den negative effekten av en annen. For eksempel vil utviding av elveløpet for å redusere vannhastighet ved swim-up, eller endring av terskler for å øke konnektivitet i elva for ungfisk, kunne forsterke den negative virkningen av effektkjøring ved en økning i tørrlagt areal ved lav vannføring og dermed økt strandingsrisiko.

120 NINA Rapport 1796

12 Referanser

Anonym 1973. Hydrologi/hydrologiske beregninger vedr. Daleelven og Gautesdalsoverføringen. A/S Årdal og Sunndal verk. Beregninger nr. 62.13 s.

Anonym 2008. Høyanger Jakt- og Fiskelag 75 års-jubileum. HJFL. 55 s.

Anonym 2009a. Klassifisering av miljøtilstand i vann. Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, innsjøer og elver i henhold til vannforskriften. Direktoratsgruppa for gjennomfø- ringen av vanndirektivet - veileder 01:2009. 180 s.

Anonym 2009b. Overvåking av miljøtilstand i vann. Veileder for vannovervåking iht. kravene i Vannforskriften. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet - veileder 02:2009. 119 s.

Anonym 2010. Status for norske laksebestander i 2010. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 2. 213 s.

Anonym 2013. Klassifisering av miljøtilstand i vann. Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, innsjøer og elver. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet - veileder 02:2013. 263 s.

Anonym 2014. Retningslinjer for utsetting av anadrom fisk. Veileder M186-2014. Miljødirektoratet, Trondheim. 11 s.

Anonym 2015. Visuell registrering av sjøvandrende laksefisk i vassdrag. NS 9456:2015, Stan- dard Norge, Oslo. 16 s.

Anonym 2016a. Plan for kalking av vassdrag i Noreg 2016-2021. Rapport M-488, Miljødirektoratet, Trondheim. 23 s.

Anonym 2017. Klassifisering av 148 laksebestander etter kvalitetsnorm for villaks. Temarapport nr 5. 81 s.

Anonym 2018. Klassifisering av miljøtilstand i vann. Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, grunnvann, innsjøer og elver. Veileder 02:2018. Direktoratsgruppa for gjennomføringen av vanndirektivet.

Anonym 2019a. Status for norske laksebestander i 2019. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr. 12. 126 s.

Anonym 2019b. Vurdering av måloppnåelse for de enkelte bestandene. (https://vitenskapsradet.no/VurderingAvEnkeltbestander/#/report/61

Anonym 2019c. Klassifisering av tilstanden til 430 norske sjøørretbestander. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr. 7. 150 s.

Bakken,T.H., Forseth, T. & Harby, A. (red.). 2016. Miljøvirkninger av effektkjøring: Kunnskapsstatus og råd til forvaltning og industri. NINA Temahefte 62. 205 s. Norsk institutt for naturforskning.

Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J. 1989. Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173: 9-43.

Bongard, T. 2008. Bunndyr i Barduelva. Vurderinger på bakgrunn av bunnprøver tatt 2.9.2008. NINA upublisert notat. 8 s.

121 NINA Rapport 1796

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. NINA Rapport NINA Rapport 113, 28 s. Norsk Institutt for Naturforskning.

Bongard, T., Diserud, O. H., Sandlund, O. T. & Aagaard, K. 2011. Detecting invertebrate species change in running waters: an approach based on the sufficient sample size principle. Bentham Open Environmental & Biological Monitoring Journal 4: 72-82.

Bremset, G. & Heggenes, J. 2001. Competitive interactions in young Atlantic salmon (Salmo salar L.) and brown trout (Salmo trutta L.) in lotic environments. Nordic Journal of Freshwater Research 75: 127-142.

Bremset, G., Johnsen, B.O. & Bongard, T. 2011. Bestandsstatus for sjøvandrende laksefisk i Daleelva i Høyanger. Samlerapport fra ferskvannsbiologiske undersøkelser i perioden 2003- 2010. NINA Rapport 602. Norsk institutt for naturforskning. 122 s.

Bremset, G., Bongard, T. & Johnsen, B.O. 2012. Bestandsstatus for sjøvandrende laksefisk i Daleelva i Høyanger. Årsrapport 2011. NINA Rapport 830. Norsk Institutt for Naturforskning.

Crisp, D. 1988. Prediction, from temperature, of eyeing, hatching and 'swim-up' times for salm- onid embryos. Freshwater Biology 19: 41-48.

Einum, S. & Nislow, K.H. 2005. Local-scale density-dependent survival of mobile organisms in con-tinuous habitats: an experimental test using Atlantic salmon. Oecologia 143: 203-210.

Einum, S., Nislow, K.H., McKelvey, S. & Armstrong, J.D. 2008. Nest distribution shaping within- stream variation in Atlantic salmon juvenile abundance and competition over small spatial scales. Journal of Animal Ecology 77: 167-172.

Enge, E., Hesthagen, T. & Auestad, B.H. 2017. Highly dilute water chemistry during late snow- melt period affects recruitment of brown trout (Salmo trutta) in River Sira, southwestern Norway. Limnologica 62: 97-103.

Engen, S., Aagaard, K. & Bongard, T. 2011. Disentangling the effects of heterogeneity, stochas- tic dynamics and sampling in a community of aquatic insects. Ecological Modelling 222: 1387- 1393.

Foldvik, A., Einum, S.E. & Finstad, A.G. 2017. Spatial diffusion modelling of juvenile Atlantic salmon (Salmo salar) shows ontogenetic increase in movement rates. Canadian Journal of Fish- eries and Aquatic Sciences 74: 202-207.

Forseth, T. & Forsgren, E. (red.) 2009. Elfiske-metodikk. Gamle problemstillinger og nye utford- ringer. NINA Rapport 488. 74 s.

Forseth, T. & Harby, A. (red.) 2013. Håndbok for miljødesign i regulerte laksevassdrag. NINA Temahefte 32. Norsk institutt for naturforskning.

Frost, S., Huni, A. & Kershaw, W.E. 1971. Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. Canadian Journal of Zoology 49: 167-173.

Garmo, Ø., Hindar, A. & Kroglund, F. 2010. Reviderte kalkingsplaner for Guddalsvassdraget og Høyangervassdraget. NIVA Rapport nr. 6032-2010. 35 s.

Gensemer, R,W & Playle, R.C. 1999. The bioavailability and toxicity of aluminum in aquatic environments. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 29: 315-450.

122 NINA Rapport 1796

Gibbins, C., Vericat, D., Batalla, R.J. & Gomez, C.M. 2007. Shaking and moving: Low rates of sediment transport trigger mass drift of stream invertebrates. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 64: 1-5.

Hayes, D. S., Moreira, M., Boavida, I, Haslauer, M., Unfer, G., Zeiringer, B. , Greimel, F., Auer, S., Ferreira, T. & Schmutz, S. 2019. Life Stage-Specific Hydropeaking Flow Rules. Sustainability 11(6) 1547.

Hellen, B.A., Kålås, S., Sægrov, H. & Urdal, K. 2001. Fiskeundersøkingar i 13 laks- og sjøaurevassdrag i Sogn & Fjordane hausten 2000. Rådgivende Biologer Rapport 491. 161 s.

Herrmann, J. 2001. Aluminium is harmful to benthic invertebrates in acidified waters, but at what threshold(s)? Water Air and Soil Pollution 130: 837-842.

Hilsenhoff, W.L. 1996. Effects of a catastrophic flood on the insect fauna of Otter Creek, Sauk County, Wisconsin. Transactions of the Wisconsin Academy of Sciences 84: 103-112.

Hindar, A. 1997. Kalkingsplaner for Nausta, Gaula, Høyanger- og Ortnevikvasssdraget i Sogn og Fjordane. NIVA rapport 3756. 51 s.

Johnsen, B.O. & Hvidsten, N.A. 2002. Use of radio telemetry and electrofishing to assess spawning by transplanted Atlantic salmon. Hydrobiologia 483: 13-21.

Johnsen, B.O., Lund, R.A. & Bekkby, T. 2005. Høyangeranleggene - konsekvensutredning. NINA Oppdragsmelding 862. Norsk Institutt for Naturforskning. 55 s.

Karlsson, S., Bjøru, B., Holthe, E., Lo, H. & Ugedal, O. 2016. Veileder for utsetting av fisk for å ivareta genetisk variasjon og integritet. NINA Rapport 1269. Norsk Institutt for Naturforskning. 25 s.

Karlström, Ö. 1977. Habitat selection and population densities of salmon (Salmo salar L.) and trout (Salmo trutta L.) parr in Swedish rivers with some references to human activities. Acta Universitatis Upsalensis 404: 3-12.

Kroglund, F. & Finstad, B. 2003. Low concentrations of inorganic monomeric aluminium impair physiological status and marine survival of Atlantic salmon. Aquaculture 222: 119-133.

Kroglund, F., Teien, H.C., Rosseland, B.O., Salbu, B. & Lucassen, E. 2001. Water quality dependent recovery from aluminum stress in Atlantic salmon smolt. Water, Air, Soil Pollut. 130: 911-916.

Kroglund, F., Finstad, B., Stefansson, S.O., Nilsen, T.O., Kristensen, T., Rosseland, B.O., Teien, H.C. & Salbu, B. 2007a. Exposure to moderate acid water and aluminium reduces Atlantic salmon post-smolt survival. Aquaculture 273: 360-373.

Kroglund, F., Kleiven, E., Barlaup, B.T, Halvorsen,G.A., Gabrielsen, S.E., Skoglund, H., Wiers, T., Gutterup, J. &Teien, H.C. 2007b. Fisk og bunndyr: effekter av sjøsaltepisoder vinteren 2004/05. NIVA Rapport 5369-2007. 96 s.

Kroglund, F., Rosseland, B.O., Teien, H.-C. Salbu, B., Kristensen, T., & Finstad, B.. 2008. Water quality limits for Atlantic salmon (Salmo salar) exposed to short term reductions in pH and in- creased aluminium simulating episodes. Hydro. Earth Syst. Sci 12: 491-507.

Kvellestad, A. & Larsen, B.M. 1999. Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av over- vaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. NINA Fagrapport 36. Norsk institutt for naturforskning. 76 s.

123 NINA Rapport 1796

Lund, R.A., Johnsen, B.O. & Bongard, T. 2006. Tilstanden for laks- og sjøørretbestanden i et regulert og forsuringspåvirket vassdrag på Vestlandet med fokus på tiltak. Undersøkelser i Daleelva i Høyanger i årene 2003-2005. NINA Rapport 189. Norsk institutt for naturforskning. 106 s.

Lura, H. & Ledje, U.P. 2004. Konsekvenser for hydrologi ved opprustning og utvidelse av Høy- angerverkene. - Ambio Miljørådgivning. Fagrapport, 14s.

Merritt, R.W., Cummins, K.W. & Berg, M.B.E. 2008. An introduction to the aquatic insects of North America. 4th ed. utg. Kendall/Hunt Publishing Co., Dubuque, Iowa.

Petrin, Z. 2011. Species traits predict assembly of mayfly and stonefly communities along pH gradients. Oecologia 167: 513-524.

Petrin, Z., Brittain, J.E. & Saltveit, S.J. 2013. Mayfly and stonefly species traits and species com- position reflect hydrological regulation: a meta-analysis. Freshwater Science 32: 425-437.

Puffer, M., Berg, O.K., Huusko, A., Vehanen, T., Forseth, T. & Einum, S. 2015. Seasonal effects of hydropeaking on growth, energetics and movement of juvenile Atlantic salmon (Salmo salar) River Research and Applications: 1101-1108.

Pulg, U., Barlaup, B.T., Skoglund, H., Velle, G., Gabrielsen, S.-E., Stranzl, S., Olsen, E.E., Leh- mann, B.G., Wiers, T., Skår, B., Normann, E.S., Fjeldstad, H.-P. & Kroglund, F. 2018. Tiltaks- håndbok for bedre fysisk vannmiljø. God praksis ved miljøforbedrende tiltak i elver og bekker. Uni Research Miljø LFI rapport 296.

Raddum, G.G. (red.) 1999. Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities and acidification indexes, Workshop on biological assessment and monitoring. ICP Waters report 50/99:7-16. Norwegian Institute of Water Research, Oslo.

Raddum, G.G. & Fjellheim, A. 1990. Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. The Science of the Total Environment 96: 57-66.

Ryman, N. & Laikre, L. 1991. Effects of supportive breeding on the genetically effective population size. Conservation Biology 5: 325-329.

Sandlund, O.T., Berger, H.M., Bremset, G., Diserud, O., Saksgård, L., Ugedal, O. & Ulvan, E. 2011. Elektrisk fiske - effekter av ledningsevne på fangbarhet av ungfisk. NINA Rapport 668. Norsk Institutt for Naturforskning. 43 s.

Sauterleute, J.F. & Charmasson, J. 2014. A computational tool for the characterisation of rapid fluctuations in flow and stage in rivers caused by hydropeaking. Environmental Modelling & Soft- ware 55(C): 266-278.

Skoglund H., Barlaup B.T., Straume Normann E., Wiers T., Lehmann G.B., Skår B., Pulg U., Vollset K., Velle G., Gabrielsen S.-E. & Stranzl S 2016. Gytefisktelling og uttak av rømt oppdrettslaks i elver på Vestlandet høsten 2015. LFI, UNI Research Miljø Rapport 266. 40 s.

Skoglund H., Hellen B.A., Wiers T., Straume Normann E., Lehmann G.B., Landro Y., Kambestad M., Urdal K. 2017. Uttak av rømt oppdrettslaks i 18 vassdrag i Sør-Norge gjennom oppdrettsnæ- ringens sammenslutning for utfisking av rømt oppdrettsfisk (OURO) høsten 2016. LFI, UNI Research Miljø Rapport 287. 41 s.

Skoglund, H., Vollset, K.W., Barlaup, B. & Lennox, R. 2019a. Gytefisktelling av laks og sjøaure på Vestlandet – status og utvikling i perioden 2004-2018. LFI, UNI Research Miljø Rapport 357. 44 s.

124 NINA Rapport 1796

Skoglund, H., Skår, B., Gabrielsen, S.-E. & Barlaup, B. 2019b. Fiskebiologiske undersøkelser i Eidfjordvassdraget – Statusrapport 2018. 2004-2018. LFI, UNI Research Miljø Rapport 337. 62 s.

Sægrov, H., Arnesen, I.J.H., Hellen, B.A. & Karlsson, S. 2018. Evaluering av kultivering og kalking for laksebestanden i Flekkeelva. Rådgivende Biologer, Rapport 2748. 28 s.

Thorstad, E., Uglem, I., Finstad, B. mfl. 2013. Reduced marine survival of hatchery-reared Atlantic salmon post-smolts exposed to aluminium and moderate acidification in freshwater. Estuarine, Coastal Self Sci. 124: 34-43.

Ugedal,O., Bongard, T., Bremset, G., Jensås, J.G. & Østborg, G. 2014. Ferskvannsbiologiske undersøkelser i Daleelva i Høyanger. Årsrapport 2013. NINA Rapport 1059. Norsk Institutt for Naturforskning.28 s.

Ugedal,O., Bongard, T., Jensås, J.G. & Østborg, G. 2015. Ferskvannsbiologiske undersøkelser i Daleelva i Høyanger. Årsrapport 2014. NINA Rapport 1165. Norsk institutt for naturforskning. 28 s.

Ugedal,O., Bongard, T., Jensås, J.G. & Østborg, G. 2016. Ferskvannsbiologiske undersøkelser i Daleelva i Høyanger. Årsrapport 2015. NINA Rapport 1277. Norsk institutt for naturforskning. 30 s.

Ugedal, O., Pulg, U., Skoglund, H., Charmasson, J., Espedal, E.O., Jensås, J.G., Stranzl, S., Harby, A. & Forseth, T. 2019. Sjøaure og laks i Aurlandsvassdraget 2009-2018. Reguleringsef- fekter, miljødesign og tiltak. NINA Rapport 1716. Norsk institutt for naturforskning.

Vollset, K.W., Skoglund, H., Wiers, T. & Barlaup, B.T. 2016. Effects of hydropeaking on the spawning behaviour of Atlantic salmon Salmo salar and brown trout Salmo trutta. Journal of Fish Biology 88: 2236-2250.

Urdal, K. & Hellen, B. A. 1999. Ungfiskundersøkingar i Dale-, Hovlands- og Ytredalselva, Høyanger, hausten 1998. Rådgivende Biologer Rapport 394. 36 s.

Vannote, R.L., Minshall, G.W., Cummins, K.W., Sedell, J.R. & Cushing, C.E. 1980. River Continuum Concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 37: 130-137.

Weyhenmeyer, G.A., Hartmann, J., Hessen, D.O. mfl. 2019. Widespread diminishing anthropogenic effects on calcium in freshwaters. Scientific Report 9: 10450.

Wren, C.D., Stephenson, G.L. 1991. The effect of acidification on the accumulation and toxicity of metals to freshwater invertebrates. Environ. Pollut. 71: 205-241.

Aagaard, K. & Dolmen, D. 1996. Limnofauna Norvegica. Tapir forlag, Trondheim.

Åtland, Å., Barlaup, B.T., Bjerknes, V., Kvellestad, A., Raddum, G.G. & Sundt, R. 1998a. Undersøkelse av regulerte vassdrag med anadrome fiskebestander i Høyanger kommune, Sogn og Fjordane. NIVA Rapport 3812. 72 s.

Åtland, Å., Bjerknes, V., Barlaup, B.T., Gabrielsen, S.E., Hindar, A., Kleiven, E., Kvellestad, A., Raddum, G.G. & Skiple, A. 1998b. Vannkvalitet og anadrom fisk i Høyanger- og Ortnevikvassdraget i Sogn og Fjordane. NIVA Rapport 3891. 53 s.

125 NINA Rapport 1796

Vedlegg

Vedlegg 2.1. Kart med sikringstiltak (-) i Daleelva hentet fra NVE sin WMS-tjeneste (https://kart- katalog.nve.no/#wms). Bakgrunnskart med elvestreng er Kartverkets data og lastet ned fra geo- norge.no.

126 NINA Rapport 1796

Vedlegg 5.1. Antall sjøaure og laks rapportert fanget i Daleelva i Høyanger i perioden 1970- 2019. Fisk som er rapportert sluppet ut etter fangst er inkludert og det foreligger opplysninger om gjenutsetting fra og med 2009.

600 Laks Sjøaure 500

400

300 Antall Antall fisk

200

100

0 70 72 74 76 78 80 82 84 86 88 90 92 94 96 98 00 02 04 06 08 10 12 14 16 18

Vedlegg 5.2. Beregnet innsig av alle størrelsesgrupper av laks til kysten av Vest-Norge i perioden 1983-2018. Den røde linjen er bevegelig gjennomsnitt basert på fem år, mens punkt og loddrette streker er henholdsvis medianverdier og spenn i verdier for simuleringer (figuren er hentet fra Anonym 2019b).

127 NINA Rapport 1796

Vedlegg 6.1. Antall prøver, gjennomsnittsverdi og minimumsverdi for pH målt i Gautingsdalselva (Stasjon1), Daleelva (Stasjon 2-5) og i Siploelva (Stasjon 6) i perioden 2008-2019. I 2014 var det ingen målinger av pH på disse stasjonene. Data fra vannmiljø. *= denne målingen er trolig en feilmåling.

Stasj. pH 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2015 2016 2017 2018 2019 1 n 12 33 31 24 16 5 8 38 37 36 35 Snitt 6,17 6,22 6,22 6,17 6,15 6,34 6,03 5,98 5,94 6,13 6,08 Min 5,90 5,76 5,88 5,63 5,73 6,23 5,82 5,50 5,68 5,78 5,51 2 n 12 33 31 24 17 6 10 33 33 32 32 Snitt 5,84 5,85 5,96 6,08 6,17 6,23 5,98 5,94 5,90 6,09 6,06 Min 5,50 5,42 5,17 5,85 5,96 5,86 5,79 5,23 5,34 5,78 5,66 3 n 12 33 31 21 17 5 8 38 37 36 35 Snitt 5,96 6,03 6,08 6,10 6,05 6,30 5,92 5,99 5,95 6,09 6,07 Min 5,80 5,39 5,48 5,77 5,64 6,26 5,81 5,71 5,76 5,81 5,71 4 n 12 33 31 23 19 5 10 33 37 36 32 Snitt 5,83 5,84 5,96 6,06 6,09 6,36 6,00 5,99 6,02 6,13 6,09 Min 5,70 5,54 5,70 5,76 5,86 6,33 5,89 5,80 5,83 5,77 5,72 5 n 14 33 31 23 19 5 8 38 37 36 35 Snitt 6,12 6,00 6,06 6,06 6,17 6,48 6,04 5,99 5,99 6,10 6,11 Min 5,80 5,70 5,72 5,77 5,81 6,35 5,94 4,84* 5,78 5,80 5,83 6 n 12 33 31 24 18 4 9 33 37 32 32 Snitt 5,84 5,90 6,01 6,02 6,12 6,14 5,87 5,79 5,90 5,94 5,93 Min 5,40 5,47 5,76 5,52 5,60 5,94 5,63 5,40 5,46 5,47 5,56

128 NINA Rapport 1796

Vedlegg 8.1. Tilløpsbekker og sideløp i Daleelva med oppgitt lengde (m), gjennomsnitts- bredde (m), og areal tilgjengelig for sjøvandrende laksefisk (m²) (tabell fra Bremset mfl. 2011).

Navn Lengde Middels Areal (m) bredde (m2) (m) Siploelva 650 8 5 200 Yngelbekk T6-T11 1 300 3 3 900 Yngelbekk T11-13 550 2,5 1 375 Dassbekken 300 1,5 450 Olaibøbekken 300 3 900 Yngelbekk ved Lyngsteinlona 200 3 600 Vatningskanal 2 950 2,5 2 375 Tverråna 750 4 3 000 Vatningskanal 1A 150 2,5 375 Vatningskanal 1B 250 2,5 625 Sum alle tilløpsbekker 5 400 - 18 800

Vedlegg 8.2. Beliggenhet av rør for vannforsyning i bakken (røde stiplede linjer) til Tverråna (linje 2) og Vatningskanal 1 (linje 3). Tverråna får vatnet fra rør i utløpet av Eiriksdal kraftverk – linje 2 i skissen under. Inntaket i Gautingsdalselva (linje 1) var egentlig ment som en reserve for situasjoner der Eiriksdal står – i slike tilfeller vil restvannføringen være mer enn minstevann- føringskravet. Statkraft har praktisert at inntaket i Gautingsdalselva har stått åpent pga. måle- tekniske forhold og forsyning av vatningskanal 1. Det går forholdsvis lite vann i denne. Vat- ningskanal 1 får i dag vannet sitt gjennom rør 3. Statkraft har tanker om å endre vatningskanal 1 slik at denne igjen får vannet sitt fra hovedløpet nedstrøms brua. Dette vil og gi en lengre gy- tebekk Da vil rør 1 fra Gautingsdalen bli stengt. (skisse og opplysninger fra Trine Hess El- gersma, Statkraft).

129 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.1a. Vanntemperaturer (døgnmiddelverdier) i Daleelva nedstrøms Eiriksdalselva i perioden 2013-2018.

Vedlegg 9.1b. Vanntemperaturer (døgnmiddelverdier) i Daleelva nedstrøms Eiriksdalselva i perioden 2006-2011.

130 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.2. Driftsvannføring (-) og start på nedkjøringer definerte som raske nedkjøringsepi- soder over 8,5 m3/s (•) i 2016.

131 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.3. Driftsvannføring (-) og vannføring målt ved Randtangen (-) i 2016.

132 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.4a. Tidspunkt for episoder hvor vannstandsreduksjonen målt på logger 102 er større enn 13 cm over en time og den største nedgangen målt over et timesintervall i løpet av episoden.

Episodenummer Start episode > 13 cm per time Største vannstandsreduksjon [cm] 1 24.09.2013 16:47 -14 2 01.10.2013 17:02 -14 3 02.10.2013 16:52 -15 4 30.10.2013 22:52 -16 5 31.10.2013 00:22 -25 6 31.10.2013 19:57 -15 7 01.11.2013 01:17 -30 8 08.11.2013 18:02 -15 9 21.11.2013 20:34 -21 10 19.12.2013 02:19 -14 11 20.01.2014 12:04 -16 12 26.01.2014 01:19 -15 13 06.02.2014 02:09 -19 14 11.02.2014 23:24 -14 15 20.02.2014 02:09 -15 16 29.03.2014 14:49 -17 17 16.12.2014 03:16 -14 18 12.01.2015 16:31 -18 19 15.01.2015 03:46 -14 20 15.01.2015 09:56 -14 21 26.01.2015 00:01 -14 22 17.03.2015 16:11 -20 23 28.03.2015 01:51 -15 24 15.06.2015 08:09 -16 25 27.06.2015 00:09 -15 26 27.06.2015 00:39 -15 27 27.06.2015 02:19 -14 28 08.11.2015 16:52 -20 29 08.11.2015 19:32 -16 30 12.11.2015 02:02 -18 31 18.11.2015 23:02 -22 32 20.11.2015 20:07 -21 33 21.11.2015 20:52 -14 34 24.11.2015 21:52 -14 35 23.12.2015 00:07 -17 36 08.01.2016 05:52 -14 37 09.01.2016 03:32 -14 38 18.01.2016 19:56 -22 39 04.02.2016 13:26 -24 40 16.02.2016 19:21 -18 41 17.02.2016 20:51 -14 42 26.02.2016 01:46 -14 43 04.03.2016 02:21 -18 44 05.03.2016 21:46 -14 45 08.03.2016 03:41 -14 46 09.03.2016 02:01 -14 47 13.03.2016 00:41 -14 48 12.04.2016 18:11 -15 49 26.04.2016 00:21 -15 50 04.06.2016 18:41 -14 51 07.11.2016 20:23 -28 52 07.11.2016 22:03 -15 53 13.12.2016 01:38 -14 54 12.04.2017 00:06 -15 55 20.04.2017 15:16 -14 56 04.01.2018 22:34 -18 57 29.11.2018 21:19 -19 58 01.04.2019 11:48 -14

133 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.4b. Tidspunkt for episoder hvor vannstandsreduksjonen målt på Vetletrøa er større enn 13 cm over en time og størrelsen på vannstandsendringen.

Episodenummer Starttidspunkt Vannstandsendring [cm] 1 25.10.2013 11:00 -18 2 01.11.2013 01:00 -26 3 20.01.2014 10:00 -17 4 06.02.2014 02:00 -16 5 16.02.2014 02:00 -13 6 19.02.2014 22:00 -16 7 26.04.2014 16:00 -13 8 16.12.2014 03:00 -14 9 08.11.2015 17:00 -16 10 18.11.2015 00:00 -15 11 20.11.2015 21:00 -18 12 18.01.2016 21:00 -13 13 04.02.2016 14:00 -22 14 16.02.2016 20:00 -16 15 26.04.2016 03:00 -13 16 07.11.2016 21:00 -21 17 07.11.2016 22:00 -13 18 04.01.2018 00:00 -14 19 29.11.2018 23:00 -14

134 NINA Rapport 1796

Vedlegg 9.5.

”Flaskehalsanalyse med forslag til tiltak i Daleelva i Høyanger”. Delprosjekt 1: Vanndekt areal vannføring – første tilnærming”

En vurdering av hvordan noe mangelfull kunnskap om forholdet mellom vannføring og vanndekt areal i Daleelva i Høyanger påvirker vår mulighet til å gjennomføre hovedpro- sjektet. Notat til Statkraft. Trondheim 1. oktober 2019 Ola Ugedal, Anders Foldvik & Eli Kvingedal Norsk Institutt for naturforskning, Trondheim. I vårt prosjektforslag og tilbud til Statkraft i prosjektet ”Flaskehalsanalyse med forslag til tiltak i Daleelva i Høyanger” foreslo vi en mulig shortcut metode for å vurdere forholdet mellom vannføring og vanndekt areal i Daleelva ( se Delprosjekt 1: Vanndekt areal vs vannføring – første tilnærming i den vedlagte prosjektbeskrivelsen.) Vi siterer: ”I 2007 ble det gjennomført en oppmåling av vanndekt areal på tre ulike vannføringer (omlag 1,3, 3,3 og 5,3 m3/s) i Daleelva (Fjeldstad mfl. 2007a). Oppmålingene skjedde på en studiestrekning som dekker om lag 2,6 km av den anadrome strekningen (som totalt er om lag 5,5 km), fra riksveisbrua og opp forbi ei hengebru i elvas øvre del. På denne strekningen finnes lokaliteter som representerer typiske fysiske habitater for vassdraget og strekningen er i mindre grad berørt av de nyeste modifiseringene av elveleiet i vassdraget . Med bakgrunn i denne oppmålingen ble det utarbeidet to mulige kurver for sammenheng mellom vanndekt areal og vannføring i Daleelva som dekket vannføringsspennet fra 1,3 til 20 m3/s (Fjeldstad mfl. 2007b). Det foreligger flyfoto (Norge i bilder) fra 13. august 2015 som er av tilstrekkelig kvalitet til at det lar seg gjøre å beregne et vanndekt areal ut fra disse bildene. Vannføringen ved fotografering var i overkant av 14 m3/s. Vi foreslår at det gjennomføres digitalisering av vanndekt areal ut fra disse flyfotoene samt analyse og vurdering om de gamle kurvene for sammenheng mellom vanndekt areal og vannføring i Daleelva gir en tilfreds- stillende beskrivelse for den undersøkte strekningen også i dag.

Gyldighet av tidligere etablert forhold mellom vannføring og vanndekt areal ble undersøkt ved å digitalisere vannoverflata i elva basert på flyfoto fra flyfotoserien Sunnfjord-Høyanger fra 13. august 2015 på vannføring i overkant av 14 m3s-1. Digitalisering ble gjort ved å laste ned flyfoto i høyeste oppløsing fra Norgeibilder i geotiff-format, og vanndekt areal ble manuellt digitalisert som polygon fra flyfoto i 1:400 for hele elvestrekningen. Polygonene ble delt opp slik at de avgrenset det området tidligere brukt av SINTEF for å finne forhold mellom vannføring-vanndekt- areal (Fjeldstad mfl. 2007a,b). Arealet av polygonene innenfor dette området ble summert og sammenholdt tidligere resultater fra manuell oppmåling fra SINTEF. Det nye arealet fra vannfø- ring 14 m3s-1 ser ut til å stemme dårlig med ekstrapoleringen fra de tidligere målingene (figur 1). I henhold til det nye målepunktet ved 14 m3s-1 vil vanndekt areal bli redusert til nesten det halve (41 %) når vannføringen reduseres fra 14 til 1,3 m3s-1. Dette stemmer dårlig med det inntrykket vi har fra vassdraget og fotodokumentasjon fra elva ved slike vannføringer (se vedlagte bilder). Dette kan skyldes modifisering og bygging av terskler i perioden mellom SINTEF målingene og dagens situasjon.

135 NINA Rapport 1796

SINTEF målt SINTEF-1 SINTEF-2 Lineær mod NINA-NiB 65000

60000

) 2 55000

Areal(m 50000

45000

40000

35000

30000 0 5 10 15 Vannføring (m3/s)

Figur 1. Sammenhenger mellom vannføring og vanndekt areal på en strekning av Daleelva. Målte eller beregnede verdier er angitt med symboler (Svart: Målt av SINTEF i 2007: Rødt: Beregnet av NINA ut fra arealer digitalisert fra foto i Norge i Bilder basert på data fra 2015. Fargede linjer angir SINTEFs projeksjoner (ekstrapolering) av hvordan vanndekt areal endres med økende vannføring. Svart linje angir en lineær tilpasning til de fire punktene.

En enkel sammenligning av elvebredde tre steder i elva basert på foto fra tre bruer i elva på minstevannføring (1,3 m3s-1 målt ved det målepunktet ved Randtangen) og ca. 14 m3s-1 (ved Randtangen) tyder også på at endringen i vanndekt areal fra 14 til minstevannføring er mindre enn det tidligere etablerte forholdet tilsier (se vedlagte bilder). Ved å finne punkter i bildene med høyest vannføring som også var gjenkjennelige på bildene fra minstevannføring ble ved å trekke linjer mellom disse punktene anslått relativ bredde på elva på minstevannføring i forhold til til- nærmet «bankfull» elv på 14 m3s-1. I områdene med terskler virker tørrlegning i hovedsak begrenset til områdene like ovenfor og like nedenfor terskler. I områder uten terskler er tørrlegging på minstevannføring større og mer jevn på elveavsnittene. Relativ bredde på elva ved minste- vannføring (av de breddene vi kunne ta ut) i områder med terskler er i snitt 86,7 % av bredden ved høy vannføring, mens i den delen uten terskler er relativ bredde ved minstevannføring 70,2 %. Dette understøtter at det tidligere forholdet mellom vannføring og vanndekt areal neppe lenger er gyldig. Mangel på nøyaktig kunnskap om sammenheng mellom vannføring og vanndekt areal har ikke noen avgjørende betydning for konklusjoner av vår flaskehalsanalyse i Daleelva. Vår flaskehalsanalyse vil ha hovedfokus på hva som kan være de viktigste produksjonsbegrensende faktorene med dagens regulering, utforming av elveleie og forsuringssituasjon. I tillegg vil flaskehals- analysen være grunnlaget for å kunne foreslå aktuelle tiltak i vassdraget. Med hensyn til dagens regulering vil vi først og fremst vurdere om det har skjedd endringer etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift. Minstevannføringen både vinter og sommer har økt i vassdraget med det nye ma- nøvrerings-reglementet for Eiriksdal kraftverk sammenliknet med det gamle reglementet. Om vinteren er kravet nå 1,5 m3s-1 mot 0,7 m3s-1 i det gamle og om sommeren har kravet økt til 6,0 m3s-1 fra 5,0 m3s-1. Generelt går det vesentlig mere vann gjennom vassdraget etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift slik at periodene med lav vannføring har blitt kortere enn de var før. Sam- menliknes situasjonen før og etter at Eiriksdal kraftverk kom i drift har endringer i laveste vinter- eller sommer-vannføring derfor ikke ført til noen nye flaskehalser for fisk i elva. For vurdering av effekter av kraftverksreguleringen vil vi også støtte oss på tidligere vurderinger av den «gamle» reguleringen (f.eks. Bremset mfl. 2011 og rapporter fra KU-prosessen).

136 NINA Rapport 1796

I prosjektet skal blant annet effekter av hyppige vannstandsreduksjoner også evalueres. Vi skal evaluere om vannstandsreduksjoner ved et egnet målepunkt i elva er maksimalt 13 cm/t. I tillegg har vi planlagt å karakterisere effektkjøringen i vassdraget ved hjelp av det systemet som ble utviklet i prosjektet EnviPeak (Bakken mfl. 2016) for å karakterisere/klassifisere hvor sterkt ef- fektkjøring påvirker elveøkosystemer. I dette systemet er størrelsen av tørrlagt areal en av de seks faktorene som vurderes i en påvirkningsanalyse. Heller ikke her er nøyaktig kunnskap nød- vendig fordi endring i vanndekt areal som følge av nedkjøringer vurderes i fire klasser fra mye ( > 20 %) til lite (< 5 %). Usikkerhetene knyttet til endringer i vanndekt areal vil her bli hensyntatt ved å regne på hva en eventuell feilklassifisering av denne påvirkningsfaktoren vil ha for den totale kategoriseringen av påvirkning. For de andre fem påvirkningsfaktorene som inngår i dette klassifiseringssystemet har vi gode data fra de analysene vi gjør av de ulike vannføringsseriene fra Daleelva. Konklusjon: For vårt arbeid med flaskehalsanalysene trenger vi ikke ha en nøyaktig sammenheng mellom vannføring og vanndekt areal i Daleelva, og vi kan gjøre våre vurdering ut fra de opplysningene som foreligger.

Referanser Bakken, T.H., Forseth, T., Harby, A., Alfredsen, K., Arnekleiv, J.V., Berg, O.K., Casas-Mulet, R., Charmasson, J., Greimel, F., Halley, D., Hedger, R., Larsen, B.M., Leo, F., Melcher, A., Puffer, M., Pulg, U., Reitan, O., Rüther; N., Saltveit, S.J., Sauterleute, J., Schneider, M., Skoglund, H., Sundt, H., Timalsina, N., Ugedal; O., van Dijk, J., Vollset, K.W., Zakowsky; T. & Zinke, P. 2016. Miljøvirkninger av effektkjøring: Kunnskapsstatus og råd til forvaltning og industri. NINA Tema- hefte 62. 202 s. Bremset, G., Johnsen, B.O og Bongard, T. 2011. Bestandsstatus for sjøvandrende laksefisk i Daleelva i Høyanger. Samlerapport fra ferskvannsbiologiske undersøkelser i perioden 2003-2010. – NINA Rapport 602, 122 s.

Fjeldstad, H.P., Halleraker, J.H., Sundt, H. & Ugedal, O. 2007a. Noen anbefalinger om mil- jøoptimal utforming av nye Eiriksdal kraftverk basert på Øko-hydraulisk modellering i Dale- elva (Høyanger) - Foreløpig rapport fra prosjektet. SINTEF-Arbeidsnotat 08.11.2007. xx s.

Fjeldstad, H.P., Sundt, H. & Ugedal, O. 2007b. Forhold knyttet til manøvreringsreglementet Ei- riksdal kraftverk basert på økohydraulisk modellering i Daleelva. SINTEF Arbeidsnotat 26.11.2007. 5 s.

Vedleggsbilder (se nedenfor)

137 NINA Rapport 1796

Bilde tatt fra den øverste hengebrua i et parti av elva uten terskler. Øverste bilde: fra Norge i bilder i 2015. Nederste bilder fra april 2019 viser elva ved hhv: lav vann- føring (øverst) og høy vannføring (nederst). Tallene på siden angir vanndekt elvebredde ved lav vannføring som prosent av vanndekt elvebredde ved høy vannføring for de ulike målepunktene.

138 NINA Rapport 1796

Bilde tatt fra hengebrua i midtre deler av elva i et parti av elva med terskler. Øverste bilde: fra Norge i bilder i 2015. Nederste bilder fra april 2019 viser elva ved hhv: lav vannføring (øverst) og høy vannføring (nederst). Tallene på siden angir vanndekt elvebredde ved lav vannføring som prosent av vanndekt elvebredde ved høy vannføring for de ulike målepunktene.

139 NINA Rapport 1796

Bilde tatt fra riksveibrua i et parti av elva med terskler. Øverste bilde: fra Norge i bilder i 2015. Nederste bilder fra april 2019 viser elva ved hhv: lav vannføring (øverst) og høy vannføring (nederst). Tallene på siden angir vanndekt elvebredde ved lav vannføring som prosent av vanndekt elvebredde ved høy vannføring for de ulike målepunktene.

140 NINA Rapport 1796

141

1796

ISSN:1504-3312 ISBN: 978-82-426-4553-1