Kalking i vann og vassdrag

Transkript

1 Notat 25-2 Kalking i vann og vassdrag Effektkontroll av større prosjekter 24 Miljøsamarbeid Naturområder og arealbruk Dyr og planter Friluftsliv

2 Kalking i vann og vassdrag Effektkontroll av større prosjekter 24 Utgiver: Direktoratet for naturforvaltning Dato: September 25 Antall sider: 278 Emneord: forsuring, kalking, effektkontroll, overvåking Keywords: asidification, liming, monitoring Bestilling: Direktoratet for naturforvaltning 7485 Trondheim Telefon: Telefaks: Ekstrakt: I dette notatet rapporteres resultater fra vannkjemisk og biologisk effektkontroll i 24 vassdrag som kalkes. Undersøkelser og effektkontroll i de kalkede vassdragene er et viktig grunnlag for evaluering av kalkingsstrategien og gjennomføring av de store elvekalkingsprosjektene. Abstract: We here report results from chemical and biological monitoring in 24 limed river systems in southern Norway. The monitoring of these rivers is important for the evaluation of the liming projects and is a necessary basis for an assessment of the liming strategies. The remaining rivers are acidified to some extent and the aim of the monitoring is to establish the status of acidification and clarify the needs of liming in these rivers in the future. TE 1119 Refereres som: Direktoratet for naturforvaltning, 24. Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 24. Notat Vedlegg med primærdata er lagt ut på internettutgaven av denne rapporten på adresse:

3 Arendalsvassdraget Koordinator: A. Hindar, NIVA 1 Innledning Forfatter: A. Hindar, NIVA Medarbeidere: J. Håvardstun og L.B. Skancke, NIVA 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr: 19 Fylker: Telemark og Aust-Agder Areal, nedbørfelt: 425 km 2 Regulering: Sterkt regulert (Nisser, Fyresvatn, Nesvatn, flere elvekraftverk på strekningen Nisser-Rygene) Spesifikk avrenning: 28,3 l/s/km 2 Middelvannføring: 115 m 3 /s Kalket siden: Gradvis opptrapping lokalt, men hovedplan med Nisser i Lakseførende strekning: 22 km til Eivindstad kraftverk, men vandringshinder og -forsinkelse ved Helle/Rygene pga lav vannføring, feilvandring til omløpstunnel, trefiberutslipp og gassovermetning. Kalkingsstrategi: De to store innsjøene Nisser og Fyresvatn ble kalket hhv. vinteren 1996/97 og høsten 1997 med hhv. 1. og 8. tonn kalk. Samtidig er vannkvaliteten i Nesvatn bygget opp ved tiltak oppstrøms. Disse tiltakene må suppleres med dosererkalking for at vannkvaliteten skal komme opp i laksekvalitet, jfr. revidert kalkingsplan (Hindar og Larssen 24). I 24 ble fire innsjøer i Arendalsvassdraget på Aust-Agder siden (hvorav tre i Rorevassdraget) kalket med til sammen 112 tonn (94 tonn i Rorevassdraget) kalksteinsmel (SK3). Dette er en liten reduksjon i kalkmengde i forhold til året før (165 tonn kalksteinsmel NK3 i 23). Og i samme vassdrag doserte dessuten anlegget på Kiland 422 tonn kalksteinsmel (NK3). Det ble heller ikke dette året kalket fra Urånadosereren, og denne dosereren vurderes nedlagt. I august/september 24 ble 19 innsjøer i Telemarksdelen av vassdraget kalket med til sammen 153 tonn kalksteinsmel (SK3), mens det året før ble kalket 171 innsjøer med totalt 116 tonn kalksteinsmel. Kalkingsdataene er innhentet fra Fylkesmannen v/miljøvernavdelingen i Aust-Agder og i Telemark Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Arendalsvassdraget har mistet sin laksebestand og trolig også bestanden av bleke (Nelaug), samt at flere innlandsfiskebestander er tapt, er svake eller har vist tilbakegang. Kalkingsplan: Hindar (1989). Biologisk mål: Langsiktig mål: Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Tiltaket bygges trinnvis opp mot dette målet. Vannkvalitetsmål: Kortsiktig mål: ph 6,-6,2 i de tre store innsjøene. Figur 1.1. Arendalsvassdraget med nedbørfeltet ned til Rygene. 11

4 1.3 Stasjonsoversikt 2 Vannkjemi Forfatter: A. Hindar, NIVA Medarbeidere: L. B. Skancke, R. Høgberget, J. Håvardstun og E. Kleiven, NIVA Arendalsvassdraget hadde før kalking små variasjoner i vannkvalitet i ulike deler av feltet. De store innsjøene Nisser og Fyresvatn hadde ph-verdier på 5,3-5,5, mens det var surere i Nesvatn-området og nærmere kysten (Rorefeltet). Den vannkjemiske overvåkingen av Arendalsvassdraget i forbindelse med kalking ble igangsatt i Endringer ble innført i september 21, da de to stasjonene Nobbenuten og Sigridnes ble tatt ut av undersøkelsen. Likeledes ble antall prøvetakinger i innsjøene Nisser, Fyresvatn og Nesvatn redusert fra to til en f.o.m. 22. I dette vassdraget er det ikke opprettet referansestasjon for vannkjemi. Det skyldes at det kalkes høyt oppe i vassdraget, og at det derfor er vanskelig å finne egnet referanse til hovedvassdraget. Men siden det er referansestasjoner både i Vegårvassdraget i sørøst og i Tovdalsvassdraget i vest, anses dette som et lite problem. 2.1 Nisser, Fyresvatn og Nesvatn Figur 1.2. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemi i Arendalsvassdraget. Stasjon 1 og 12 er tatt ut av programmet, mens stasjon 1 prøvetas som del av den nasjonale sur nedbørovervåkingen. Det vises forøvrig til teksten. 1.4 Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon: 3723 Tveitsund Årsnedbør 24: 148 mm Normalt: 994 mm % av normalen: 15 % mm nedbør TVEITSUND Norm 61-9 JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.3. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon Tveitsund (sørenden av Nisser). Normal månedsnedbør for perioden er angitt (met.no 25). Innsjøene ble prøvetatt på fire dyp én gang i november (Nesvatn) eller desember (Fyresvatn og Nisser). Vannkvaliteten i Nisser var god (middel-ph=5,94) selv om ph lå noe under ønsket kvalitetsmål på ph 6,-6,2. Kalsiumkonsentrasjonene var omlag som året før og lå i området 1,8-1,12 mg/l (Tabell 2.1, Figur 2.1). Dette er et resultat av innsjøkalking oppstrøms og den lange oppholdstida i innsjøen som fordrøyer virkningen av innsjøkalkingen i Verdiene for aluminium varierer noe fra år til år, og reduksjonen i middelverdi for reaktivt aluminium (RAl) som ble registrert foregående år, ble endret til en økning til 49 µg/l RAl i 24. LAl (labilt Al) økte samtidig til µg/l. Fyresvatn hadde noe høyere ph enn Nisser i 24 til tross for litt lavere Ca-konsentrasjoner. Konsentrasjonene av reaktivt (38-48 µg/l) og labilt aluminium (11-17 µg/l) var dermed også noe lavere enn i Nisser. Nesvatn har lavest middel-ph (5,7) av de tre innsjøene, men verdien for 24 var klart høyere enn tidligere, spesielt pga 1-metersverdien på 6,17. I 24 var middelverdien for kalsium,84 mg/l, og med unntak av prøven fra øverste dyp var alkaliteten noe lavere enn verdiene i Nisser og Fyresvatn. Konsentrasjonen av reaktivt Al var klart høyere i Nesvatn enn i de andre to sjøene, men nivået for labilt aluminium var for første gang ikke høyere enn i Nisser. Det skyldes en kombinasjon av noe lavere ph, men høyere TOC. Kalsiumkonsentrasjonen er klart redusert i alle de tre innsjøene etter kalking (Figur 2.1), mens ph har stabilisert seg omkring ph 6, i Nisser og Fyresvatn. I Nesvatn synes det å være en liten økning i ph i 24. Mindre forsuring og kalking av en rekke innsjøer i Telemarksdelen gir en mindre reduksjon i ph og Ca enn forventet etter innsjøkalkingen. Dette har selvsagt også betydning for kostnadene ved eventuell videre oppkalking av vassdraget (Hindar og Larssen 24). 12

5 Tabell 2.1. Primærtabell for vannkjemi for de tre innsjøene Nisser, Fyresvatn og Nesvatn for 24. Nr. Stasjon Dato Dyp ph Ca Alk-E RAl ILAl LAl TOC Temp. Sikt Fargem mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg C/L C m obs. 3 Nisser sør 8/12/4 1 5,95 1, ,9 4,8 11,5 Grønn 3 Nisser sør 8/12/4 1 5,96 1, ,9 4,8 3 Nisser sør 8/12/4 3 5,94 1, ,9 4,8 3 Nisser sør 8/12/4 15 5,9 1, ,9 4,4 5 Fyresvatn 8/12/4 1 6,3 1, , 5,2 9,5 Grønn 5 Fyresvatn 8/12/4 1 6, 1, , 5,1 5 Fyresvatn 8/12/4 3 5,99 1, , 5,1 5 Fyresvatn 8/12/4 2 5,95 1, , 4,7 7 Nesvatn 16/11/4 1 6,17, ,8 5,9 7,3 Grønn 7 Nesvatn 16/11/4 1 5,83, ,8 5,9 7 Nesvatn 16/11/4 3 5,8, ,8 5,9 7 Nesvatn 16/11/4 5 5,78, ,7 5,4 ph Ca, mg/l 2, 1,5 1,,5, , 6,5 6, 5,5 Nisser Fyresv. Nesv. Nisser Fyresv. Nesv. 2.2 Hovedvassdraget og anadrom strekning Figur 2.2 og Tabell 2.2 viser resultater fra den manuelle prøvetakingen ved Rygene på den anadrome strekningen. Redusert forsuring og kalking har bidratt til en vannkvalitetsforbedring på denne stasjonen, men vannkvaliteten er noe ustabil og fortsatt ikke akseptabel for laks (Figur 2.2 og Figur 2.3). I 24 var middelverdien for ph ved stasjonen på Rygene noe lavere enn året før (ph=5,81), men laveste ph var noe høyere og spredningen (5,61-6,1) mindre. Med unntak av januar og til dels april var første halvår i 24 ikke preget av spesielt mye nedbør. Men årets laveste ph-verdi ble målt under snøsmeltingen (17.april), og fire av de fem prøvene som ble tatt i tidsrommet 17.februar til 18.mai, hadde ph 5,9. I samme periode var LAl-konsentrasjonen µg/l. Dette tyder på at vannkvaliteten kan ha vært ugunstig i en svært sårbar periode for anadrom fisk. For 24 var middelkonsentrasjonen av kalsium i de manuelle prøvene ved Rykene 1,15 mg/l mot 1,25 mg/l i 23. 5, Figur 2.1. Kalsium (Ca) og ph på 1 meters dyp i de tre store innsjøene i perioden En gunstigere forsuringssituasjon gjenspeiles ved at det nå måles høyere ph-verdier i forhold til Ca-konsentrasjon enn tidligere. Mens Ca-konsentrasjonen er endret med et par tidels milligram per liter over 2 år, er ph-nivået økt fra 5,2-5,3 til nesten 5,9 i middel (Hindar og Larssen 24). Kontinuerlig måling av ph ved Rygene dam ble satt i gang i september 2. Data for 24 (Figur 2.3) viser at ph kom ned mot 5,5-5,6 i april og oktober. Hovedtyngden av verdiene synes å ligge noe lavere enn i 23, og bortsett fra perioden 12. juni 11. juli var det ikke mange målinger med ph>6,. Med unntak av en dag ligger alle verdiene under ph 6, i smoltifiseringsperioden. Stasjonen hadde driftstans i to perioder; ca. en måned i januar/februar og en måned i juli/august. 13

6 Tabell 2.2. Vannkvalitet ved Rygene dam i Arendalsvassdraget i 24. Nr. Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 1 Nidelva, Rygene Mid 5,81 1, ,2 31 Min 5,61, ,3 19 Max 6,1 1, ,7 51 N ph Ca, mg/l 6,5 6, 5,5 5, 4, , 1,5 1,,5, DNs dosererkontroll ved Kilandsvann i Rorevassdraget skjer umiddelbart oppstrøms doserer, mens stasjonen nedstrøms er plassert i utløpet av Kilandsvann. Det vil si at nedstrømsstasjonen er en overvåkingsstasjon og ikke har direkte nytte som dosererkontroll. Det kan f.eks. være slik at dosereren er ute av funksjon i flere uker uten at det oppdages fordi vannkvaliteten ved utløpet av innsjøen er forholdsvis stabil. Kalkdosereren ved Kiland har gitt forholdsvis god vannkvalitet i utløpet av Kilandsvann i store deler av 24, men ph virker ustabil og er periodevis langt under 6, og i andre perioder godt over 6,5 (Figur 2.4). Verdiene gjennom året har variert i området 5,22-6,94. Kalsiumverdier i området 1,2-4,7 mg/l viser også at doseringen i deler av året har vært svært lav, mens den i andre deler av året kanskje er noe for høy, avhengig av hva som er målområdet for kalkingen. LAl, µg/l , 6,5 Kiland oppstr. Kiland nedstr. ph 6, 5,5 Figur 2.2. ph, kalsium og labilt aluminium ved Rygene i perioden , 4,5 jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 ph 6,5 6, 5,5 5, Ca, mg/l 5, 4, 3, 2, 1,, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 4,5 4, 1.jan 2.mar 2.mai 2.jul 1.sep 1.nov Figur 2.4. Resultater for ph og kalsium fra DNs dosererkontroll på stasjonene oppstrøms og nedstrøms (utløp Kilandsvann) doserer ved Kiland i Rorevassdraget (data fra M-lab AS i Stavanger). Figur 2.3. Kontinuerlig måling av ph ved Rygene dam i

7 3 Planteplankton Forfatter: P. Brettum, NIVA Kvantitative planteplanktonprøver fra innsjøene Fyresvatn, Nisser og Nesvatn i Arendalsvassdraget har vært samlet inn og analysert gjennom seks år i perioden Prøvene var blandprøver fra -1 m dyp. Totalvolum planteplankton ved hvert prøvetakingstidspunkt og den prosentvise sammensetningen av hovedgruppene er framstilt i Figur 3.1. I Vedlegg B1- B3 er analyseresultatene for de tre innsjøene i 24 gitt. I Tabell 3.1 er det tatt med noen viktige data for de enkelte årene i hver innsjø. Med unntak av 21, da en prøve også ble samlet inn i november, ble det samlet inn og analysert tre prøver pr. år. Disse er tatt omtrent på samme tid alle årene, slik at en kan gjøre en viss sammenligning fra år til år. Bare tre prøver er grunnlaget også for 21 i tabellen nedenfor. Tabell 3.1. Variasjoner i registrert maksimum totalvolum, beregnet middelverdi for totalvolum og antall arter/taksa for perioden i innsjøene Fyresvatn, Nisser og Nesvatn. Verdiene for planteplanktonvolum er gitt i mm 3 /m 3 (@mg/m 3 våtvekt). År FYRESVATN Maks. vol Midd. vol Reg. taksa NISSER Maks. vol Midd. vol Reg. taksa NESVATN Maks. vol Midd. vol Reg. taksa Fyresvatn Analyseresultatene for mengde og sammensetning av planteplankton i Fyresvatn i 24 viser stor likhet med resultatene fra tidligere år. Mengde og sammensetning viser et planteplanktonsamfunn typisk for svært næringsfattige, ultraoligotrofe vannmasser. Største totalvolum for hele seksårsperioden ble notert i august 21 med 117 mm 3 /m 3, mens maksimum for de fem andre årene lå mellom 62 og 11 mm 3 /m 3 (Tabell 3.1). Verdiene for alle årene var med andre ord små og ganske jevne fra år til år, noe beregnet middelverdi også viser. Antall registrerte arter/taksa har variert mellom 38 og 46, flest i 21 og 23. Ser en perioden under ett var gruppene gullalger (Chrysophyceae) og fureflagellatene (Dinophyceae) mest framtredende. Viktigste arter/taksa blant gullalgene var ulike chrysomonader. Blant fureflagellatene var det først og fremst Peridinium umbonatum (P. inconspicuum) som var det viktigste elementet innen gruppen. Artene Rhodomonas lacustris og Katablepharis ovalis innen gruppen Cryptophyceae (svelgflagellater), som ellers er vanlig i de fleste norske innsjøer, ble tidligere ikke registrert i Fyresvatn. Disse to artene finner en ikke i de sureste vannforekomstene. De forsvinner vanligvis når ph blir lavere enn 5,- 5,5. I 1999 ble ingen av disse to artene registrert i Fyresvatn, men i 2 fant en enkelte individer av Katablepharis ovalis. Det samme har vært tilfelle i alle årene etterpå. Denne arten er gjerne den første av de to som dukker opp igjen når vannmassene blir mindre sure. Blågrønnalgen (Cyanophyceae) Merismopedia tenuissima har tidligere vært registrert med noen få individer. Dette er, i motsetning til de fleste andre planktoniske former innen denne gruppen, en indikatorart på næringsfattige og litt sure vannforekomster. I 22 hadde denne økt i mengde, og utgjorde en større andel av det samlete planteplanktonvolum enn tidligere. I 23 ble det igjen bare registrert relativt få individer av denne arten i prøvene, og det samme var tilfelle i Nisser I Nisser ble det også i 24 registrert relativt lave verdier for totalvolum planteplankton, som tidligere år. Selv om det har vært en betydelig økning, relativt sett, gjennom undersøkelsesperioden, med økning av registrert maksimum på mer enn 1 % fra 1999 til 22, er verdiene fremdeles lave og viser næringsfattige, oligotrofe vannmasser. Registrert maksimum var i august 22 på 23 mm 3 /m 3, og middelverdien for sesongen 154 mm 3 /m 3. Registrert maksimum i 23 var omtrent like stort, 213 mm 3 /m 3. I 24 var verdiene betydelig lavere og omtrent på samme nivå som i begynnelsen av undersøkelsesperioden. Antall registrerte arter/taksa økte jevnt gjennom perioden og utgjorde 45 både i 22 og 23. I 24 var imidlertid antallet bare 36. Den relativt sett kraftige økningen i mengde en registrerte, særlig i 22, skyldtes i første rekke en økning i andelen av blågrønnalgen Merismopedia tenuissima. Dette er, som tidligere nevnt, en karakteristisk art for næringsfattige, men ikke for sure vannmasser. Den utgjorde i august 22 hele 5 % av det samlete planteplanktonvolum i Nisser. I 23 var andelen av denne arten noe mindre ved maksimum. Da utgjorde den 27 % av totalvolumet. Andelen i 24 lå omtrent på samme nivå som i 23. Ved siden av Merismopedia tenuissima er det også i Nisser gruppene gullalger (Chrysophyceae) og fureflagellater (Dinophyceae) som har vært mest framtredende. Det har først og fremst vært ulike chrysomonader, fureflagellaten Peridinium umbonatum (P. inconspicuum) og fureflagellater innen slekten Gymnodinium som har dominert også i 24. Svelgflagellaten (Cryptophyceae) Katablepharis ovalis har vært registrert i Nisser i hele undersøkelsesperioden, men i små mengder. I Nisser utgjorde dessuten grønnalgene (Chlorophyceae) en større andel av det samlete planteplanktonvolum enn i de to andre innsjøene, også i 24, med Monoraphidium griffithii som den viktigste arten. Artsinventaret og registrert maksimalt totalvolum viser fremdeles næringsfattige, oligotrofe vannmasser. 15

8 3.3 Nesvatn Denne innsjøen har også et artsfattig planteplanktonsamfunn. Sammenlignet med de to andre innsjøene har imidlertid registrert maksimum totalvolum vært noe høyere alle seks årene, høyest i august 22. Da var totalvolumet 28 mm 3 /m 3 og gjennomsnittet av de tre prøvene var i 22 på 123 mm 3 /m 3. I 23 var registrert maksimum 141 mm 3 /m 3 og gjennomsnittet av prøvene 9 mm 3 /m 3, mens det i 24 var maksimum i august på 15 mm 3 /m 3 og et gjennomsnitt på 81 mm 3 /m 3. Gjennomsnittsverdien for totalvolum de seks årene varierte i Nesvatn mellom 81 og 123 mm 3 /m 3, noe som viser en forholdsvis jevn algebiomasse fra år til år i vekstsesongen. 22 var også her det året da flest arter/taksa ble registrert i prøvene, tilsammen 49. I 23 ble 46 arter/taksa registrert i prøvene, mens det i 24 bare ble registrert 39 arter/taksa. I Nesvatn har gruppene gullalger (Chrysophyceae) og fureflagellater (Dinophyceae) i ennå større grad enn i de to andre innsjøene vært de viktigste. Særlig har fureflagellatene utgjort en større andel av det samlete planteplanktonvolum i flere prøver. De viktigste artene blant gullagene var ulike chrysomonader og blant fureflagellatene Peridinium umbonatum (P. inconspicuum) og arter innen slekten Gymnodinium. Blågrønnalgen Merismopedia tenuissima var tidligere av helt underordnet betydning i denne innsjøen, men i august 24 utgjorde den hele 11 % av totalvolumet. Gruppen "µ-alger" (små, ikke nærmere identifiserte former med diameter 2-4 µm) utgjorde til tider en større andel av det samlete planteplankton enn i de to andre innsjøene. Andre grupper var uten spesiell kvantitativ betydning i Nesvatn. Den registrerte sammensetningen av arter/taksa sammen med maksimumsvolumet og middelvolumet beregnet for Nesvatn, viser også for denne innsjøen næringsfattige, oligotrofe vannmasser. mm 3 /m Fyresvatn Cyanophyceae (blågrønnalger) Chlorophyceae (grønnalger) Chrysophyceae (gullalger) 5 2.juni aug.99 6.okt.99 2.juni 23.aug. 6.okt. 19.juni 1 23.aug.1 1.okt.1 19.juni 2 21.aug.2 9.okt.2 18.juni 3 19.aug.3 9.okt.3 16.juni 4 26.aug.4 6.okt.4 Bacillariophyceae (kiselalger) Cryptophyceae (svelgflagellater) Dinophyceae (fureflagellater) mm 3 /m Nisser Cyanophyceae (blågrønnalger) Chlorophyceae (grønnalger) Chrysophyceae (gullalger) 5 2.juni aug.99 6.okt.99 2.juni 23.aug. 6.okt. 19.juni 1 23.aug.1 1.okt.1 19.juni 2 21.aug.2 9.okt.2 18.juni 3 19.aug.3 9.okt.3 16.juni 4 26.aug.4 6.okt.4 Bacillariophyceae (kiselalger) Cryptophyceae (svelgflagellater) Dinophyceae (fureflagellater) mm 3 /m Nesvatn Cyanophyceae (blågrønnalger) Chlorophyceae (grønnalger) Chrysophyceae (gullalger) 5 2.juni aug.99 6.okt.99 2.juni 23.aug. 6.okt. 19.juni 1 23.aug.1 1.okt.1 19.juni 2 21.aug.2 9.okt.2 18.juni 3 19.aug.3 9.okt.3 16.juni 4 26.aug.4 6.okt.4 Bacillariophyceae (kiselalger) Cryptophyceae (svelgflagellater) Dinophyceae (fureflagellater) Figur 3.1. Variasjoner i totalvolum og sammensetning av planteplankton i Fyresvatn, Nisser og Nesvatn

9 4 Zooplankton og litorale krepsdyr Forfatter: B. Walseng, NINA Dyreplanktonet og litoralsamfunnet i Nesvatn, Nisser og Fyresvatn, samt litorale krepsdyr fra åtte stasjoner i Nidelva nedstrøms Nisser ble prøvetatt i 24. Alle tre sjøene ble også undersøkt i 1993 (Walseng et al. 1994). Nesvatn ble deretter undersøkt årlig etter 1995, mens det fra Nisser foreligger prøver fra og med Fyresvatn ble inkludert i undersøkelsen fra Fra 24 foreligger det til sammen 216 planktonprøver fra tre datoer (juni, august og oktober) hvorav 198 er kvantitative prøver (14 l Schindler), mens 18 prøver består av kvalitative håvtrekk. Fra de åtte stasjonene i Nidelva nedstrøms Nisser foreligger det prøver av litorale krepsdyr fra samtlige stasjoner i juni, august og oktober. Alle stasjonene er lagt til stilleflytende partier av Nidelva med vegetasjon, hovedsakelig flaskestarr og elvesnelle. Det ble i tillegg tatt litorale krepsdyrprøver fra Nisser, Fyresvatn og Nesvatn. For en mer utfyllende metodikkbeskrivelse henvises til Hindar et al. (1997). Fra de tre vannene og Nidelva nedstrøms Nisser foreligger til sammen 33 litorale krepsdyrprøver. 4.1 Planktoniske krepsdyr Nesvatn Planktonsamfunnet i Nesvatn i 24 bestod av tre arter vannlopper og fire arter hoppekreps. Rovformen Bythotrethes longimanus, som ble registrert i de to foregående årene, ble ikke funnet i 24 (vedlegg C1). H. gibberum er kun registrert fåtallig etter kalking og liksom i 23 ble den kun påvist i juni og august. I oktober manglet den helt begge år. Før kalking, dvs i 1993, utgjorde H. gibberum 14% av planktonet. H. gibberum er en kalkskyende art, og en tilbakegang kan settes i sammenheng med kalkingen av vannet. Etter at den calanoide hoppekrepsen Mixodiaptomus laciniatus ble funnet sporadisk de første årene etter kalking, ble den mer vanlig i de påfølgende årene (Figur 4.1). Det er særlig i august at det er blitt funnet mange voksne individer av arten og i 23 utgjorde adulte hanner og hunner, med og uten egg, 1% av planktonet. I august 24 var det færre voksne individer til samme tid, og nå ble det også funnet voksne individer av E. gracilis, noe som ikke var tilfelle i august 23. Hele 37% av planktonet bestod av copepoditter som ikke ble artsbestemt, og den reelle fordelingen av E. gracilis og M. laciniatus er derfor usikker. M. laciniatus er vurdert som en indikator på en bedret vannkvalitet. Austrumdalsvatn (Bjerkreimvassdraget) og Store Finntjern (Aust-Agder) er eksempler på vann der arten er kommet inn etter kalking (Walseng & Sloreid 2, Kaste et al. 1999). Det fins eksempler på at M. laciniatus i høyereliggende lokaliteter har økt i antall etter kalking (Lindström 1992) noe som sannsynligvis skyldes økte mengder kalsium og magnesium. Arten viste tegn på forsuringsskader i lokaliteter med lav ph innen samme område. M. laciniatus er unntaksvis funnet ved lav ph. I Sandvatnet på heia rett vest for Nisser ble den i mai 1987 funnet ved ph 4,3 (Walseng & Halvorsen 1988). Med unntak av to myrpytter med ph i underkant av 5, (Eie 1982, Walseng et al. 1994) er den ikke funnet ved ph lavere enn 5,. I flere år har andelen av E. gracilis gått ned samtidig med at M. laciniatus har økt. I 24 er det signaler på at denne trenden kan være i ferd med å snu. Sameksistens mellom E. gracilis og M. laciniatus er forholdsvis sjeldent i Norge og er kun registrert i 18 vann. Bortsett fra ett vann i Nord-Norge, ligger alle de øvrige i de sør og sørvestlige fylkene med flest i Rogaland. Alle vannene har ph>5,2, og som tidligere nevnt er sameksistens blant annet blitt registrert etter at M. laciniatus er kommet inn etter kalking. C. scutifer dominerer planktonet i Nesvatn og i juni og oktober utgjorde arten hhv. 82% og 77%. Det skyldes å gjøre oppmerksom på at nauplier er inkludert i disse prosentandelene. C. scutifer blir favorisert av kalking og en økning i bestanden er ofte registrert etter kalking (Eriksson et al. 1983, Sandøy & Nilssen 1987, Hörnström et al. 1992, Fiskeristyrelsen Statens Naturvårdsverk 1981). Undersøkelser har vist at arten blant annet får nedsatt eggproduksjon ved lav ph (Arvola et al. 1986). Heterocope saliens utgjør fortsatt små andeler av planktonet. Økningen i tetthet, som ble registrert i de første årene etter kalking, har stoppet opp og det ble funnet mindre enn 5 ind/m 3 i både juni og oktober. 1 % 8 % 6 % 4 % Nesvatn 1993, 95-4 C. scutifer Cal sp M. laciniatus E. gracilis B. longispina andre 2 % % Figur 4.1. Prosentvis sammensetning av planktonsamfunnet i Nesvatn 1993,

10 Det ble registrert minst seks arter hjuldyr (vedlegg C2). Kellicottia longispina har hele tiden vært dominerende art. I 1995 var dette eneste hjuldyrart i innsjøen. Liksom i 23 var C. unicornis/hippocrepis dominant i juni, mens den kolonidannende arten Polyarthra dolichoptera var dominant i august. I 23 forekom denne arten fåtallig. Trenden de siste årene, med en økning av hjuldyr i juni, hadde stoppet i 24. I 23 ble det registrert 18 ind/m 3 i juni, mot 14 ind/m 3 i 24. Dette kan ha hatt sammenheng med at forsommeren var mindre varm det siste året. Nisser Calanoiden Acanthodiaptomus denticornis ble både i august og oktober 22 registrert i planktonet, og var da ny art for Nisser. Også i oktober 23 ble det registrert flere voksne individer. Det ble stilt spørsmål om hvorvidt denne arten ville etablere seg, og kanskje på sikt overta for M. laciniatus som fram til 22 hadde vært eneste calanoide ved siden av Heterocope saliens. Resultatene fra 24 (Figur 4.2), da det ikke ble påvist noen voksne individer av A. denticornis, tyder imidlertid på at et slikt scenarie ikke er nært forestående. Det hadde vært overraskende om dette skulle skjedd da arten er assosiert med mindre vannforekomster uten fiskepredasjon. A. denticornis er den største calanoiden utenom Heterocope-artene og Limnocalanus macrurus, og den er derfor sårbar i vann med stor fiskepredasjon. Etter mindre dominans av Holopedium gibberum i 23 i forhold til de to foregående årene var den igjen mer vanlig i 24. Arten utgjorde nær 1% av planktonet i både juni og oktober. Etter at det ble kalket utgjorde H. gibberum kun få prosent av planktonet. I 21 og 22 var dominansen igjen på samme nivå som før kalking, dvs 2-4%. Mixodiaptomus laciniatus utgjorde ca 1% av planktonsamfunnet før kalking. Etter kalking økte andelen til 25-4% for så å nærme seg nivået fra før kalking. I 23 var det igjen en økning som fortsatte i 24 da den i juni utgjorde mer enn halvparten av planktonet. C. scutifer har i hele undersøkelsesperioden utgjort størst andeler i snitt, og i 24 var det denne arten, sammen med M. laciniatus, som utgjorde det meste av planktonsamfunnet. Størst var dominansen i oktober 24 da arten utgjorde cirka halvparten av individene. I snitt var tettheten av krepsdyr omtrent den samme i 24 som i 23. Den har tatt seg noe opp i forhold til 21/22 og nærmer seg nivået fra 1999 og 2. Med minst ni arter hjuldyr er Nisser sannsynligvis den mest artsrike av de store innsjøene i Arendalsvassdraget (vedlegg C2). Liksom tidligere år dominerte C. unicornis/hippocrepis ved alle besøk. K. longispina dominerte i juni og oktober, Keratella hiemalis i august og oktober, mens den kolonidannende formen Polyarthra dolichoptera dominerte i august. Det ble funnet 42 7 ind/m 3 i juni. Dette er den største tettheten som er registrert etter at overvåkingen startet. Fyresvatn Planktonsamfunnet bestod åtte arter, fire arter vannlopper og fire arter hoppekreps (vedlegg C1). Rovformen Bythotrephes longimanus (vannloppe) og hoppekrepsen Mesocyclops leuckarti ble ikke funnet i 24, men var til stede i 23. Liksom i Nesvatn er det også i Fyresvatn i ferd med å skje et skifte fra E. gracilis til M. laciniatus (Figur 4.3). M. laciniatus ble registrert som ny art i Den ble ikke registrert i 1998, men i både 1999 og 2 ble det funnet flere voksne hanner og hunner (august og oktober). I de tre siste årene har arten dominert i august, men også de calanoide nauplier som ble funnet i juni må antas å tilhøre arten. I oktober 24 ble det funnet voksne individer av både E. gracilis og M. laciniatus. Liksom i Nesvatn er endringen i calanoide-faunaen satt i sammenheng med kalkingen av vannet. Etter en svak nedgang i dominans av C. scutifer i 21 og 22 er tendensen i 23 og 24 at arten øker i dominans. C. scutifer har i hele undersøkelsesperioden utgjort størst andeler i oktober noe som i hovedsak skyldes mange nauplier. Daphnia longispina, som ble funnet i 1999 og 22, ble ikke registrert i 24. Det er usikkert hvorfor arten ikke har etablert seg i vannet, nå som vannkvaliteten er blitt akseptabel. Tettheter av krepsdyr i Fyresvatn er noe større enn i Nisser. Sammenlignet med de to siste årene har det skjedd en økning, og tettheten var i 24 av samme størrelsesorden som i årene etter kalking. Det ble registrert mer enn en tidobling i antall individer fra juni (ca 1 ind/m 3 ) til august (> 1 ind/m 3 ). Det ble funnet minst åtte arter hjuldyr i Fyresvatn (vedlegg C2). K. longispina og den kolonidannende formen Polyarthra dolichoptera dominerte ved alle besøk. I tillegg var Keratella hiemalis dominant i juni. Tettheten av hjuldyr var lav sammenlignet med i Nisser og Nesvatn, spesielt i juni. 1 % 8 % 6 % 4 % 2 % Plankton i Nisser 1993, 96-4 C. scutifer M. laciniatus B. longispina H. gibberum andre % Figur 4.2. Prosentvis sammensetning av planktonsamfunnet i Nisser 1993,

11 Plankton i Fyresvatn 1993, % 8 % 6 % 4 % 2 % % C. scutifer Cal indet M. laciniatus E. gracilis B. longispina H. gibberum andre Figur 4.3. Prosentvis sammensetning av planktonsamfunnet i Fyresvatn 1993, Litorale krepsdyr Artsantallet varierte fra 11 til 34 arter i 24 med flest arter ved den nederste stasjonen (Rygene) i Nidelva og færrest arter i Nesvatn (vedlegg C3). I snitt var det like stor artsrikdom som i de to forgående årene. Gjennomsnittet av arter har variert lite de siste åtte årene (21-24 arter). Det ble ikke registrert noen nye arter for vassdraget i 24. Ved de tre stasjonene oppstrøms Rygene ble det funnet 29 arter. Ved stasjon 3 og 4 er dette en økning i forhold til tidligere år. Ved stasjonene 6 og 7 var det derimot en nedgang i antall arter sammenlignet med de forgående årene. Størst var nedgangen ved stasjon 7 der det i 24 ble funnet 2 arter mot arter i de fire foregående årene. En viktig årsak har vært tørrleggingen av stasjonen i forbindelse med manøvreringen av kraftstasjonen oppstrøms. Ved besøket i august var stasjonen helt tørrlagt. Også i juni var det svært redusert vannstand. I oktober var forholdene normalisert. Tilsvarende skjedde i 1997 da det kun ble registrert 14 arter. Ved stasjon 8 (Treungen) ble det registrert 22 arter dvs. en art mer enn i 23. Denne stasjonen har nesten uten unntak hatt lavest artsrikdom, så også i 24 når vi ser bort fra stasjon 7. I 24 hadde Nisser, Fyresvatn og Nesvatn respektive 16, 15 og 11 arter. Det har i alle år vært funnet relativt få arter i de tre store innsjøene. Dette skyldes ustabile forhold i strandsonen grunnet regulering. Bosmina longispina, Alonopsis elongata og Chydorus sphaericus, som er våre tre vanligste litorale vannloppearter, er funnet ved alle stasjonene i 24. I tillegg til disse er det et 2-talls arter som er funnet med en frekvens høyere enn 5%. De forsuringstolerante artene, Acantholeberis curvirostris, Alona rustica og Diacyclops nanus, som fram til 2 var blitt mer og mer sjeldne, er blitt mer vanlig i de seinere årene, så også i 24. A. rustica ble registrert ved hele seks av stasjonene i elva. Oppblomstring av forsuringstolerante arter har tidligere vært satt i sammenheng med surstøt som ved stor vannføring (jfr. høsten 2). Hvorvidt sure episoder i perioden august-oktober 24 i øvre deler har påvirket artssammensetningen, vil muligens gjenspeile seg i 25. Alonella excigua ble ikke påvist i 1993 men er funnet ved de tre nederste stasjonene siden I 23 manglet den bare ved stasjonene 5 og 8. I 24 ble den bare funnet vi de tre nederste stasjonene. Arten forekommer normalt hyppigst ved gunstig ph (Walseng upubl.). Hoppekrepsen Eucyclops macrurus, som er sett på som en god indikator på bedret vannkvalitet (Walseng 1998), ble funnet ved stasjonene 2 og 8 samt i Fyresvatn. Arten er tidligere funnet ved de to nederste stasjonene i tillegg til i Nisser. Den forsuringsfølsomme arten Camptocercus rectirostris ble bare funnet ved stasjon 5. I 23 ble den også registrert ved stasjonen nedstrøms og ved begge stasjonene oppstrøms. Den er tidligere også blitt registrert ved disse stasjonene. En annen forsuringsfølsom art, Pseudochydorus globosus, ble funnet ved stasjon 8 der den ikke er registrert tidligere. Den er funnet ved stasjonen nedstrøms (Tjønnefoss). Artslister ( ) fra de åtte stasjonene i Nidelva samt fra litoralsonen i de tre store innsjøene, ble analysert ved hjelp av DCA-ordinasjon. Materialet er behandlet passivt i en ordinasjon av sure og nøytrale referansevann i Rorevassdraget. Det foreligger nå til sammen 98 artslister fra Arendalsvassdraget, mens Rore-ordinasjonen består av til sammen 28 artslister (4 vann i perioden ). 1. aksen i Rorematerialet er sterkt korrelert til ph (r 2 =,94). Ordinasjonen resulterte i at 28.5 % av variasjonen i materialet kunne forklares av de to første aksene hvorav 1.aksen alene forklarte 22.1 % av variasjonen. Lengden til 1.aksen var 1,47, mens 2. aksen var 1, SD-enheter. I 24 har stasjon 4 har beveget seg mot de nøytrale referansevannene mens stasjon 5 har beveget seg motsatt vei. For de øvrige stasjonene har det vært mindre endringer. Da overvåkingen startet i 1996 hadde de nederste stasjonene i Nidelva (Rygene og Blakstad) størst likhetstrekk med de nøytrale referansevannene, mens de øvre stasjonene hadde en mer survannstolerant fauna. I de første årene etter kalking etablerte stadig flere forsuringsfølsomme arter seg ved de øvre stasjonene i hovedelva. Unntak er stasjon 8 som har hatt fellestrekk med litoralfaunaen i de store vannene. I 21 var imidlertid trenden den at alle stasjonene beveget seg i retning av de sure referansevannene, det vil si at krepsdyrfaunaen fikk et større innslag av forsuringstolerante arter på bekostning av de mer forsuringsfølsomme artene. Som eksempel ble de to forsuringsfølsomme krepsdyrene Alona rustica og Diacylops nanus registrert ved til sammen syv stasjoner. I de påfølgende årene har de fleste stasjonene med hensyn til artssammensetning orientert seg i retning av de nøytrale referansevannene. 19

12 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Vannkvaliteten i 24 var fortsatt god i Nisser og Fyresvatn, og Nesvatn hadde en noe høyere middel-ph enn året før. Kalking av en rekke innsjøer og mindre forsuring opprettholder den gode vannkvaliteten. Vassdraget på anadrom strekning har imidlertid for dårlig vannkvalitet for laks. ph ned mot 5,6 ble registrert i stikkprøvene flere ganger. De målte konsentrasjonene av aluminium under smoltifiseringsperioden ved stasjonen på Rygene antas å kunne være kritiske verdier for laksesmolt. 5.2 Vurdering av kalkingen Det er ikke behov for rekalking av Nisser og Fyresvatn siden ph fortsatt er nær 6,. Den planlagte doseringen i nedre del av Nidelva vil imidlertid være helt nødvendig for a) å unngå episodisk gjennombrudd av dårlig vannkvalitet i nedre del av hovedelva og b) å bygge opp vannkvaliteten på anadrom strekning til et nivå for laks, dvs. ph mellom 6, og 6,4 (som er DNs vannkvalitetsmål for lakseelver). Biologi Planteplankton Det har til nå vært samlet inn og analysert kvantitative planteplanktonprøver fra innsjøene Fyresvatn, Nisser og Nesvatn i Arendalsvassdraget de siste seks årene. Analyseresultatene for mengde og sammensetning av planteplankton i innsjøene i 24 viser stor likhet med resultatene fra tidligere år; et planteplanktonsamfunn typisk for svært næringsfattige, ultraoligotrofe vannmasser. I Nesvatn har maksimalt totalvolum vært relativt høyt. Zooplankton og litorale krepsdyr Calanoiden Mixodiaptomus laciniatus kom inn som ny art i både Nesvatn og Fyresvatn etter kalking. Forekomsten av voksne individer i begge vann har vist at M. laciniatus har vært i framgang på bekostning av E. gracilis. I 24 synes trenden å ha snudd i Nesvatn. Den store calanoiden Acanthodiaptomus denticornis som dukket opp i Nisser første gang i august 22 og som også ble registrert i 23, ble ikke funnet i 24. Arten er oftest assosiert med mindre vannforekomster uten fiskepredasjon. Daphnia sp ble ikke registrert i noen av vannene til tross for at dagens ph skulle tilsi at arter innen slekten kunne ha utgjort en naturlig del av planktonet. Etter den nedbørsrike seinhøsten 2 som resulterte i en fauna med mange forsuringsfølsomme arter, har krepsdyrfaunaen fått en sammensetning som ligner mer på den som var tidligere. Tørrlegging av elva ved Tjønnefoss har for annen gang i undersøkelsesperioden ( ) resultert i en redusert diversitet. 2

13 6 Litteratur Arvola, L., Salonen, K., Bergström, I., Heinänen, A. and Ojala, A Effects of experimental acidification on phyto-, bacterio- and zooplankton in enclosures of a highly humic lake. Int. Revue ges. Hydrobiol. 71: Eie, J.A Atnavassdraget hydrografi og evertebrater - en oversikt. Kontaktutv. vassdragsreg., Univ. Oslo, Rapp. 41: Eriksson, F., Hornström, E., Mossberg, P. and Nyberg, P Ecological effects of lime treatment of acidified lakes and rivers in Sweden. Hydrobiologia 11: Fiskeristyrelsen Statens Naturvårdsverk Kalkning av sjöar og vattendrag. Information från Søtvattenslaboratoriet, Drottningholm (1981) 4: Walseng, B. og Sloreid, S.E. 2. Bjerkreimvassdraget - Krepsdyr i Bjerkreimvassdraget. Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-Notat 2-2, s Walseng, B., Halvorsen, G. og Schartau, A.K.L. 1994a. Ferskvannsbiologiske undersøkelser i Kvenna. NINA Oppdragsmelding 321: Walseng, B., Halvorsen, G., Sporsheim, P. og Sloreid, S.E. 1994b. Nidelva - undersøkelser før kalking. Krepsdyr og bunndyrundersøkelser - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-Notat , s Hindar, A Prosjektering av kalkingstiltak i Nisser og Arendalsvassdraget. O-89164, NIVA. Kalking av surt vann, rapport 8/ s. Hindar, A., Walseng, B., Lindstrøm, E.-A., Brandrud, T.E., Larsen, B.M. and Skiple, A Arendalsvassdraget. Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN- Notat , s Hindar, A. og Larssen, T. 24. Forsuringsutvikling og mulige endringer i kalkingsstrategi for Arendalsvassdraget. Rapport under utarbeidelse. Hörnström, E., Ekström, C. och Andersson, P Mellansvenska sjøar, kalkningseffekter på plankton och vattenkemi. Statens naturvårddsverk, Rapport 448. s. Kaste, Ø., Brettum, P., Kleiven, E., Kroglund, F., Oug, E. og Walseng, B Store Finntjern i Aust-Agder. Vannkjemisk og biologisk utvikling i løpet av 15 år med kalking. NIVA-rapport. ISBN s. Lindström, T Zooplankton på Fulufjället Information från Søtvattenslaboratoriet, Drottningholm (1992) 2: met.no 25. Nedbørhøyder for 24 fra meteorologisk stasjon Tveitsund, samt normalperioden Meteorologisk institutt, Oslo Sandøy, S. and Nilssen, J. P Cyclopoid copepods in marginal habitats: Abiotic control of population densities in anthropogenic acidic lakes. Arch. Hydrobiol./suppl 76 3: Walseng, B Occurence of Eucyclops species in acid and limed water. Verh. Internat. Verein. Limnol. 26: Walseng, B. og Halvorsen, G Krepsdyrundersøkelser i forbindelse med byggingen av Napetjern kraftverk. Økoforsk Utredning 1988, 15:

14 Vedlegg A. Primærdata - vannkjemi 24 Nr. Stasjon Dato ph Ca Alk Alk-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3-N Tot-N ANC mg/l mmol/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µekv/l 5.1 Rygene 14/1/4 5,84 1,28, ,5 1,97,32 1,46,26 2,38 2, Rygene 17/2/4 5,67 1,9, ,8 1,47,2 1,2,18 1,35 2, Rygene 15/3/4 6,9 1,24, ,5 1,71,25 1,18,26 1,59 2, Rygene 31/3/4 5,87 1,9, ,3 1,68,22 1,21,23 1,65 2, Rygene 17/4/4 5,61,99, ,5 1,55,21 1,1,22 1,46 2, Rygene 18/5/4 5,62 1,7, ,2 1,42,19,97,2 1,24 2, Rygene 17/6/4 6,1 1,21, ,3 1,35,18,89,18 1,11 1, Rygene 8/7/4 6,3 1,19, ,6 1,34,2,96,19 1,2 2, Rygene 17/8/4 5,98 1,11, ,9 1,23,16,86,17 1,5 1, Rygene 15/9/4 5,92 1,4, , 1,58,23 1,13,25 1,53 1, Rygene 14/1/4 5,68 1,15, ,7 1,62,23 1,14,24 1,63 1, Rygene 16/11/4 5,72 1,4, ,9 1,47,15 1,,18 1,41 1, Rygene 14/12/4 5,76 1,11, ,7 1,41,14,91,17 1,19 1,

15 Vedlegg B. Primærdata planteplankton Vedlegg B1. Kvantitative planteplanktonanalyser av prøver fra Fyresvatn i 24. Verdier gitt i mm 3 /m 3 (=mg/m 3 våtvekt) År Måned Dag Dyp 1 m 1 m 1 m Cyanophyceae (Blågrønnalger) Merismopedia tenuissima. 3,2,7 Sum - Blågrønnalger, 3,2,7 Chlorophyceae (Grønnalger) Chlamydomonas sp. (l=8),1,1,3 Crucigenia quadrata.,4. Elakatothrix gelatinosa (genevensis).,2,1 Monoraphidium dybowskii.,1. Monoraphidium griffithii.,3,4 Oocystis rhomboidea..,1 Oocystis submarina v.variabilis.,3. Ubest.cocc.gr.alge (Chlorella sp.?).,5 1, Sum - Grønnalger,1 1,8 1,9 Chrysophyceae (Gullalger) Bitrichia chodatii..,2 Chromulina sp. (Chr.pseudonebulosa?)..,1 Chrysolykos skujai.,1. Craspedomonader,3,1,2 Cyster av Chrysolykos skujai..,7 Dinobryon crenulatum.,4. Dinobryon cylindricum var.alpinum..,1 Dinobryon sociale v.americanum.,5. Kephyrion sp..,4. Mallomonas spp.,5,3 1, Ochromonas sp.,8 3, 1,6 Ochromonas sp. (d=3.5-4) 1,7 2,5 2,7 Små chrysomonader (<7) 8,6 1,4 8, Store chrysomonader (>7) 3, 8,2 3,9 Ubest.chrysomonade (Ochromonas sp.?).,3 1,2 Ubest.chrysophycee.,1. Sum - Gullalger 14,9 26,2 19,6 Bacillariophyceae (Kiselalger) Tabellaria fenestrata,7.. Tabellaria flocculosa,2.,8 Sum - Kiselalger,9,,8 23

16 Cryptophyceae (Svelgflagellater) Gymnodinium cf.lacustre,4,5,3 Gymnodinium cf.uberrimum. 11,6. Gymnodinium sp. (l=14-16),2,4,2 Peridinium umbonatum (P.inconspicuum) 1,2 2,1. Ubest.dinoflagellat,3,9. Sum - Svelgflagellater 1,2,9 1, Dinophyceae (Fureflagellater) Gymnodinium cf.lacustre,4,5,3 Gymnodinium cf.uberrimum. 11,6. Gymnodinium sp. (l=14-16),2,4,2 Peridinium umbonatum (P.inconspicuum) 1,2 2,1. Ubest.dinoflagellat,3,9. Sum - Fureflagellater 2,1 15,5,6 My-alger My-alger 13,9 13,8 11,8 Sum - My-alge 13,9 13,8 11,8 Sum totalt: 33, 61,5 36,3 Vedlegg B2. Kvantitative planteplanktonanalyser av prøver fra Nisser i 24. Verdier gitt i mm 3 /m 3 (=mg/m 3 våtvekt) År Måned Dag Dyp 1 m 1 m 1 m Cyanophyceae (Blågrønnalger) Merismopedia tenuissima. 24,1 8,1 Sum - Blågrønnalger, 24,1 8,1 Chlorophyceae (Grønnalger) Elakatothrix gelatinosa (genevensis).,4. Monoraphidium griffithii,1 13,8 14,1 Oocystis rhomboidea..,1 Oocystis submarina v.variabilis.,6,1 Paramastix conifera..,1 Ubest.cocc.gr.alge (Chlorella sp.?)..,4 Sum - Grønnalger,1 14,8 14,8 24

17 Chrysophyceae (Gullalger) Bitrichia chodatii..,3 Chromulina sp. (Chr.pseudonebulosa?).,1. Chrysidiastrum catenatum,8.. Craspedomonader.,1,2 Cyster av Chrysolykos skujai..,3 Dinobryon crenulatum 1,3 1,1,4 Dinobryon cylindricum var.alpinum,8.. Dinobryon sociale v.americanum,7.. Kephyrion sp.,2,1. Løse celler Dinobryon spp.,4.. Mallomonas spp.,6.. Ochromonas sp. 3,4 3,1 1,8 Ochromonas sp. (d=3.5-4) 1,8 1,9 2,4 Pseudokephyrion alaskanum,2.. Små chrysomonader (<7) 1,3 13,8 14,6 Store chrysomonader (>7) 4,3 5,2 4,3 Ubest.chrysophycee.,1. Sum - Gullalger 24,8 25,5 24,3 Bacillariophyceae (Kiselalger) Tabellaria flocculosa.,2. Sum - Kiselalger,,2, Cryptophyceae (Svelgflagellater) Cryptomonas marssonii,8.. Cryptomonas sp. (l=2-22),7,7,7 Katablepharis ovalis,5 1,2,7 Ubest.cryptomonade (Chroomonas sp.?),4,8,1 Sum - Svelgflagellater 2,3 2,7 1,5 Dinophyceae (Fureflagellater) Gymnodinium cf.lacustre 1,1 1,6 1,2 Gymnodinium cf.uberrimum 2,9.. Gymnodinium sp. (l=14-16) 1,3,4,7 Peridinium umbonatum (P.inconspicuum) 2,1 7, 1,8 Ubest.dinoflagellat. 1,4. Sum - Fureflagellater 7,4 1,5 3,6 Xanthophyceae (Gulgrønnalger) Isthmochloron trispinatum.,1. Sum - Gulgrønnalger,,1, My-alger My-alger 9,9 15,6 1,5 Sum - My-alge 9,9 15,6 1,5 Sum totalt : 44,6 93,5 62,8 25

18 Vedlegg B3. Kvantitative planteplanktonanalyser av prøver fra Nesvatn i 24. Verdier gitt i mm 3 /m 3 (=mg/m 3 våtvekt) År Måned Dag Dyp 1 m 1 m 1 m Cyanophyceae (Blågrønnalger) Merismopedia tenuissima. 16, 2,8 Sum - Blågrønnalger, 16, 2,8 Chlorophyceae (Grønnalger) Chlamydomonas sp. (l=8),5,2. Cosmarium sp...,4 Monoraphidium dybowskii.,3. Monoraphidium griffithii,6,7,5 Oocystis rhomboidea,1.,1 Oocystis submarina v.variabilis 1,4 2,1,4 Ubest.cocc.gr.alge (Chlorella sp.?). 1,1. Sum - Grønnalger 2,6 4,4 1,4 Chrysophyceae (Gullalger) Bitrichia chodatii,2,3. Chromulina sp. (Chr.pseudonebulosa?)..,1 Chrysolykos skujai,1.. Craspedomonader,1,1,2 Dinobryon borgei..,1 Dinobryon crenulatum,7,4. Dinobryon cylindricum var.alpinum,3.. Dinobryon sociale v.americanum,6 11,9. Kephyrion sp.,1,2. Løse celler Dinobryon spp..,9. Mallomonas spp. 1,4,9,5 Ochromonas sp.,5,8 1,4 Ochromonas sp. (d=3.5-4) 2,8 2,9 2,3 Pseudopedinella sp..,7. Små chrysomonader (<7) 6,6 19,5 6,8 Store chrysomonader (>7) 2,2 6, 5,6 Ubest.chrysomonade (Ochromonas sp.?),5.. Ubest.chrysophycee,1.. Sum - Gullalger 16, 44,6 16,9 Bacillariophyceae (Kiselalger) Tabellaria flocculosa,2.. Sum - Kiselalger,2,, 26

19 Cryptophyceae (Svelgflagellater) Cryptomonas sp. (l=15-18),2 1,1 2,3 Cryptomonas sp. (l=2-22),2 2,8 1,8 Katablepharis ovalis,1.. Ubest.cryptomonade (Chroomonas sp.?),2,7,9 Sum - Svelgflagellater,7 4,6 5, Dinophyceae (Fureflagellater) Cyster av dinophyceer 1,.. Gymnodinium cf.lacustre,4,9 1,4 Gymnodinium cf.uberrimum 8,7 44,8 5,8 Gymnodinium sp. (l=14-16) 1, 1,7 1, Peridinium umbonatum (P.inconspicuum). 2,5 3,2 Ubest.dinoflagellat,5 1,1 1,2 Sum - Fureflagellater 11,5 69, 12,4 Xanthophyceae (Gulgrønnalger) Isthmochloron trispinatum.,1. Sum - Gulgrønnalger,,1, My-alger My-alger 13,3 1,9 1,1 Sum - My-alge 13,3 1,9 1,1 Sum totalt : 44,3 149,6 48,5 27

20 Vedlegg C. Primærdata zooplankton og litorale krepsdyr Vedlegg C1. Prosentvis sammensetning av zooplanktonet i Nisser, Fyresvatn og Nesvatn i 24. dato Lokalitet Nisser Nisser Nisser Fyresvatn Fyresvatn Fyresvatn Nesvatn Nesvatn Nesvatn Vannlopper Diaphanosoma brachyurum (Lièv.),2 Holopedium gibberum Zadach 9,8 5,8 9,4 3,2 14,1 3,9,1,1 Bosmina longispina Leydig 13,8 5,5 3,9 45, 1,5 5,3 12,6 1,7 14,8 Polyphemus pediculus (Leuck.),1,1,2 2,1 1,3 Bythotrepes longimanus Leydig,1,1 Leptodora kindti,1,4 + Hoppekreps Acanthodiaptomus denticornis (Wierz.) Eudiaptomus gracilis Sars, 2, 2,,2 6,7 Mixodiaptomus laciniatus (Lillj.) 52,4 46, 29,2 3, 1,6,9 Heterocope saliens (Lillj.),3,8 +,4,1 cal ind 1,4,9 2,4 37,8 14,1,9 cal naup 4,7 2,1,1 21,6,3 Cyclops scutifer Sars 19, 41,6 57,2 44,3 79, 84,7 25,6 82,6 77,5 nau(cop stor 1,4 Ant ind pr m Vedlegg C2.. Sammensetning av hjuldyr i Nisser, Fyresvatn og Nesvatn * < 1% ** 1-1% ***> 1% dato Lokalitet Nisser Nisser Nisser Fyresvatn Fyresvatn Fyresvatn Nesvatn Nesvatn Nesvatn Hjuldyr Notholca sp * * ** * * * ** Keratella cochlearis (gosse) Keratella hiemalis Carlin * * *** * * * * Kellicottia longispina (Kellicott) *** ** ** *** *** *** *** *** *** Conochilus unicornis/rousselet /hippocrepes (Schrank) ** *** *** ** ** ** ** *** ** Polyarthra dolichoptera (Idelson) *** *** *** *** *** *** *** * ** Pleusoni * * ** Ashpl * indet ** * *** Ant ind pr m

21 Vedlegg C3. Registrerte litorale krepsdyrarter i Arendalsvassdraget i 24. Stasjon Fyresvatn Nesvatn Nisser Vannlopper Diaphanosoma brachyurum (Liév.)T x x x Sida crystallina (O.F.M.) x x x x x x x x Holopedium gibberum Zaddach x x x x x x x x Ceriodaphnia quadrangula (O.F.M.) x x x x Scapholeberis mucronata (O.F.M.) x x x x x x x x Simocephalus vetula (O.F.M.) x x x x x x x Bosmina longispina Leydig x x x x x x x x x x x Acantholeberis curvirostris (O.F.M.) x x x Drepanothrix dentata (Eurén) x x Ophryoxus gracilis Sars x x x x x x Streblocerus serricaudatus (Fisch.) x x x Acroperus harpae (Baird) x x x x x x x x Alona affinis (Leydig) x x x x x x x x x Alona guttata Sars x x x x Alona intermedia Sars x Alona karelica Steinroos x x Alona rustica Scott x x x x x x Alonella excisa (Fischer) x x x x x x x x x Alonella exigua (Fischer) x x x Alonella nana (Baird) x x x x x x x x x x Alonopsis elongata Sars x x x x x x x x x x x Camptocercus rectirostris Schoedler x Chydorus piger Sars x Chydorus sphaericus (O.F.M.) x x x x x x x x x x x Eurycercus lamellatus (A.F.M.) x x x x x x x x Graptoleberis testudinaria (Fischer) x x x Pleuroxus truncatus (O.F.M.) x x x x x x x x Pseudochydorus globosus (Baird) x Rhynchotalona falcata Sars x x Polyphemus pediculus (Leuck.) x x x x x x x x x Bythotrephes longimanus Leydig x Leptodora kindtii (Focke) x Hoppekreps Acanthodiaptomus denticornis (Wierz.) Eudiaptomus gracilis Sars x x x x x Mixodiaptomus laciniatus (Lillj.) x x x x x x x Heterocope saliens (Lillj.) x x Macrocyclops albidus (Jur.) x x x x x x x x x Macrocyclops fuscus (Jur.) x x x x x Eucyclops denticulatus (A. Graet.) x x x x Eucyclops macrurus (Sars) x x x Eucyclops serrulatus (Fisch.) x x x x x x x x x x Eucyclops speratus (Lillj.) x x x x Paracyclops affinis Sars x x x x x x Paracyclops fimbriatus (Fisch.) x Cyclops scutifer Sars x x x Megacyclops gigas (Claus) x Megacyclops viridis (Jur.) x x Acanthocyclops capillatus (Sars) x x x x x Acanthocyclops robustus Sars x x x x x Diacyclops languidus (Sars) x Diacyclops nanus (Sars) x x x x Mesocyclops leuckarti (Claus) x x x x x Antall arter vannlopper Antall arter hoppekreps Tot antall krepsdyrarter

22 Audna Koordinator: Bjørn T. Barlaup, LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Thormølensgt. 49, 56 Bergen 1.1 Områdebeskrivelse Kalking i 24 I 24 ble det tilført 253 tonn NK3-kalk til dosereren ved Tryland, og 65 tonn NK3-kalk samt 333 tonn skjellmel ved Stedjan. I tillegg ble det tilført 212 tonn NK3-kalk i innsjøer. Hydrologi i 24 Meteorologisk stasjon ved Vigmostad (figur 1.1): Årsnedbør 24 (unntatt desember): 1929 mm Normalt (unntatt desember): 1633 mm % av normalen (unntatt desember): 118 Nøkkeldata Vassdragsnr.: 23.Z Fylke, kommuner: Vest-Agder fylke, Audnedal og Lindesnes kommuner Areal, nedbørfelt: 45 km 2 Regulering: Trylandselva Middelvannføring: ca. 2 m 3 sek -1 Anadrom strekning: ca. 3 km fra brakkvannsonen ved Bustad til utløpet av Ytre Øydnavatn. Kalket siden: 1985 Audnadalsvassdraget renner gjennom Audnedalen i Audnedal og Lindesnes kommuner. Audna har sitt utspring i Grinheimsvatnet øverst i Audnedalen, renner gjennom Øvre- og Ytre Øydnavatn og munner ut i Sniksfjorden. Av elvas lengde på ca 55 km er den laks- og sjøaureførende strekningen ca. 3 km fra brakkvanssonen ved Bustad til utløpet av Ytre Øydnavatn. Store deler av elva er jevnt hellende med grus- og steinbunn, med unntak av relativt kraftige stryk fra Tryland til Gislefoss. Det 45 km 2 store nedbørfeltet er dominert av gneiser og granitter. Trylandselva, som er et sidevassdrag som renner inn i hovedløpet ved Tryland, har vært regulert siden Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Laksebestanden i vassdraget døde ut på 197-tallet grunnet forsuring. Biologisk mål: Å sikre en vannkvalitet som muliggjør reproduksjon av laks og andre surhetsømfintlige organismer. Et langsiktig mål er at fiskebestandene skal opp på et nivå som er naturlig for vassdraget uten forurensing. Vannkvalitetsmål: ph 6,2 i perioden , ph 6,4 i perioden og ph 6, resten av året. Kalkingsstrategi: Kalking med to doseringsanlegg (Stedjan og Tryland) siden 1985, Ytre Øydnavatn ble kalket med 89 tonn kalksteinsmel i 1985, og siden 1994 har det hvert år blitt kalket i ulike innsjøer og bekker i vassdraget. mm nedbør Audna- Vigmostad Norm JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.1. Månedlig nedbør i 24, med unntak av desember og normal månedsnedbør for perioden ved meteorologisk stasjon ved Vigmostad (data fra DNMI 25). Vannføring m 3 /s Gaupefoss, Audna jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des Figur 1.2. Vannføring (døgnverdier) i Audna ved Gaupefoss i 24 (data fra NVE 25). 117

23 1.3 Stasjonsoversikt Stasjonsnett for prøvetaking av vannkjemi, fisk og bunndyr i Audna er gitt i figur 1.3. Figur 1.3. Nedbørfeltet til Audna, med A) plassering av kalkdoserere og stasjonsnett for vannkjemisk overvåking, B) stasjonsnett for ungfiskundersøkelser og C) stasjonsnett for prøvetaking av bunndyr. 118

24 2 Vannkjemi Forfattere: Randi Saksgård og Ann Kristin Lien Schartau Medarbeidere: Syverin Lierhagen Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2.1 Innledning Vannkjemisk overvåking i Audna har pågått årlig siden En evaluering av overvåkingsprogrammet i Audna ble foretatt i 1996 (DN 1996). I hovedvassdraget er det opprinnelig etablert seks stasjoner for vannkjemisk overvåking (L1-L6). Stasjonene L2 og L4 ble tatt ut av programmet i I 1999 ble også L3 tatt ut av programmet samtidig med etablering av Direktoratet for naturforvaltnings vannkjemikontroll. I perioden har det kun periodevis blitt tatt prøver på stasjonene L2-L4. Vannkjemien i 24 er fulgt på fire (L1, L3, L5 og L6) av de seks opprinnelige hovedstasjonene samt sidevassdragene Våråna (stasjon L8a) og Trylandsvassdraget (stasjon L14). Alle overvåkingsstasjonene for 24 er avmerket på figur Resultater Vannkjemisk måloppnåelse Vannkvaliteten på den anadrome strekningen av Audna, her representert ved stasjon L5 og L6, er i store deler av året tilfredsstillende sammenlignet med de mål som er satt med hensyn på ph (figur 2.1). Imidlertid er det perioder, spesielt på vinteren og våren, hvor ph er marginal i forhold til vannkvalitetsmålet. Ved Tryland var 12 % av målingene,1 ph-enheter under ph-målet, og ved Melhusfossen var tilsvarende 3 % av målingene for lave. Resultatet er noe dårligere sammenlignet med fjoråret. Utover sommeren og høsten lå de fleste målingene over ph-målet pluss,3 ph-enheter. På stasjon L3, nedstrøms ytre Øydnavatn, lå alle målingene i 24 godt over vannkvalitetsmålet for vassdraget. I de tre siste årene har ph på de to nederste stasjonene i hovedvassdraget vært svært like. I 2 og 21 var imidlertid ph periodevis mye lavere ved Melhusfossen (L6) enn ved Tryland (L5). Dette skyldes tilførsler av surt vann fra ukalka sidebekker på strekningen mellom Tryland og Melhusfossen, noe som kan ha betydning for vannkvaliteten på L6 i perioder med mye nedbør. Ukalkede deler av vassdraget Oppstrøms kalkdoserer ved Stedjan (st. L1/32) På den øvre hovedstasjonen i Audna, oppstrøms kalkdoserer ved Stedjan (L1), har årsgjennomsnittet for ph gjennomgående ligget omkring 5, fra 1985 til 1991 (figur 2.2). Senere har det skjedd en bedring i vannkvaliteten; fra 1996 fram til og med 21 lå årsgjennomsnittet for ph omkring 5,5, og har de tre siste årene økt ytterligere til omkring 5,7. ph-verdiene i 24 varierte mellom 5,28 og 6,41 med et årsgjennomsnitt på 5,71. Lavere ph-verdier (5,-5,5) er karakteristisk gjennom vinterhalvåret, men i 24 var ph ved de fleste tidspunkt høyere enn 5,5 (figur 2.3). Konsentrasjonen av totalt aluminium (Tot-Al) har ikke blitt analysert de tre siste årene, men har tidligere stort sett ligget mellom 1 og 25 µg/l (figur 2.2). ph ph TR-Al (µg/l) UM-Al (µg/l) ph TR-Al (µg/l) UM-Al (µg/l) 7,4 7,2 7, 6,8 6,6 6,4 6,2 6, 5,8 5,6 7,5 7, 6,5 6, Audna, hovedelva Oppstrøms Stedjan (L1) Melhusfossen (L6) 5,5 5, 4, Audna, hovedelva Oppstrøms Stedjan (L1) Melhusfossen (L6) Audna, hovedelva Oppstrøms Stedjan (L1) Melhusfossen (L6) Audna, sure sidebekker 7, Inn Ø. Øydnavatn (L8) Trylandsvassdraget (L14) 6,5 6, 5,5 5, 4,5 4, Audna, sure sidebekker Inn Ø. Øydnavatn (L8) Trylandsvassdraget (L14) Audna, anadrom strekning Tryland (L5) Melhusfossen (L6) Øydnavatn (L3) jan mar mai jul sep nov 24 Figur 2.1. ph på lakseførende strekning i Audna i 24. Vannkvalitetsmålet for vassdraget er angitt med horisontal linje. Data fra L5 er fra vannkjemikontrollen, og data fra L3 er fra NINA, mens data fra L6 er fra begge analyselaboratoriene. En verdi er utelatt pga. usikker prøvekvalitet (Vedlegg A.1). Audna, sure sidebekker Inn Ø. Øydnavatn (L8) Trylandsvassdraget (L14) Figur 2.2. ph, totalt aluminium (TR-Al/Tot-Al) og uorganisk monomert aluminium (UM-Al) i perioden på stasjon L1, L6, L8B/A og L14 i Audna. Pil angir tidspunkt for start av kalking. Stasjon L8B ble erstattet av L8A fra mai Det er ikke gjort målinger av aluminium på L1 de tre siste årene. TR-Al er fra og med 2 målt som totalt aluminium (Tot-Al). 119

25 Våråna (st. L8) I øvre del av nedbørfeltet tilføres Audna surt vann fra sidevassdraget Våråna (L8a/b). Årsgjennomsnittet for ph var gjennomgående lavere enn 5, fram til og med 1993 (figur 2.2). Etter det har utviklingen i ph vært positiv, men med til dels store svingninger gjennom året. Årsgjennomsnittet for ph i 24 var 5,42 og lå på tilsvarende nivå som målingene fra perioden Gjennomsnitt for 23 var det laveste som er registrert siden I likhet med tidligere år er det også i 24 registrert store variasjoner i ph gjennom året, lavest i oktober (ph 4,9) og høyest i august (ph 6,46) (figur 2.3). Det ble tidvis målt høye konsentrasjoner av uorganisk monomert aluminium (UM-Al) (figur 2.2). Innholdet av UM-Al varierte fra <6 mg/l til 74 µg/l med et årsgjennomsnitt på 28 µg/l (vedlegg A.1), og var gjennomgående lavere enn i 23. Konsentrasjonen av Tot-Al hadde et årsgjennomsnitt på 29 µg/l. For store deler av året er vannkvaliteten i Våråna lite tilfredsstillende for overlevelse av fisk. De til dels store variasjonene i vannkvaliteten i denne delen av vassdraget synes å ha en klar sammenheng med vannføringen; høy vannføring gir vanligvis dårlig vannkvalitet (Dag Ekeland pers. med.) ph ph ph ph 6,6 Audna, Stedjan oppstrøms kalkdoserer (L1/32) 6,4 6,2 6, 5,8 5,6 5,4 5,2 5, 4, ,5 7, 6,5 6, 5,5 Audna, Melhusfossen (L6/35) 5, , 6,5 6, 5,5 5, Audna, Våråna (L8) 4, Audna, Trylandsvassdraget (L14) 6, 5,8 5,6 5,4 5,2 5, 4,8 4, Figur 2.3. ph i Audna oppstrøms kalkdoserer v/stedjan (L1), Audna v/melhusfossen (L6), Våråna (L8a) og Trylandsvassdraget (L14) i perioden (merk ulik skala på y-aksen). Trylandsvassdraget (st. L14) Vannkvaliteten i Trylandsvassdraget er svært sur. Årsgjennomsnittet for ph på denne stasjonen har gjennomgående ligget i nærheten av 4,5 fram til 1994 og har deretter gradvis økt til omkring 5, og opp mot 5,5 (figur 2.2). I 24 varierte ph mellom 4,9 og 5,65 med et årsgjennomsnitt på 5,2 (vedlegg A.1, figur 2.3). Alkaliteten var gjennomgående svært lav med de fleste målingene på µekv/l og med et årsgjennomsnitt på 5 µekv/l (vedlegg A.1). I de senere år har det blitt registrert en markert reduksjon i UM-Al, mens endringene i totalt aluminium (TR-Al/Tot-Al) er relativt liten (figur 2.2). Årsgjennomsnittet for Tot-Al i 24 var 26 µg/l og var noe høyere enn de to foregående årene. De laveste målingene for total aluminium var i perioden , med verdier mellom 17 og 18 µg/l. Årsgjennomsnitt for UM-Al i 24 var 4 µg/l og er det laveste som er registrert siden målingene startet i UM-Al varierte mellom 16 og 65 µg/l. Periodevis lavere verdier av labilt aluminium kan ha sammenheng med en viss grad av lokal kalking i Trylandsvassdraget men resultatene indikerer også en naturlig bedring i vannkvaliteten. Kalkede hovedstasjoner Audna mellom Audnedal og Tryland (st. L3) Resultatene fra målingene på stasjon L3 i 24 ligger på samme nivå som for stasjonene lenger ned i vassdraget. ph var godt over vannkvalitetsmålet, med et gjennomsnitt på 6,63 (vedlegg A.1). Nivåene for de vannkjemiske parametrene i 24 skiller seg ikke ut fra målinger som er gjort på stasjonen i tidligere år. Konsentrasjon av uorganisk monomert aluminium (UM-Al) var høyest i februar med 17 µg/l, og var ellers stort sett <6 µg/l. Audna nedstrøms doserer Tryland (st. L5/34). ph-nivået på stasjon L5/34 har vært relativt stabilt høyt de senere årene, stort sett med verdier >6,2. Målingene i 24 viste noe større variasjon (5,82-6,94) i forhold til de to foregående årene med flere verdier ned mot og under 6,. Årsgjennomsnittet for ph i 24 var 6,35 (figur 2.4). Kalsiuminnholdet varierte mellom 1,6 og 3,2 mg/l (figur 2.4). 9,5 9, 8,5 8, 7,5 7, 6,5 6, 5,5 ph jan 99 apr 99 jul 99 okt 99 jan apr jul Audna, Tryland nedstøms kalk (L5/34) ph okt jan 1 apr 1 jul 1 okt 1 jan 2 apr 2 jul 2 okt 2 jan 3 apr 3 jul 3 okt 3 jan 4 apr 4 jul 4 okt 4 Figur 2.4. ph og kalsium (mg Ca/l) i Audna ved Tryland (L5/34) i Piler angir tidspunkt for endring i kalktype i doseringsanleggene, 1) fra kalksteinsmel til skjellmel og 2) fra skjellmel til kalksteinsmel. Audna v/melhusfossen (st. L6/35) Langtidsutviklingen i vannkvaliteten på stasjon L6/35 viser at det har skjedd en markert bedring etter at kalkingen kom i gang fra 1985 (figur 2.2). Før kalkingen i 1985 lå ph i gjennomsnitt på 5,2, mens fra 1987 og årene frem til 1998 har ph ligget stabilt høyere enn 6,2 gjennom store deler av året. ph og andre vannkjemiske parametre viste noe større variasjon i perioden , mens det i de tre siste årene har vært en mer stabil vannkvalitet (figur 2.2 og 2.3). I likhet med 23 lå de fleste ph-verdier i 24 høyere enn 6,3 (data fra vannkjemikontrollen). Ca Ca (mg/l) 12

26 Innholdet av uorganisk monomert aluminium (UM-Al) har vært stabilt lavt de siste årene (figur 2.2). I de tre siste årene har over halvparten av verdiene for UM-Al ligget under eller rett i overkant av 6 µg/l. Aluminiumskjemien kan være ustabil i kalkpåvirket vann, og laboratoriemålinger (frakt og lagring) av UM- Al forventes å gi lave verdier og vil kunne underestimere de virkelige konsentrasjonene. I 21 ble det registrert høye verdier av UM-Al og totalt aluminium (Tot-Al) i forbindelse med en sur episode i oktober, hhv. 39 og 862 µg/l. Dette er nivåer som vil kunne ha negativ effekt på fisk. Høyeste verdi av UM-Al i 24 var 15 µg/l (oktober). Audna må betraktes som moderat humuspåvirket og næringsfattig. Innholdet av organisk karbon (TOC) varierte i 24 mellom 1,9 og 5,5 mg C/l, mens fosfor i all hovedsak var under 5 µg/l. Innholdet av nitrogen var gjennomgående noe lavere sammenlignet med året før, årsgjennomsnitt i 24 var 531 µg/l mot 613 µg/l i 23. Nivåene for øvrige vannkjemiske parametre i 24 (vedlegg A.1) skiller seg ikke vesentlig ut fra målinger foretatt de senere år. Beregninger av ANC viser imidlertid gjennomgående høyere verdier i 24 i forhold til tidligere, men den har sjelden vært < 4 µekv/l. 3 Fisk Bjørn T. Barlaup og Sven-Erik Gabrielsen LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Thormøhlensgt. 49, 56 Bergen 3.1 Innledning Hovedmålsettingen for fiskestudiene i Audna er å overvåke den naturlige rekrutteringen av laks og aure i vassdraget. Studiene, som begynte i 1991, omfatter tetthetsestimater av ungfisk, studier av ungfiskens næringsvalg og tilvekst, kartlegging av gyteområder og kontroll av eggoverlevelse i naturlige gytegroper. Her presenteres resultater for Materiale og metode De årlige ungfiskundersøkelsene i Audna har fra 1991 vært basert på 1 stasjoner med elektrisk fiske. Stasjonene er fordelt på elvestrekket fra området nedstrøms Melhusfossen til utløpet av Ytre Øydnavatn (figur 1.3, tabell 3.1). Fiske har i hovedsak vært utført i perioden september-oktober. Beregnet tetthet av fisk på den enkelte stasjon er basert på tre etterfølgende uttak av fisk (Bohlin et al., 1989). De årlige ungfiskundersøkelsene i Audna har fra 1991 vært basert på 1 stasjoner med elektrisk fiske. Stasjonene er fordelt på elvestrekningen fra området nedstrøms Melhusfossen til utløpet av Ytre Øydnavatn (figur 1.3, tabell 3.1). Fiske har i hovedsak vært utført i perioden september-oktober. Beregnet tetthet av fisk på den enkelte stasjon er basert på tre etterfølgende uttak av fisk (Bohlin et al. 1989). Tabell 3.1. Stasjonsnummer og stedsnavn ved endring av stasjonsnummer på stasjonene for elektrisk fiske i Audna. Lokalisering av de ulike stasjonene er gitt i figur 1.3. Stasjonsnummereringen ble endret fra og med 21 for å få en kronologisk stasjonsnummerering fra sør til nord (se Barlaup og Gabrielsen 22). Stasjonsnummer Nedstrøms Gislefoss Stasjon 1, Melhusfossen Stasjon 2, Ertseid Stasjon 3, Oppstrøms bru v/løland Stasjon 4, Vigmostad Stasjon 5, Tryland Stasjon 6, Sideløp nedstrøms Teinefoss Stasjon 7, Nedstrøms Teinefoss Oppstrøms Gislefoss Stasjon 8, Viblemo Stasjon 9, Helle Stasjon 1, Utløp Ytre Øydnavatn 121

27 Etter kalkingen av Audna i 1985 har det vært gjort omfattende utsettinger av laks i vassdraget. Fra og med 1996 har startforet lakseyngel fra klekkeriet vært merket ved fettfinneklipping. I de etterfølgende årene har det vært skilt mellom settefisk og naturlig reprodusert laks samlet inn ved ungfiskundersøkelsene. Dette har gjort det mulig å gi et mål på den naturlige rekrutteringen av laks og innslaget av settefisk på de ulike stasjonene i Audna. Videre har andelen merket fisk vært registrert ved fangst av smolt i april 1999 og 2. Utsettingene av startfôret laks opphørte i 22, og kultiveringen baserer seg i dag på utlegging av øyerogn av laks på strekningen oppstrøms Gislefoss. I 24 ble det plantet ca. 5 øyerogn av laks. For en oversikt over tidligere utsettinger i vassdraget henvises det til DNnotat Viktige gyteområder for laks og aure i Audna er lokalisert ved å dykke i gytetiden og ved innsamling av egg fra gytegroper (Barlaup et al. 1997). Eggene er artsbestemt ved bruk av isoelektrisk fokusering (Mork og Heggberget 1984; Vuorinen og Piironen 1984). Overlevelse av egg i naturlige gytegroper ble bestemt ved å ta prøver fra gropene i mars/april. Andelen levende egg av totalt antall egg innsamlet er brukt som mål på eggoverlevelse. Det ble tatt gjelleprøver av fem laks på stasjon 1 (Melhusfossen) den Andre gjellebue på fiskens høyre side ble dissekert ut i felt og lagt på forhåndsveide, syrevaskede telleglass. Etter ankomst til seksjon for Miljøkjemi, Institutt for plante- og miljøvitenskap ved Norges Landbrukshøyskole på Ås ble gjellene frysetørket, veid og deretter oppsluttet i 1 % HNO 3. Aluminiumskonsentrasjonen ble målt på ICP og er angitt som mengde aluminium (µg) pr. gram tørrvekt gjelle. 3.3 Resultater og diskusjon Ungfisktettheter av laks De gjennomsnittlige tetthetene for ensomrig laks har i overvåkingsperioden økt relativt jevnt fra 2,9 fisk pr. 1 m 2 i 1991 til over 2 fisk pr. 1 m 2 i de seks siste årene. De høyeste registrerte gjennomsnittlige tetthetene av ensomrig laks ble funnet i 1999 og 22 med 45 individer pr. 1 m 2. I 24 var den gjennomsnittlige tettheten av ensomrig laks 23,8 individer pr. 1 m 2 (figur 3.1). I 24 ble det fanget spesielt mange ensomrige laks på stasjon 8 (Viblemo) med 5,9 fisk pr. 1 m 2 (figur 3.2). Den positive utiklingen i tetthetene av ensomrig laks gjenspeiles ikke like entydig i tetthetene av tosomrig og eldre laks. Imidlertid viser resultatene av tetthetene av tosomrig og eldre laks en endring fra færre enn 6, fisk pr. 1 m 2 tidlig i overvåkingen til tettheter på rundt 13 individer pr. 1 m 2 i de tre siste årene (figur 3.1). Den høyeste tettheten av eldre laks ble registrert på stasjon 9 (Helle), men også på stasjonene 1 (Melhusfossen) og 8 (Viblemo) ble det registrert høye tettheter (figur 3.2). Antall fisk pr. 1m Laks Aure Innslag av settefisk i ungfiskmaterialet av laks På de sju stasjonene nedstrøms Gislefossen har innslaget av settefisk i årene 1997 til 22 vært under 5 % både for gruppen ensomrig og eldre laks. Den lave andelen av settefisk på disse stasjonene skyldes at hovedandelen av settefisken etter 1993 er satt ut på strekningen fra Gislefossen og opp til utløpet av Ytre Øydnavatn. En oversikt over innsalget av settefisk på stasjonene oppstrøms Gislefossen er vist i tabell 3.2. Innslaget av settefisk viser en klar nedgang fra 1999 for ensomrig laks og fra 2 for tosomrig og eldre laks. Denne utviklingen skyldes trolig at det i , i følge fangststatistikken, var et langt høyere antall gytefisk i Audna sammenliknet med 1996 og 1997 (figur 3.7). Fraværet av ensomrig settefisk i 23 og 24 skyldes at utsettingene opphørte fra og med >+ Figur 3.1. Gjennomsnittlige tettheter (med standard feil) av laks og aure på 1 stasjoner i Audna i perioden Antall fisk pr. 1 m Laks Aure + > Stasjons nr. Figur 3.2. Beregnet tetthet av laks og aure på de ulike stasjonene i Audna september 24. Tabell 3.2. Prosentvis innslag av settefisk i ungfiskbestanden på stasjonene oppstrøms Gislefossen i Audna i perioden Totalt antall fisk undersøkt er gitt i parentes. Settefisken er skilt fra naturlig rekruttert fisk ved at settefisken er fettfinneklipt. Siste år med utsetting av lakseyngel var i 22. År Ensomrig laks Tosomrig og eldre laks % (N=39) 48% (N=25) % (N=19) 3% (N=15) % (N=91) 55% (N=9) 2 % (N=53) 12% (N=19) 21 28% (N=4) 1% (N=3) 22 22% (N=111) 24% (N=21) 23 Ikke utsetting 9% (N=35) 24 Ikke utsetting % 122

28 Våren 2 ble det funnet et innslag på 38 % settefisk av totalt 588 smolt fanget inn på strekningene oppstrøms Gislefossen. På samme tidspunkt utgjorde settefisken 1 % av totalt 3 smolt fanget inn på strekningene nedstrøms Gislefossen. Av de totalt 888 smolt undersøkt i Audna våren 2 utgjorde således settefisken 25 %. Siden det meste av smolten våren 2 ble fanget oppstrøms Gislefossen er innslaget på 25 % settefisk trolig et overestimat med tanke på hvor stor andel settefisken utgjør av smoltutgangen. Våren 1999 da det ikke ble skilt mellom smolt fanget oppstrøms og nedstrøms Gislefossen, utgjorde settefisken 13,9 % av totalt 97 undersøkte smolt. Ved stamfiske i er det kontrollert for fettfinneklipt laks som kan stamme fra utsettingene av startforet lakseyngel i Audna (tabell 3.3). Resultatene fra gir derfor et samlet inntrykk av at settefisken gir et relativt beskjedent bidrag til gytebestanden. Tabell 3.3. Antallet villfisk og fettfinneklipt laks og andelen settefisk (%) fanget på stamfiske i Audna i perioden År Villfisk Fettfinneklipt Andel settefisk (%) , , , Sum ,5 Gjelleprøver Det er gjennomført kvantitative undersøkelser av konsentrasjoner av aluminium på gjeller av laks fanget i Melhusfossen i perioden 2 24 (figur 3.3). Prøvene tatt om høsten viser lave konsentrasjoner av aluminium på gjellene med en variasjon fra 12,4 til 26,6 µg Al/g tørrvekt gjelle. Tilsvarende undersøkelser av gjeller tatt om våren i perioden , ga derimot generelt svært høye konsentrasjoner av aluminium på fiskegjellene med gjennomsnittlige verdier fra 116, (SD = 54,5) til 449 (SD = 147,8) µg Al/g tørrvekt gjelle. Disse gjelleprøvene ble tatt i forbindelse med innfanging av smolt og gir en klar indikasjon på at smolten ble eksponert for høye konsentrasjoner av aluminium forut for prøvetakingstidspunktene. Årsaken skyldes trolig tilførsel av surt, aluminiumsrikt vann fra en rekke ukalkede sidebekker i vassdraget. Ungfisktettheter av aure Gjennomsnittlig tetthet av ensomrig aure har i overvåkingsperioden variert fra om lag 1 til 2 fisk pr. 1 m 2. Unntaket er perioden , da de gjennomsnittlige tetthetene av ensomrig aure lå rundt 3 fisk pr. 1 m 2 (figur 3.1). Imidlertid er tetthetene registrert i de tre siste årene av de laveste for hele overvåkingsperioden, og tyder på en synkende tendens i rekrutteringen av aure. I 24 var den gjennomsnittlige tettheten av ensomrig aure 8, fisk pr. 1 m 2. Det ble påtruffet flest ensomrig aure på stasjon 8 (Viblemo) (figur 3.2) For tosomrig og eldre aure har den gjennomsnittlige tettheten vist en synkende trend med unntak av årene 1995 og 1996 da det ble registrert henholdsvis 11,4 og 14,1 fisk pr. 1 m 2 (figur 3.1). De laveste Gjelle-A l (µg/g tørrvekt gjelle) Gjelleprøver 5 Laks År Figur 3.3. Akkumulert aluminium (µg/g tørrvekt gjelle) med standard avvik på gjeller av laks i Audna tatt på stasjonen i Melhusfossen om høsten i perioden Tallet over søylene angir antallet gjeller undersøkt. gjennomsnittlige tetthetene av tosomrig og eldre aure er blitt registrert de fem siste årene med tettheter under 4 fisk pr. 1 m 2. I 24 ble det registrert 2,2 fisk pr. 1 m 2 (figur 3.1). Den høyeste tettheten av tosomrig og eldre aure ble registrert på stasjon 4 (Vigmostad) med 8,1 fisk pr. 1 m 2 (figur 3.2) Tilvekst Aldersbestemt materiale av laks tatt i Audna i september er vist i tabell 3.4. Ungfisk av laks var om lag 5,6 cm etter første vekstsesong, 9,6 cm etter andre vekstsesong og 12,2 cm etter tredje vekstsesong. Tilsvarende gjennomsnittlige lengder for aure etter en- og to vekstsesonger var 6,3 cm og 12,3 cm (tabell 3.5). Basert på det aldersbestemte materialet synes det som om de fleste fiskene smoltifiserer og forlater Audna etter to eller tre år. Lengdefordelingen for ungfisken i 24 er vist i figur 3.4. Tabell 3.4. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av laks (villfisk) tatt i Audna i september 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennom- Standard Antall snittlig avvik lengde (cm) Ensomrig (+) villfisk 5,6,6 229 Tosomrig (1+) villfisk 9,6 1,3 16 Tresomrig (2+) villfisk 12,2 1,2 19 I tillegg ble det fanget en femsomrig laks på 15,9 cm. Tabell 3.5. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av aure tatt i Audna september 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennom- Standard Antall snittlig avvik lengde (cm) Ensomrig (+) 6,3 1, 79 Tosomrig (1+) 12,3 2,1 18 I tillegg ble det fanget en tresomrig aure på 17,4 cm

29 Antall fisk Antall fisk A) 8 Laks, n = Fiskelengde (cm) B) 2 Aure, n = Ungfiskens næringsvalg Studier av bunndyrsamfunnet i Audna har vist at andelen arter som er sensitive ovenfor surt vann har økt i den kalkede delen av vassdraget (se kapittel 4). Analyser av mageinnhold fra laks og aure samlet inn i Audna i perioden viser at disse sensitive bunndyrene utgjør en del av næringsgrunnlaget for ungfisken i Audna (figur 3.6). Larver av døgnfluer, steinfluer og vårfluer utgjør viktige næringsemner for ungfisk av både laks og aure i Audna. At disse insektgruppene er viktigste byttedyr samsvarer også med andre ernæringsstudier (se bl.a. Frost 195; Garnås og Hvidsten, 1985; Kjelsaas 1996). Resultatene gitt i figur 3.6 er basert på analyse av disse insektgruppene samt snegl, og viser andelen sensitive bunndyr basert på antallet funnet i fiskens diett. For både laks og aure var de viktigste sensitive byttedyrene larver innen døgnflueslekten Baetis, steinflueslektene Isoperla og Diura, vårflueslekten Hydropsyche og vårfluearten Lepidostoma hirtum. I tillegg var det innslag av den sensitive sneglen Lymnea peregra. Dette er bunndyrarter som i stor grad har rekolonisert Audna etter kalkingen i 1985 (se punkt 4.) (Fjellheim & Raddum 1995). Fiskelengde (cm) Figur 3.4. Lengdefordeling av A) laks og B) Aure fanget i Audna i september 24. Eggoverlevelse I perioden er det til sammen tatt prøver fra over 65 gytegroper på ulike gyteplasser i Audna. I 24 var eggoverlevelsen for aure og laks henholdsvis 75 % og 84 %. Den reduserte rognoverlevelsen funnet for aure i 23 og delvis i 24 skyldes trolig en del sand og silt observert i enkelt av gropene, særlig på gyteområdet ved utløpet av Ytre Øydnevann. Det ble ikke funnet gytegroper av laks på dette gyteområdet. Resultatene fra hele overvåkingsperioden tilsier at det generelt ikke forekommer surstøtsepisoder eller andre forhold som medfører unormalt høy eggdødelighet i Audna (figur 3.5). Andel sensitive bunndyr (%) Laks Aure Sensitive bunndyr i fiskens diett Figur 3.6. Andelen sensitive bunndyr funnet i mageprøver fra ungfisk av laks og aure i Audna i perioden Den årlige innsamlingen av fisk har vært gjennomført i perioden september-november. Materialet er basert på analyse av antall individ i gruppene vårfluer, døgnfluer, steinfluer og snegl i fiskens diett. I 1998 ble det ikke gjort analyser av mageprøver. Andel levende egg (%) Laks Aure År Figur 3.5. Prosentandel levende egg av laks og aure samlet inn fra gyteområder på lakseførende strekning i Audna i perioden Tall ved punktene angir antall egg undersøkt. I 1994 og 1995 ble det ikke samlet inn egg fra laksegroper. 124

30 Fangststatistikk Fangststatistikken for laks og sjøaure viser en klar økning i forhold til årene før kalkingen startet i 1985 (figur 3.7). De første årene etter kalkingen ble det imidlertid tatt lite laks i forhold til sjøaure. Etter 1989 har det vært en markert økning i laksefangstene med årene 1998 (2393 kg), 2 (2423 kg) og 24 (2457 kg) som foreløpige høydepunkt. I 24 ble det innrapportert 219 kg sjøaure. De relativt høye fangstene av laks i perioden tyder på at fangstene er i ferd med å stabilisere seg på et betydelig høyere nivå sammenliknet med fangstene tidligere på 199-tallet. Variasjonen i fangstene i årene etter kalkingen kan tilskrives en rekke forhold. De lave fangsttallene for 1988 skyldes antagelig oppblomstring av giftige alger som tok livet av mye sjøaure i sjøen. I 1989 var alt laksefiske forbudt i Audna som følge av de generelle reguleringene av laksefiske. I 199 ble det bare fisket i de tre siste ukene av august. Fangstene påvirkes også av variabel vannføring i fiskesesongen mellom år og i Audna er det en klar sammenheng mellom fangstene av laks og vannføring i fangstsesongen (se figur 3.8 ). I år med lav sommervannføring vandrer trolig en betydelig andel av gytebestanden opp til gyteplassene ved økende vannføring først etter at fiskesesongen er slutt. Sammenliknet med fangstene av laks har fangstene av sjøaure vært påfallende lave i perioden Dette gjenspeiler en forandring i dominansforholdet mellom aure og laks siden kalkingen av Audna ble igangsatt i Fram til 199 ble det tatt mest sjøaure mens det i de etterfølgende år har vært tatt mest laks, men det er først i 1998 at laksen klart dominerer fangstene. I perioden har det vært tatt over sju ganger mer laks enn sjøaure. Denne endringen i dominansforhold vises også i ungfiskundersøkelsene hvor tetthetene av laks har økt utover 199-tallet mens tettheten av aure har vist en markert nedgang siden Fangst (kg) Fangst av laks og sjøaure (kg) År 5 Sjøaure Laks y = 191,72x + 42,6 R 2 =,66 Kalking Figur 3.7. Fangst av sjøaure og laks i Audna i perioden Kalkingen ble startet i Gjennomsnittlig vannføring i fiskesesongen (m 3 /s) Figur 3.8. Forholdet mellom fangst av laks og sjøaure i Audna i forhold til gjennomsnittlig vannføring i fangstsesongen ( ) i perioden Vannføringen er målt ved Gaupefoss. I år hvor det ikke finnes data for vannføring er denne estimert ut ifra forholdet mellom middelnedbør for månedene juni-september målt ved Vigmostad målestasjon nr og vannføring (r2=,96). Figuren er basert på tallmateriale framskaffet av Flerbruksplanen for Audnavassdraget og NVE. Åpen sirkel viser resultatet for fiskesesongen

31 4 Bunndyr stisk signifikant økende trend (p<,1) i løpet av den perioden overvåkingen av Audna har pågått. Arne Fjellheim og Gunnar G. Raddum. LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Allégt. 41, 57 Bergen Audna 4.1 Innledning 1,,8 Referanse Kalket Bunndyrundersøkelsene i Audna har pågått siden Fra 1985 er det foretatt systematiske innsamlinger hver vår og høst, fra et fast stasjonsnett i vassdraget. Prøvetakingen følger samme metodikk som undersøkelsene i det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør, der en gjør nytte av de ulike arter/gruppers sensitivitet ovenfor surt vann (Fjellheim & Raddum 199, Raddum 1999). Hensikten med undersøkelsene er å overvåke utviklingen av bunndyrsamfunnene i vassdraget med hensyn til forsuringsskade og biologisk mangfold. Indeks 1,6,4,2, 1,, Audna Referanse Kalket 4.2 Materiale og metoder I Audna blir det samlet inn bunndyrprøver fra et fast stasjonsnett hver vår og høst (figur 1.3). Stasjonsnettet, som er beskrevet av Fjellheim & Raddum (1994), omfatter 1 kalkete lokaliteter og 5 ukalkete lokaliteter (referanselokaliteter). Det ble benyttet kvalitativ innsamlingsmetodikk (kick method, Frost et al. 1971). Prøvene ble tatt med en hov, maskevidde,25 mm, konservert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av materialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum, 199, Lien et al. 1991). Forsuringsindeksene er beregnet etter Fjellheim & Raddum (199) og Raddum (1999). Verdien 1 viser et bunndyrsamfunn som ikke er forsuringsskadet, mens verdien viser sterk skade. Behandlingsprosedyrer og database er forøvrig felles med det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. 4.3 Resultater og diskusjon Totalt ble det i 24 registrert 1 døgnfluearter, 13 steinfluearter, og 16 arter/slekter av vårfluer i bunnprøvene fra Audna (Vedlegg C1 og C2). Artsmangfoldet innen disse gruppene var større enn året før. I følge Fjellheim & Raddum (199) var 21 av de registrerte arter/grupper av bunndyr sensitive overfor forsuring. Dette er betydelig flere enn tidligere år og viser at det biologiske mangfold i Audna er stigende. Gjennomsnitt indeks 1 i den kalkete delen av vassdraget var henholdsvis,86 og 1. vår og høst (figur 4.1). De kalkete stasjonene har vist en betydelig forbedring i de senere år og vi finner ikke så store forskjeller mellom vår og høst som det som ble funnet i første halvdel av 199-tallet. Den ukalkete delen av elva hadde indeks 1 lik,91 og 1, henholdsvis vår og høst. Dette er en betydelig forbedring sammenlignet med 23. Også referansestasjonene har hatt en betydelig forbedring i surhetsindeksene fra vassdraget ble kalket i De store variasjonene i skadebildet (figur 4.1) viser at situasjonen i referansestasjonene har vært kritisk for mange arter, og at det etableres temporært større bestander av sensitive arter senere på året, når den vannkjemiske situasjonen er mer gunstig. Forsuringsindeksene viser en stati- Indeks 2,6,4,2, Figur 4.1. Gjennomsnitt forsuringsindeks for de kalkete stasjonene og for referansestasjonene i Audna Vanlig damsnegl, Lymnaea peregra, ble første gang registrert i Audna i 1994, 9 år etter kalkingen. Ferskvannssnegl er svært sensitive ovenfor både forsuring og lavt kalkinnhold (Økland 199). I perioden ekspanderte Lymnaea i vassdraget (figur 4.2). I 2 ble det registrert færre snegl enn de foregående årene. Dette kan være forårsaket av flomsituasjonen i høsten 2 og av det faktum at det fremdeles var høy vannstand under innsamlingen i desember 2. Bestander av vanlig damsnegl finnes nå i hele den kalkete delen av vassdraget (Raddum & Fjellheim 23). I 24 ble det registrert flere snegl i vassdraget enn det har vært registrert tidligere. Det ble ikke registrert snegl i den ukalkete delen av vassdraget. Antall individer registrert Ferskvannssneglen Lymnaea peregra i Audna Start kalking Figur 4.2. Antall Lymnaea peregra registrert i bunnprøver fra Audna i perioden

32 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Den vannkjemiske overvåkingen viser at kalkingsstrategien stort sett gir tilfredsstillende vannkvalitet i vassdraget. Vannkvaliteten nederst i vassdraget har periodevis vært noe dårligere og mer variabel i perioden sammenlignet med perioden I 1998 ble det driftsoperatoriske vannkvalitetsmålet endret fra ph 6,5 til en ph som varierer mellom 6, og 6,4 avhengig av tid på året. Det var til å begynne med vanskelig å styre doseringsanlegget ved Tryland etter et slikt variabelt vannkvalitetsmål og resultatet har vært betydelige vannkvalitetsvariasjoner over korte tidsintervall. I perioden april 2 til juni 21 ble det brukt skjellmel i stedet for kalksteinsmel i Tryland doseringsanlegg. Førstnevnte kalktype har en raskere oppløsningstid, men gav doseringsproblemer ved anlegget. I 21 ble det installert ph-simulator på inntaksvannet ved Tryland noe som gjør det lettere å beregne riktig kalkdose. Dette har ført til en bedring i vannkvaliteten i de tre siste årene med mindre variasjon gjennom året. Kun et fåtall målinger, som representerer korte perioder, ligger under phmålet for vassdraget. Utover sommeren og høsten ligger ph for høyt, stort sett mer enn,3 ph-enheter over vannkvalitetsmålet. Resultatene fra de ukalkede delene av vassdraget viser at det fremdeles er nødvendig med kontinuerlig kalking av Audna. I perioden 1994 til 1998 har det vært en svak bedring av vannkvaliteten i de ukalkede delene av vassdraget. Den positive utviklingen har antagelig sammenheng med reduserte tilførsler av sure forbindelser (sulfat), men også stedvis utlagt skjellsand kan ha hatt en viss betydning. Øverst i vassdraget (Våråna) synes den positive utviklingen å ha flatet ut og årsgjennomsnittet for ph har gått litt ned etter Vannkvaliteten i hovedvassdraget oppstrøms kalkdoserer ved Stedjan og i Trylandsvassdraget har imidlertid vist en ny positiv utvikling fra 21. Undersøkelse av 16 sidebekker i viste at store deler av de ukalkede restfeltene til Audna er svært forsuret. Fisk Samlet viser fiskeundersøkelsene og fangststatistikken at kalkingen har gitt en klart positiv utvikling for bestandene av laks og sjøaure i Audna. De gjennomsnittlige tetthetene for ensomrig laks har i overvåkingsperioden økt relativt jevnt fra 2.9 fisk pr. 1 m 2 i 1991 til ca fisk pr. 1 m 2 de fem siste årene. Den positive utiklingen i tetthetene av ensomrig laks gjenspeiles imidlertid ikke like tydelig i tetthetene av tosomrig og eldre laks siden tetthetene av eldre laks og aure har vært relativt lave (< 1 fisk pr. 1 m 2 ) fram til og med 21. I de tre siste årene (22-24) har det imidlertid vært en økning i tettheten av tosomrig og eldre laks da det ble registret om lag 13. laks pr. 1 m 2. Samtidig som ungfisktetthetene av laks viser en generell økning utover 199-tallet har ungfisktettheten av aure gått tilbake siden Resultatene kan tyde på at den økte ungfiskproduksjonen av laks har hatt en uheldig virkning på aurebestanden. En slik endring i dominansforholdet mellom artene gjenspeiles også i fangststatistikken. Dette illustreres med fangsttallene for perioden 1998 til 24 da de årlige fangstene av laks har vært mer enn sju ganger høyere enn fangstene av aure. Bunndyr Forsuringsindeksen i den kalkete delen av Audna er blitt betydelig bedre etter at kalkingen startet i Bunndyrsamfunnene i den delen av vassdraget som ikke kalkes må fremdeles karakteriseres ustabile. Skadebildet i den ukalkete delen av vassdraget viser at situasjonen om våren er dårligere enn om høsten, og at det etableres temporært større populasjoner av sensitive bunndyr senere på året, når den vannkjemiske situasjonen er mer gunstig. Dette bildet har gjentatt seg i alle år etter 1995, og gir sannsynligvis hovedforklaringen til at den kalkete delen av Audna har en betydelig høyere artsdiversitet enn den ukalkete. Det ble i 24 registrert mer enn dobbelt så mange sensitive bunndyr pr. prøve i de kalkete lokalitetene. Ferskvannssneglen Lymnaea peregra er en av de bunndyrartene som har hatt en markert spredning innen de kalkete elveavsnittene. Den ble registrert for første gang i mageprøver fra aure i 1993, i bunnprøver i 1994 og er i dag utbredt i hele den kalkete delen av vassdraget. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak Resultatene i 24 viser at det fremdeles kan forekomme perioder med gjennombrudd av surt vann i den kalkede delen av vassdraget. En uheldig faktor er at vannkvaliteten fra flere mindre sidebekker er så sur at dette vil kunne medføre en ustabil aluminiumskjemi på utsatte strekninger i hovedelva. Dette kan igjen medføre ugunstige forhold for fisk og andre forsuringsfølsomme arter. Siden 1994 er 2 innsjøer og 12 bekker i vassdraget blitt kalket årlig, mens andre bekker har vært kalket enkelte år. Variabel ph nedstrøms kalkdosererne kan også til en viss grad skyldes periodevis ufullstendig innblanding av kalken. Varierende nedbørsmengder virker også sterkt inn på vannkvaliteten. I perioder med mye nedbør over et kort tidsrom, som i oktober 21, klarer ikke dosererne å kompensere raskt nok. I et notat om optimalisering av avsyringstiltak i bl.a. Audna (Hindar et al. 25) foreslås det å etablere en ny doserer i Helle- Konsmo-området for å sikre god vannkvalitet på strekningen ned mot Tryland. Videre foreslås å videreføre dagens doseringsanlegg ved Stedjan i den perioden isen ligger på Ytre Øydnavatn. Anlegget ved Tryland beholdes, men med en mer optimalisert styring etter vannføring og ph. Sidevassdragene fra øst på strekningen Tryland - Melhusfossen bidrar i perioder med mye vann som kan forårsake områder med pågående Alpolymerisering. For delvis å motvirke dette foreslås det terrengkalking av nedbørfeltet til Storbekken. 127

33 6 Referanser Barlaup, B.T. & S.E. Gabrielsen. 22. Audna. Fisk. Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 21. Direktoratet for naturforvaltning. DN-notat Barlaup, B.T., Raddum, G.G. & Sundt, R.C Audna. Fisk. Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat, Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G., & Saltveit, S.J Electrofishing theory and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173:9-43. Direktoratet for naturforvaltning Arbeidsmøte i FoUutvalget. Kalking., 19-2 februar DNMI 25. Nedbørmengder for 23 fra meteorologisk stasjon Vigmostad, samt normalperioden Det norske meteorologiske institutt, Oslo. Fjellheim, A. & Raddum, G.G Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. The Science of the Total Environment. 96: Mork, J., and Heggberget, T. G Eggs of Atlantic salmon (Salmo salar L.) and trout (S. trutta); identification by phosphoglucoisomerase zymograms. Fish. Manage. 15: NVE, 25. Vannføring ved NVE-stasjon Gaupefoss i 24. Norges vassdrags- og energiverk, Hydrologisk avdeling, Oslo. Raddum, G. G Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities and acidification indexes. In Raddum, G. G., Rosseland, B. O. & Bowman, J. (eds.) Workshop on biological assessment and monitoring; evaluation of models. ICP-Waters Reoprt 5/99, pp.7-16, NIVA, Oslo. Raddum, G. G. and Fjellheim, A. 23. Liming of River Audna, Southern Norway. A large scale experiment of benthic invertebrate recovery. AMBIO 32: Vuorinen, J., and Piironen, J Electrophoretic identification of Atlantic salmon (Salmo salar), brown trout (S. trutta), and their hybrids. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 41: Økland, J Lakes and snails. Universal book services, Oegstgeest. Fjellheim, A. & Raddum, G. G Overvåking av bunndyr i Audna. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-Notat , pp Fjellheim, A. & Raddum, G. G Benthic animal response after liming of three south Norwegian rivers. - Water Air and Soil Pollution 85: Frost, W.E. 195.The growth and food ogf young salmon (Salmo salar) and trout (Salmo trutta) in the River Forss, Caithness. J. Animal. Ecol. 19: Frost, S., Huni, A. & Kershaw, W.E. (1971). Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. Can. J. Zool., 49, Garnås, E. & Hvidsten, N.A The food of Atlantic salmon Salmo salar L. and brown trout Salmo trutta L. Smolts during migration in the Orkla river, Norway. Fauna norv. Ser. A Hindar, A., Kaste, Ø. & Kroglund, F. 25. Optimalisering av avsyringstiltak i Audna, Lygna og Kvina. NIVA, Notat 25. Kaste, Ø., Kroglund, F. & Enge, E. 2. Revidert kalkingsstrategi for Audnavassdraget i Vest-Agder. NIVA-rapport 4273, 38 sider. Kjelsaas, M.B Tilbud og valg av næringsdyr hos laksunger (Salmo salar L.) i Gaula. Cand. scient. oppgave, Zoologisk institutt, Universitetet i Trondheim. Lien, L., Raddum, G. G. & Fjellheim, A Tålegrenser for overflatevann - Fisk og evertebrater II. Norsk Institutt for Vannforskning. Rapport nr. O Løvhøiden, F., Ross, H. & Schartau, A.K.L Audna- Vannkjemi. I: Kalking i vann og vassdrag. FOU-årsrapporter 199. DN-notat nr , Trondheim. 128

34 Vedlegg A Vedlegg A1 - vannkjemi Audna 24. Stasjon L1/32 oppstrøms kalkdoserer v/stedjan (prøver analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Dato Kond ph Ca ms/m mg/l ,47 5,61 1, ,48 5,62 1, ,57 5,75 1, ,49 5,43 1, ,49 5,28, ,46 5,56 1, ,49 5,59 1, ,53 5,52 1, ,48 5,58 1, ,41 5,58, ,5 5,67 1, ,43 5,67 1, ,43 5,66 1, ,35 5,75 1, ,37 5,77 1, ,31 5,84 1, ,33 5,93 1, ,33 5,95 1, ,35 6,12 1, ,32 5,97 1, ,32 6,28 1, ,4 6,28 1, ,39 6,31 1, ,35 6,41 1, ,28 6,21 1, ,21 6,5 1, ,24 5,82 1, ,24 5,58 1, ,3 5,59 1, ,38 5,55 1, ,42 5,62 1, ,48 5,6 1, ,44 5,65 1,14 Snitt 2,4 5,71 1,9 St.dev.,9,28,8 Median 2,4 5,67 1,7 Min. 2,21 5,28,93 Max. 2,57 6,41 1,25 129

35 Audna 24. Stasjon L3 nedstrøms ytre Øydnavatn (prøver analysert ved NINA's lab i Trondheim) Dato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot-P Tot-N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg C/l µekv/l µg/l µg/l , , , , , , ,5 77 2, , , , , , , , , ,79 1 2, , , , , , , Snitt 6, , St.dev.,16 14, Median 6, , Min. 6, , Max. 6, ,

36 Audna 24. Stasjon L5/34 nedstrøms Tryland (prøver analysert ved NMT for Midt- Rogaland) Dato Kond ph Ca ms/m mg/l ,35 6,39 2, ,31 6,36 2, ,27 6,17 1, ,16 6,23 1, ,16 6,6 1, ,14 6,1 1, ,19 6,5 1, ,43 6,64 2, ,9 6,45 2, ,3 6,33 1, ,19 6,55 2, ,18 6,57 2, ,31 6,64 2, ,17 6,63 2, ,23 6,64 2, ,11 6,45 2, ,4 6,4 1, ,7 6,34 1, ,24 6,5 1, ,39 6,35 2, ,2 6,75 2, ,17 6,57 2, ,34 6,66 2, ,7 6,7 2, ,51 5,82 1, , 6,19 1, ,31 6,94 2, ,97 6,44 2, ,4 6,35 1, ,12 6,33 2, ,1 6,33 1, ,19 6,25 2, ,48 6,71 3,22 Snitt 3,19 6,35 2,9 St.dev.,19,24,35 Median 3,18 6,4 2,1 Min. 2,51 5,82 1,56 Max. 3,7 6,94 3,22 Audna 24. Stasjon L6/35 Melhusfossen målområde (prøver analysert ved NMT for Midt- Rogaland Dato Kond ph Ca ms/m mg/l ,56 6,38 2, ,53 6,34 2, ,48 6,23 1, ,38 6,27 2, ,42 6,14 1, ,37 6,15 1, ,5 6,26 1, ,38 6,34 1, ,29 6,43 1, ,16 6,35 1, ,2 6,22 1, ,36 6,57 2, ,25 6,36 2, ,37 6,63 2, ,58 6,65 2, ,35 6,51 2, ,34 6,56 2, ,35 6,49 2, ,71 6,73 2, ,78 6,5 2, ,48 6,81 2, ,24 6,51 2, ,66 6,75 2, ,99 6,75 2, ,93 6,39 2, ,26 6,41 2, ,36 6,7 2, ,17 6,45 2, ,19 6,33 1, ,33 6,32 2, ,36 6,33 1, ,34 6,24 2, ,34 6,37 2,22 Snitt 3,39 6,4 2,14 St.dev.,21,18,24 Median 3,36 6,39 2,7 Min. 2,93 6,14 1,77 Max. 3,99 6,81 2,77 131

37 Audna 24. Stasjon L6/35 Melhusfossen målområde (prøver analysert ved NINA's lab i Trondheim) Dato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot-P Tot-N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg C/l µekv/l µg/l µg/l , ,15,48 2,73,4 3,9 4, , ,2 67 3, ,8 29 1,87,49 2,8,38 3,7 4, , , , , ,87,42 2,61,38 2,74 4, , ,91 6 4, , ,2,47 2,82,4 3,11 4, , , , , ,89,48 2,96,41 2,91 5, , , , , ,,43 2,55,38 2,62 4, , , , ,15 36,42 2,56,42 2,73 3, , ,35 5, , ,81,42 2,56,4 2,95 4, , , , , ,42,48 2,54,42 2,75 4,23 382, , , , ,32,91 4,38,66 3,36 7,3 355, < , , , ,85,48 2,79,46 2,9 4,15 383, , , ,58 5 2,5,51 2,89,51 3,61 4,69 362, , , , ,3,47 2,52,44 2,66 4,17 293, ,8 69 2, , ,84,43 2,47,39 2,49 3,86 242, , , ,6 74 2,36,51 2,75,48 2,64 4,12 333, , , , ,61,56 2,85,54 2,93 4,45 394, , , , ,45,43 2,35,39 2,88 3,66 283, , , , ,85,41 2,46,36 2,56 4, , ,3 71 7, , ,48,43 2,63,39 2,49 4, , , , ,39 6 2,8,44 2,47,37 2,46 3, , , , , ,97,48 2,66,38 2,48 4, , , , , ,2,47 2,7,57 2,54 4, , , , , ,91,47 2,75,39 2,56 4, , ,1 76 4, , ,5,46 2,75,39 2,55 4, , ,3 89 4,7 488 Snitt 6, ,9,48 2,73,43 2,79 4,5 326, , , St.dev.,26 27,37,1,38,7,3,71 78, ,9 29 3,91 78 Median 6, ,2,47 2,68,4 2,74 4, , , , Min. 5, ,48,41 2,35,36 2,46 3,66 161, < ,9 41 2, Max. 7, ,32,91 4,38,66 3,61 7, , , ,

38 Audna 24. Stasjon L8A Våråna v/innløp Øydnavatn (prøver analysert ved NINA's lab i Trondheim) Dato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot-P Tot-N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg C/l µekv/l µg/l µg/l , , ,15, ,5 45 1, ,98, , , , , ,1 39 1, , , ,2 5 1, ,9, , , ,19 3, Snitt 5, , St.dev.,54 32, Median 5, , Min. 4,9, Max. 6, ,

39 Audna 24. Stasjon L14 Trylandsvassdr. før samling Audna (prøver analysert ved NINA's lab i Trondheim) Dato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot-P Tot-N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg C/l µekv/l µg/l µg/l ,33 1 1, ,93, ,9, ,7, ,9, ,16, ,58 9, ,58 1, ,65 24, ,31 5, ,23, ,31 7, Snitt 5,2 5, St.dev.,24 7, Median 5,27 1, Min. 4,9, Max. 5, ,

40 Vedlegg B. Primærdata - fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet 1 og 2 av laks og aure i Audna Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Aure Laks Aure St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + > , ,1 4, ,1 5,9 5 22,5 4, ,9 7, ,3 26, ,2 12, , ,2 8, Gj.snitt ,1 (6,2) 23,8 (15,9) 12,7 (1,8) 12,8 (8,1) 8,1 (1,9) 8, (5,8) 2,2 (,5) 2,2 (2,7) 135

41 Vedlegg B2. Utbredelse er angitt som prosentdel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin (1984). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene i henhold til Bohlin (et et al. 1989). Tetthet 1, Tetthet 2, median, min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. År Dato Ant. stasjoner Areal, m Laks + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 6 2.8(.7) 2.9(4.46) (3.1) 3.4(3.5) (1.1) 2.1(4.) (1.1) 6.3(9.4) (1.4) 1.6(1.9) (3.) 9.4(5.4) (1.7) 18.6(11.8) (1.) 11.7(1.1) (2.6) 44.9(29.3) Laks >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 9 5.2(.3) 5.4(6.5) (.4) 4.7(4.12) (.8) 4.2(4.4) (.3) 3.8(4.) (1.) 5.2(6.2) (.7) 7.7(7.) (.7) 9.1(9.6) (1.1) 7.5(8.2) (.5) 4.1(4.5) Aure + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (1.) 18.2(9.7) (3.) 15.3(4.7) (.) 7.8(6.5) (2.) 28.7(13.) (2.4) 34.(24.5) (4.1) 35.3(34.8) (1.4) 17.4(17.2) (1.9) 17.6(5.7) (3.1) 24.4(2.8) Aure >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 1 8.9(.7) 9.1(5.6) (.3) 6.1(5.2) (.2) 4.(4.1) (.3) 4.2(4.7) (.7) 11.4(6.) (2.) 14.1(6.8) (1.2) 7.(6.1) (1.3) 4.5(6.3) (.5) 2.7(3.7)

42 Vedlegg B.2. Fortsettelse. År Dato Ant. stasjoner Areal, m Laks + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (2.3) 23.1(15.) (4.9) 21.2(15.2) (7.9) 45.3 (21.8) (6.7) 35.9 (23.3) (6.2) 23.8 (15.9) Laks >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 8 7.5(1.9) 7.(6.4) (.7) 6.1(7.8) (2.2) 13. (1.1) (1.8) 13. (8.5) (1.8) 12.8 (8.1) Aure + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (2.2) 22.3(22.3) (4.3) 24.5(17.3) (3.7) 9.3 (7.4) (1.7) 11.2 (8.1) (1.9) 8. (5.8) Aure >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 7 3.8(.3) 3.9(5.) (1.5) 3.5(3.) (1.4) 2.4 (3.7) (.6) 1.4 (2.2) (.5) 2.2 (2.7)

43 Vedlegg C. Bunndyr Vedlegg C1. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Audna Stasjon St. 1 St. 2 St. 3 St. 4 St. 5 St. 6 St. 7 St. 8 St. 9 St. 1 St. 11 St. 12 St. 13 St. 14 St. 15 Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp Gastropoda *** Lymnaea peregra 2 1 Hirudunea Indet. 1 Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis fuscatus *** Baetis sp. (subalpinus/vernus) 2 2 *** Baetis sp ** Heptagenia sulphurea ** Siphlonurus aestivalis 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis 1 Leuctra sp Nemouridae indet Taeniopteryx nebulosa ** Isoperla sp ** Perlodidae indet. 2 Trichoptera Athripsodes sp ** Oecetis testacea Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe Limnephilidae indet 1 Ceraclea sp. 2 1 Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa 1 Neureclipsis bimaculata ** Philopotamus montanus 2 ** Wormaldia sp ** Lepidostoma hirtum ** Hydropsyche siltalai ** Hydropsyche pellucidula Chironomidae larver Chironomidae puppe Ceratopogonidae Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Hydrozoa Hydra sp. 17 Crustacea Cyclopoida indet 3 3 Eurycercus lamellatus 2 Chydoridae indet Ostracoda Harpacticoida 2 1 Sum Forsuringsindeks ,25, ,5 Forsuringsindeks 2,83,58 1, 1, 1,,63 1,,25,5,88 1,,75,61 1,,5 *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 138

44 Vedlegg C2. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Audna Stasjon St. 1 St. 2 St. 3 St. 4 St. 5 St. 6 St. 7 St. 8 St. 9 St. 1 St. 11 St. 12 St. 13 St. 14 St. 15 Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp Gastropoda *** Lymnaea peregra Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis fuscatus *** Baetis sp. (subalpinus/vernus) 8 *** Caenis horaria *** Cloeon dipterum 1 ** Heptagenia sulphurea Heptagenia fuscogrisea Leptophlebia marginata Leptophlebia vespertina Leptophlebia sp. 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp Protonemura meyeri Nemoura avicularis Nemoura cinerea Nemoura sp. 3 1 Nemouridae indet. 1 Leuctra hippopus Leuctra nigra 1 Leuctra sp. 1 Taeniopteryx nebulosa 6 1 Siphonoperla burmeisteri Brachyptera risi ** Diura nansnei 1 ** Isoperla sp Trichoptera Athripsodes sp Leptoceridae indet. 1 Rhyacophila nubila larve Limnephilidae indet 2 1 Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa Neureclipsis bimaculata Cyrnus trimaculatus 4 Polycentropodidae indet Oxyethira sp ** Hydroptila sp. 2 ** Oecetis testacea ** Apatania sp. 1 ** Lepidostoma hirtum ** Hydropsyche siltalai ** Hydropsyche pellucidula ** Hydropsyche sp Chironomidae larver Ceratopogonidae Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Collembola 1 Bryozoa Hydra sp. 3 Crustacea Cyclopoida indet Harpacticoida Calanoida Eurycercus lamellatus Chydoridae indet Ostracoda 1 1 Daphnia sp Bosmina sp Sum Forsuringsindeks 1 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, Forsuringsindeks 2,53,55,69,72 1, 1, 1,,52 1, 1, 1,,53 1, 1, 1, *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 139

45 Bjerkreimsvassdraget Koordinator: B. Walseng, NINA 1 Innledning 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr, fylke: 27, Rogaland og Vest-Agder Kartreferanse, utløp: , kartblad 1211 I Areal, nedbørfelt: 75.8 km 2 (før regulering) Spesifikk avrenning: 77.1 L/s/km 2 Middelvannføring: 54.4 m 3 /s (før regulering) Regulering: St. Myrvatn er regulert 22 m, 2 km 2 er overført Figgjo Lakseførende strekning: Til Indre Vinjavatn, samt 7-8 km innenfor Ørsdalsvatn. Kalking: Kalket i diverse innsjøer, deriblant Ørsdalsvatn og Austrumdalsvatn. Kalkdoserer ved Malmei i drift siden september Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Miljøvernavdelingen hos Fylkesmannen i Rogaland har før kalking karakterisert laksebestanden i vassdraget som sårbar pga. forsuringssituasjonen. Kalkingsplan: Kaste et al Biologisk mål: Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Vannkvalitetsmål: Lakseførende strekning: 15/2-31/5: ph 6.2, 1/6-14/2: ph 6.. Kalkingsstrategi: Vassdraget kalkes ved en kombinasjon av innsjøkalking (Ørsdalsvatn og Austrumdalsvatn) og dosererkalking (Malmei v. utløp Byrkjelandsvatn). Figur 1.1. Vassdraget med nedbørfelt. 29

46 1.3 Kalking i 24 Ørsdalsvatn ble kalket med 1 tonn VK3 (99% CaCO 3 ) i mars, mens Austrumsdalsvatn ble kalket i august med 32 tonn VK3. I juli i 24 ble 18 andre innsjøer kalket. Det ble benyttet BioKalk som er en flytende kalkslurry med 67 vekt% CaCO 3 og generelt bedre oppløsningsegenkaper enn kalksteinsmel. Mengden tilsvarte 169 tonn simulert som VK3 kalk. Doserer (Malmei): 33 tonn VK3 Kalkingsdataene er innhentet fra Fylkesmannen i Rogaland v/miljøvernavdelingen. 1.4 Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon: 4354 Ørsdalen Årsnedbør 24: 357* mm Normalt: 2358 mm % av normalen: 13* mm nedbør m3/s ØRSDALEN Norm 61-9 JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon Ørsdalen. Normal månedsnedbør for perioden er angitt (met.no 25). *NB! Nedbørdata for august måned er interpolert av Meteorologisk institutt. Gjedlakleiv jan-4 mar-4 mai-4 jul-4 sep-4 nov-4 Figur 1.3. Vannføring (døgnverdier) ved stasjon Gjedlakleiv 24 (NVE 25). 2 Vannkjemi Forfattere: Ø. Kaste og L. B. Skancke, NIVA Medarbeider: Jarle Håvardstun, NIVA Prøvetaker: Jan Tore Skårland, Vikeså Den vannkjemiske overvåkingen av Bjerkreimsvassdraget i forbindelse med kalking ble igangsatt i Bjerkreimsvassdraget hadde før kalking store variasjoner i vannkvalitet i ulike deler av feltet pga. geologiske forhold og menneskelig aktivitet. De nordøstre delene, inkludert Ørsdalen og områdene oppstrøms Hofreistevatn er mest påvirket av forsuring. Omlag 3/4 av avrenningen i vassdraget kommer fra disse områdene. Kalkinnsatsen fra doseringsanlegget ved Malmei ble redusert til kun 33 tonn i 24, mot 4 tonn i 23. I Ørsdalsvatn og Austrumdalsvatn ble det brukt omlag samme kalkmengde som året før. Ukalkede referansestasjoner Hovedinnløpet til Ørsdalsvatn (Storåna) hadde i 24, som tidligere år, betydelige ph-svingninger gjennom året. På grunn av kraftig høstnedbør i 24 ble laveste ph verdi (5,17) målt mot slutten av året, og ikke om våren som i de fleste tidligere år (Figur 1.2). For øvrig var mønsteret det samme som tidligere med stigende ph-verdier gjennom sommersesongen og et phdropp i løpet av høsten (Figur 2.1). ph-verdiene varierte i området 5,2-6, (Tabell 2.1), noe som gav årsmiddelverdien 5,43. Dette var en liten økning fra året før (5,33). Kalsiumkonsentrasjonen varierte i området,3-,8 mg/l, og middelverdien var den samme som i 23,,51 mg/l. Etter 2 har det vært en tydelig nedgang i labilt aluminium (Figur 2.2), og for først gang siden målingene kom i gang i 1992 ble det kun målt verdier <4 µg/l. Reduksjonen i LAl understøttes av et gradvis stigende ph-nivå på referansestasjonen (Figur 2.3). På tross av den positive utviklingen i både ph og LAl-konsentrasjoner, ligger ANC-verdiene i store deler av året under kritisk kjemisk verdi for innlandsaure, 2 µekv/l (Lien et al. 1989). I referansesjøen Maudalsvatn lå ph omkring 5,6-5,7 om våren og 5,5-5,6 om høsten ved de to prøvetakingsrundene i 24. Dette er omtrent på samme nivå som året før. Austrumsdalsvatn og Ørsdalsvatn (kalkede sjøer) Disse to innsjøene ble kalket i hhv. august og mars 24. Senhøstes (november) var midlere kalsiumkonsentrasjon basert på fire dyp i Austrumdalsvatn 1,48 mg/l. Dette er noe lavere enn i de to foregående årene (23; 1,62 mg/l, 22; 1,88 mg/l). For Ørsdalsvatn var den midlere kalsiumsverdien (basert på fem dyp) på samme nivå som i 23, 1,24 mg/l. Selv om konsentrasjonen av kalsium i sjøene har svinget noe de senere årene, synes ph-verdiene å holde seg på omlag samme nivå, omkring 6,3-6,6. Stikkprøvene fra utløpet av sjøene viste at ph-verdiene lå i området 6,2-6,7 gjennom hele dette året og at LAl-konsentrasjonene var lave (maks 8 µg/l). Anadrom strekning ph-verdiene ved utløpet av Byrkjelandsvatn (oppstrøms Malmei-dosereren) har økt gradvis i løpet av den siste tiårsperioden, fra i underkant av 5,5 i 1993 til omkring 6,1 de siste tre årene (Tabell 2.1, Figur 2.1). Dette har medført at det også etter hvert måles lave LAl-konsentrasjoner på stasjonen. 21

47 Maksimalverdiene i 24 og 23 var hhv. 13 og 7 µg/l. Stasjonen ved utløpet av Hofreistevatn ligger nedstrøms det kalkede innløpet fra Austrumdalsvatn samt doseringsanlegget i hovedelva ved Malmei. ph-verdiene på denne stasjonen lå stabilt i området 6,2-6,6 i 24, dvs. på omlag samme nivå som tidligere år (Figur 2.1). I likhet med årene forut, var LAl-konsentrasjonene lave i 24 (maks 7 µg/l). Resultatene fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt, som har hyppigere prøvetaking, viser at ph-verdiene nedstrøms Hofreistevatn lå i intervallet ph 6,1-6,9 i 24 (Figur 2.4). Ved Gjedrem og Tengs, lenger nedover på den anadrome strekningen, lå ph-verdiene godt over ph-målet gjennom hele 24 (6,3-6,9). LAl-konsentrasjonene var -1 µg/l, og ved disse nivåene er det trolig liten fare for skade på laksesmolt verken i ferskvann og i sjøvann (Hindar et al. 1997). LAl, µg/l Inn Ørsdalsv. Utløp v/tengs jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Figur 2.2. Utvikling av labilt aluminium for perioden Innløp Ørsdalsv. 1 per. Mov. Avg. (Innløp Ørsdalsv.) 6,5 6, 7, 6,5 Inn Ørsdalsv. Ut Ørsdalsv. Ut Austrumdalsv. ph 5,5 5, ph ph ph 6, 5,5 5, 4,5 jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Ut Byrkjelandsv. Ut Hofreistev. 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Utløp v/tengs Gjedrem 7, 6,5 6, 5,5 4, Figur 2.3. Langtids ph-utvikling på referansestasjonen i innløpet til Ørsdalsvatn i Bjerkreimsvassdraget. 1-punkts flytende middel er angitt. ph Malmei oppstr. Malmei nedstr. 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Figur 2.4. Resultater fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt i Bjerkreimsvassdraget, analysert ved M-lab AS i Stavanger. 5, 4,5 jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Figur 2.1. ph-utvikling i Bjerkreimsvassdraget for perioden

48 Tabell 2.1. Middel-, min- og maksverdier for 24. Nr Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 2A Utl. Byrkjelandsvatn Mid 6,5, ,1 Min 5,86,73 9 1,85 Max 6,25, ,3 N Utl. Austrumsdalsvatn Mid 6,48 1, ,5 Min 6,25 1, ,2 Max 6,68 1, ,9 N Utl. Hofreistevatn Mid 6,39 1, ,1 Min 6,23 1,4 27 1,96 Max 6,55 1, ,3 N Gjedrem Mid 6,49 1, ,3 Min 6,3 1, ,1 Max 6,87 1, ,6 N Innl. Ørsdalsvatn Mid 5,43, ,9 7 Min 5,17,33 4,97-8 Max 6,3, ,6 3 N Utl. Ørsdalsvatn Mid 6,35 1, ,2 Min 6,17 1, , Max 6,56 1, ,5 N Utløp v/tengs Mid 6,49 1, ,3 56 Min 6,35 1, ,1 34 Max 6,79 1, ,6 8 N

49 3 Fisk Forfattere: Bjørn Mejdell Larsen 1, Hans Mack Berger 1, Karstein Hårsaker 2, Einar Kleiven 3, Agnar Kvellestad 4, Randi Saksgård 1 og Jan Henrik Simonsen 5 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 NTNU, Vitenskapsmuseet, Zoologisk avdeling, Erling Skakkesgt. 47A, 712 Trondheim 3 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 4 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 5 Roligheten, 4818 Færvik 3.1 Innledning Fangstene av laks og sjøørret har variert mye gjennom det siste århundret i Bjerkreimselva, og økende forsuring førte til fiskedød i deler av vassdraget. Vassdragets østre del ble i 1989 betraktet som fisketomt mens den vestre delen fortsatt hadde naturlig reproduksjon av laks og sjøørret i sidevassdragene (Sivertsen 1989). Det ble funnet laksunger i lite antall i nedre del av Bjerkreimselva og i sidevassdrag i 1977 og 198 (Undheim 1981), men det var samtidig en betydelig kultiveringsinnsats i vassdraget. Senere ble det gjennomført ungfiskundersøkelser i Bjerkreimselva i perioden i forbindelse med overvåking av fisk og forsuring i Rogaland (Persson 1993, Helgøy & Enge 1995, Helgøy 1999). Det ble funnet laksunger hvert år, men bare i lite antall i hovedvassdraget. I forbindelse med kalkingstiltak i Bjerkreimselva startet NINA en overvåking av ungfiskbestandene av laks og ørret høsten 1996 (Larsen 1997). Dette ble videreført etter samme opplegg i , men to stasjoner i Ørsdalen ble tatt ut av programmet fra 22. Enkelte av stasjonene i øvre del av vassdraget inngikk tidligere i overvåkingen av forsuringssituasjonen i Bjerkreim, og det finnes derfor data fra enkeltlokaliteter tilbake til 1986 (Hesthagen et al. 1992). 3.2 Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 18 stasjoner i lakseførende del av vassdraget i august 24 (figur 1.2). Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på alle stasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B.1-B.2 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 7 ørretunger på stasjon 21, 8 laks- og 8 ørretunger på stasjon 11 og 8 laks- og 7 ørretunger på stasjon Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Det har vært en positiv økning i utbredelsen av laksyngel i Bjerkreimselva fra ca 2 % av stasjonene i 1996 til % allerede i , og en ytterligere økning til ca 9 % i de siste årene (figur 3.1). I tillegg har det manglet laksyngel i Ørsdalen (stasjon i ), men stasjonene ble ikke undersøkt i Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel i Bjerkreimselva var 88 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var en nedgang sammenlignet med 23, men likevel den nest høyeste tettheten som er funnet i (figur 3.2). Dette gir en signifikant økning i antall laksyngel i Bjerkreimsvassdraget i årene etter kalkingsstart (lineær trendlinje for : y = 12,6x 15,9; R 2 =,78). I likhet med tidligere år ble det også i 24 fanget flest laksyngel på stasjonene i hovedvassdraget mellom Svelavatn og Fotlandsvatn (figur 3.3). Det var høyest tetthet av yngel ved Apeland-Vinningland (stasjon 24-27) med individer pr. 1 m 2. Det var fortsatt en høy tetthet av laksyngel i Hofreisteåni opp til Hofreistevatn i 24 (figur 3.3), men det ble ikke funnet laksyngel så høyt opp i vassdraget som ved utløpet av Ytre Vinjavatn. Andel, % Bjerkreimselva Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Figur 3.1. Utbredelsen av laksyngel og eldre laksunger i Bjerkreimselva i Utbredelsen er angitt som andel av elfiskestasjonene der henholdsvis laksyngel og eldre laksunger er funnet. Tallene er korrigert i forhold til Vedlegg B.2 ved at stasjonene i Ørsdalen er tatt ut ved beregning av prosentandel. Det settes årlig ut laksyngel fra klekkeriet til Bjerkreim elveeigarlag i Bjerkreimselva (tabell 3.1). Det er hele tiden usikkert hvor stor andel av yngeltettheten som stammer fra utsettingene, og i årene før 2 da utsettingene foregikk nedenfor Svelavatn, var sannsynligvis den naturlige rekrutteringen allerede så høy at utsettingene ikke var så viktige for den totale yngelproduksjonen. Senere er nesten all laksyngel satt ut ovenfor Svelavatn. Utsettingene i Hofreisteåni og Austrumdalsåni har gitt høyere 213

50 tetthet av laksyngel i dette området, og kan ha vært viktig for en raskere reetablering av laks i vassdraget ovenfor Svelavatn. I 24 ble det satt ut 23. yngel til sammen i Hofreisteåni, Skjævelandsåna, Svelabekken og Ørsdalselva/Odlandshølen. Dette ga størst effekt på tettheten av laksyngel i Ørsdalselva (stasjon 21-22). Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Bjerkreimselva i Figur 3.3. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Bjerkreimselva i Stasjon 18-19: Ørsdalen, stasjon 3, 6 og 1: Vinjavatn-Hofreistevatn, stasjon 11-12: Hofreisteåni, stasjon 16-17: Svelavatn-Bjerkreim og stasjon 23-27: Bjerkreim- Fotlandsvatn. [Stasjon 21-22: Utløp Ørsdalsvatn, stasjon 9: Austrumdalselv, stasjon 15: Skjevelandsåni og stasjon 3-31: Fotlandsvatn- Tengs er ikke vist.] Tabell 3.1. Oversikt over utsettinger av laks (plommesekkyngel) i Bjerkreimselva i År Sum antall Utsettingslokaliteter laksyngel satt ut "Bjerkreimselva" 1994? Åtte sideelver/-bekker (bl.a. Skjævelandsåna, Svelabekken) og utløp Vinjavatn Seks sideelver/-bekker (bl.a. Skjævelandsåna, Svelabekken) Skjævelandsåna og Svelabekken Hovedvassdraget nedenfor Svelavatn samt fem sideelver/-bekker (bl.a. Skjævelandsåna, Austrumdalsåni) og utløp Ørsdalsvatnet Hovedvassdraget nedenfor Svelavatn samt fem sideelver/-bekker (bl.a. Skjævelandsåna, Austrumdalsåni) "Bjerkreimselva" 2 25 Hofreisteåni, Austrumdalsåni, småbekker til Svelavatn og noe i hovedvassdraget nedenfor Svelavatn Hofreisteåni, Austrumdalsåni, småbekker til Svelavatn og elv fra Roaldsvatnet Hofreisteåni og Austrumdalsåni Hofreisteåni og Austrumdalsåni Hofreisteåni, Svelabekken, Ørsdalselva/Odlandshølen og Skjævelandsåna 214

51 Tabell 3.2. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Bjerkreimselva i ASA+overfl. = ASA-positivt materiale på gjelleoverflaten. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) på gjelleoverflaten er oppgitt. ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. = ikke påvist, 1 = sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+ overfl., % ASA+ int., % Art År Lokalitet Stasjon N Laks 1999 Hofreiste Ut Ørsdal Tengs * * * * * Ørret 1998 Hofreiste Ørsdalen Ut Ørsdal Tengs * * Det er usikkert om alt materialet som er påvist er metall 215

52 I 1996 ble det bare fanget eldre laksunger på 4 av de 18 undersøkte stasjonene. I løpet av få år har utbredelsen økt betydelig, og eldre laksunger ble i 24 påvist på 94 % av stasjonene i Bjerkreimselva (figur 3.1). Gjennomsnittlig tetthet av eldre laksunger var 31 individer pr. 1 m 2 i 24. Det har vært en jevnt økende tetthet av eldre laksunger i Bjerkreimselva i årene , og det er en klart positiv tendens etter kalking (lineær trendlinje: y = 3,2x 2,9; R 2 =,84) (figur 3.2). Det var størst tetthet av eldre laksunger i Skjevelandsåni og i hovedvassdraget ved Bjerkreim og Apeland samt ved Tengs i 24 (5-87 individer pr. 1 m 2 ) (vedlegg B.1). Eldre laksunger forekom fortsatt i lite antall på strekningen ovenfor Hofreistevatn og på elva ut fra Ørsdalsvatn. Det er gjennomført gjelleundersøkelser av laks i Det er påvist sparsomme eller moderate mengder metallakkumulering i gjelleepitelet hos 5-1 % av laksungene i Hofreisteåni og på utløpet av Ørsdalsvatn i de fleste av disse årene (tabell 3.2). Dette indikerer at laksungene i perioder har vært utsatt for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). I Bjerkreimselva ved Tengs er det imidlertid noe usikkert om alt materialet som er påvist virkelig er metaller, og noe fisk kan ha påslag av ikke definerte stoffer fra en lokal avløpsledning. Laksungene varierte i lengde fra 3 til 154 mm i midten av august 24 (figur 3.4). Årsyngelen var gjennomsnittlig 46 mm (tabell 3.3), og det har bare vært mindre vekstforskjeller i de siste årene. Gjennomsnittslengden har likevel gått ned siden de to første årene etter kalking. Det har vært store vekstforskjeller innad i vassdraget tidligere, men disse er ikke fullt så markerte lenger. Laksyngelen vokste best nedenfor Svelavtan og på strekningen mellom Vinjavatn og Hofreistevatn i 24. I hovedvassdraget nedenfor Bjerkreim kommer det kaldere vann inn fra den østlige sidegreinen som drenerer gjennom Ørsdalsvatn. Dette gjør at laksyngel fra utløpet av Ørsdalsvatn og i hovedvassdraget ned til Fotlandsvatn har en lavere veksthastighet enn laksyngel fra resten av vassdraget. Andel, % Bjerkreimselva laks (N = 2172) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Lengde, mm Figur 3.4. Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Bjerkreimselva i midten av august 24. Lengden av ett- og toårige laksunger var henholdsvis 83 og 116 mm i 24 (tabell 3.4). Gjennomsnittslengden av de ettårige individene har avtatt med 2 mm på de siste seks årene. Dette gjør at andelen treårig smolt øker, spesielt i nedre deler av vassdraget. Innslaget av toårig smolt vil være størst i øvre del, blant annet i Hofreisteåni i årene framover. Det har også kommet inn treårige laksunger for første gang i 23 og 24 og en femårig laksunge i 24. Fordelingen mellom ett-, to- og treårige eller eldre laksunger var henholdsvis 79, 19 og 2 % i 24, og begrepet eldre laksunger omfattet fire årsklasser. Ørret Det ble funnet ørretyngel på alle stasjonene i den lakseførende delen av vassdraget i 24. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel var 24 individer pr. 1 m 2. Tettheten av ørretyngel har variert lite i årene (17-28 individer pr. 1 m 2, figur 3.2), men det har likevel vært en svakt økende tendens i perioden (lineær trendlinje for : y =,6x + 19,6; R 2 =,23). Høyest tetthet var det i øvre del av vassdraget ved Vinjavatn og Byrkjelandsvatnet samt i hovedvassdraget nedenfor Svelavatn (vedlegg B.1). Gjennomsnittlig tetthet for eldre ørretunger var 5 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette er nær det samme som i tidligere år, og det har ikke skjedd noen endring i årene Tettheten var størst i øvre del av vassdraget ved innløpet av Hofreistevatn der tettheten var 29 individer pr. 1 m 2. For øvrig var tettheten gjennomgående lav på de andre stasjonene, og det manglet eldre ørretunger på fire av de atten stasjonene. Det er påvist metallakkumulering på gjelleoverflaten hos ørret i Ørsdalen der elva ikke er kalket. Dette er skadelig på individnivå, men kan også ha negative effekter på populasjonsnivå. All ørret fra Ørsdalen (stasjon 18-19) hadde også metallakkumulering i store mengder i gjelleepitelet (i ). I de andre delene av Bjerkreimselva er det bare påvist sparsom eller moderat metallakkumulering i gjelleepitelet som er et uttrykk for at fisken i perioder har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). Ørret i Hofreisteåni har hatt om lag samme metallakkumulering som ørret fra Tengs (tabell 3.2). I 24 er det sannsynlig at noen av fiskene fra Tengs hadde påslag av metaller med usikker opprinnelse fra en lokal avløpsledning. Ørretungene varierte i lengde fra 34 til 24 mm i midten av august 24 (figur 3.5). Årsyngelen var gjennomsnittlig 54 mm (tabell 3.3). Veksten har ikke endret seg i vesentlig grad i hovedvassdraget etter Det har derimot vært en positiv økning i tilveksten for ørretyngel nedstrøms utløpet av de to store innsjøene Ørsdalsvatn og Austrumsdalsvatn etter kalking. Lengden av ettårige ørretunger var 11 mm i 24 (tabell 3.4). Veksten var bedre for ørret enn for laks i vassdraget, men noe ørret vil likevel ikke smoltifisere før den er tre år gammel. Det er funnet enkelte eldre, muligens stasjonære, ørret på elva, og fisk opp til seks år ble aldersbestemt i 22. Begrepet eldre ørretunger hadde dominans av ettårige ørretunger i 24 (84 % av materialet). 216

53 Tabell 3.3. Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Bjerkreimselva august 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N Utløp Ørsdalsvatn 42± ± Austrumdalselv 42±4 32 4±3 28 3,6,1 Vinjavatn-Hofreistevatn 54±4 32 5± Hofreisteåni 46± ± Skjevelandsåni 49± ± Svelavatn-Bjerkreim 56± ± Bjerkreim-Fotlandsvatn 45± ± Fotlandsvatn-Tengs 5± ±5 12 [1-2] Bjerkreimselva anadrom del samlet 46± ±9 452 Tabell 3.4. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Bjerkreimselva i Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks* ± ± ± ± ± ± ±5 61 9± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± Ørret** ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±8 81 1± ± ± ± ± * Tillegg 24: 5+: 145 mm (N=1) ** Tillegg 1998: 4+: 28±4 mm (N=2); 1999: 4+: 28 mm (N=1); 2: 5+: 25 mm (N=1); 21: 4+: 189±27 mm (N=2); 22: 5+: 188 mm (N=1), 6+: 265 mm (N=1) 217

54 25 2 Bjerkreimselva ørret (N = 561) Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) Bjerkreimselva Laks Sjøørret Andel, % 15 1 Fangst, kg Lengde, mm År Figur 3.5. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Bjerkreimselva i midten av august 24. Figur 3.6. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Bjerkreimsvassdraget i perioden (Norges Offisielle Statistikk). Fangsten av laks i 1967 omfatter også fangst fra Tengsvåg. Andre arter Det ble fanget ål i lite antall (ca 25 individer) bare på fire av stasjonene i vassdraget i 24. I 23 ble det fanget skrubbe nederst i vassdraget ved Tengs. Tidligere er det også funnet bekkerøye i Ørsdalen, Hofreisteåni, Skjevelandsåni og i hovedvassdraget ved Apeland. Denne arten har naturlig reproduserende bestander i innsjøer i Bjerkreimsvassdraget (bl.a. Enge 1987) Fangststatistikk Selv om fangstoppgavene på 197-tallet og fram til begynnelsen av 199-tallet oppfattes som svært unøyaktige kan trenden som synliggjøres være reell nok (Johnsen et al. 1999) (figur 3.6). En ny fisketrapp i Fotlandsfossen (bygd i 1976) synes å ha bidratt positivt ved at fisken har hatt muligheter til å gå opp i de mindre sure sidevassdragene for å gyte, og dette kan være forklaringen på den økende fangsten av laks i vassdraget som startet i andre halvdel av 198-tallet (Johnsen et al. 1999). Ujevne fangster skyldes sannsynligvis forskjellig overlevelse hos ungfisk fra år til år på grunn av sure episoder. Fangstutbyttet var oppe i ca 5 tonn i 1993, men sank igjen til 764 kg året etter. Etter at kalkingen kom i gang har fangstene økt, og fra 1998 har utbyttet ligget mellom 1 og 15 tonn (figur 3.6). I 24 var fangstutbyttet kg laks. Det fanges lite sjøørret i vassdraget. Det ble fanget i gjennomsnitt 245 kg i året i de siste ti årene ( ), og fangsten i 24 var bare 152 kg. 218

55 4. Bunndyr Forfatter: Arne Fjellheim LFI, Unifob, UiB, Allégt. 41, 57 Bergen 4.1 Innledning Det stadig økende mangfoldet i Bjerkreimsvassdraget er et signal om at kalkingen har positive effekter på bunndyrfaunaen. Vi forventer at flere av de artene som har etablert seg i de senere år vil ekspandere i utbredelse. Spesielt gjelder dette ferskvannssnegl, som er svært sensitive ovenfor både forsuring og lavt kalkinnhold (Økland 199). Denne bunndyrgruppen har også vist respons etter kalkingen av Ogna, Audna og Vikedalselva (Fjellheim & Raddum 1995). Bunndyrstudiene i Bjerkreimsvassdraget ble startet i 1996, før kalking (Fjellheim & Raddum 1998). Vassdraget ble kalket i Fra og med 1998 er det opprettet et fast stasjonsnett for rutinemessig innsamling av bunndyrprøver fra Bjerkreimsvassdraget (Figur 2.2 og Tabell 1.1). Prøvene skal tas to ganger årlig, vår og høst. Stasjonsnettet består av 7 lokaliteter i den kalkete delen av vassdraget og 8 ukalkete referanselokaliteter. Bunndyrstudiene følger samme metodikk som de øvrige overvåkingsprogrammene, der en gjør nytte av de ulike arter/gruppers sensitivitet ovenfor surt vann (Fjellheim & Raddum 199, Raddum 1999). Forsuringsindeks 1,9,8,7,6,5,4,3,2,1 Bjerkreim, Indeks 1 Kalket Referanse Før kalking 4.2 Metodikk V 96 H 96 V 97 H 97 V 98 H 98 V 99 H 99 V H V2 H2 V4 H4 Det er benyttet kvalitativ innsamlingsmetodikk (Frost et al. 1971). I 24 ble det tatt prøver fra i alt 15 lokaliteter vår og høst. Prøvene ble tatt med en hov, maskevidde,25 mm, konservert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av materialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum, 199, Lien et al. 1991). Forsuringsindeksene er beregnet etter Fjellheim & Raddum (199) og Raddum (1999). Verdien 1 viser et bunndyrsamfunn som ikke er forsuringsskadet, mens verdien viser et sterkt skadet samfunn. Behandlingsprosedyrer og database er forøvrig felles med det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. Forsuringsindeks 1,9,8,7,6,5,4,3,2,1 V 96 V 97 Bjerkreim, Indeks 2 V 98 V 99 V Kalket Referanse Før kalking V2 V4 4.3 Resultater og diskusjon Totalt ble det i 24 registrert 9 døgnfluearter, 12 steinfluearter, og 23 arter/slekter av vårfluer i bunnprøvene fra Bjerkreimsvassdraget (Vedlegg C1 og C2). 25 av de registrerte arter/grupper av bunndyr er, i følge oversikt av Fjellheim & Raddum (199), sensitive overfor forsuring. Tallene fra 24 viser at mangfoldet av bunndyr i vassdraget stadig øker etter kalkingen. Det er spesielt mangfoldet av vårfluer som øker. Det ble også registrert flere forsuringssensitive bunndyr i 24 enn i de foregående år. To arter ferskvannssnegl, Lymnaea peregra og Gyraulus acronicus, ble registrert i vassdraget i 24. Figur 4.1. Gjennomsnittlig forsuringsindekser (indeks 1 og 2) for stasjonene i Bjerkreimvassdraget i 1996 (ukalket) og i (etter kalking). Gjennomsnitt forsuringsindekser for 1996 (ukalket) og (kalkete stasjoner og referansestasjoner) er vist i Figur 4.1. Det fremgår av figuren at skadene på bunndyrfaunaen har minket etter kalkingen. En bedring av indeks 2 i 24 tyder på at de mest sensitive bunndyrene utsettes for mindre subletalt stress. Referansestasjonsnettet inneholder en del naturlig uforsurete lokaliteter, spesielt i de vestlige områdene fra Oslandsvatnet mot Svelavatnet. 219

56 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Midlere kalsiumkonsentrasjon i Austrumdalsvatn var lavere høsten 24 enn i de to foregående årene, mens nivået i Ørsdalsvatn var om lag det samme som i 23. Selv om konsentrasjonen av kalsium i sjøene har svinget noe de senere årene, synes ph-verdiene å holde seg på omlag samme nivå, 6,3-6,6. Stikkprøvene fra utløpet av sjøene viste at ph-verdiene lå i området 6,2-6,7 gjennom hele 24 og at konsentrasjonene av labilt (giftig) aluminium var lave (maks 8 µg/l). ph-verdiene ved utløpet av Byrkjelandsvatn (oppstrøms Malmei-dosereren) har økt gradvis i løpet av den siste tiårsperioden, fra i underkant av 5,5 i 1993 til omkring 6,1 de siste tre årene. Dette har medført at det også etter hvert måles lave LAlkonsentrasjoner på stasjonen. Kalkbehovet ved Malmei-dosereren har derfor blitt kraftig redusert med årene. På stasjonene ved Gjedrem og Tengs, i nedre del av den anadrome strekningen, lå ph-verdiene godt over ph-målet gjennom hele 24 (6,3-6,9). LAl-konsentrasjonene var -1 µg/l, og ved disse nivåene er det trolig liten fare for skade på laksesmolt, verken i ferskvann eller i sjøvann (Hindar et al. 1997). Fisk Det ble påvist varierende mengde metallakkumulering i gjelleepitelet til laks og ørret i Bjerkreimselva fra 1996 til 24, og fisken har i perioder vært utsatt for en suboptimal vannkvalitet i deler av vassdraget. Andelen som hadde slik akkumulering har vært høyere for laks enn for ørret. Ørret fra den ukalkede delen av Ørsdalen hadde derimot metallakkumulering både i gjelleepitelet og på gjelleoverflaten i Dette tydet på at forholdene i perioder var giftig for fisk i Ørsdalen, men at vannkvaliteten har bedret seg i den kalkede delen av vassdraget. Det ble funnet ørretyngel på alle stasjonene i den lakseførende delen av vassdraget i 24. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel var 24 individer pr. 1 m 2. Tettheten av ørretyngel har variert lite i årene , men det har likevel vært en svakt økende tendens i perioden. For eldre ørretunger var tettheten nær den samme som i tidligere år. Bunndyr Bunndyrsamfunnene i Bjerkreimsvassdraget har vist god respons på kalkingen, og det ble i 24 registrert sterkt forsuringssensitive bunndyr langs hele den kalkete delen av hovedelva, både vår og høst. Bjerkreimsvassdraget er et av de vassdrag som har hatt den største økningen i artsmangfold. Det stadig økende mangfoldet i Bjerkreimsvassdraget er et signal om at kalkingen har positive effekter på bunndyrfaunaen. Indeks 2 har vist en betydelig bedring i de senere år. Dette viser at de mest sensitive bunndyrene utsettes for mindre subletalt stress. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak På grunn av den lange oppholdstiden for vannet i Austrumdalsvatn og Ørsdalsvatn er kalkingen av innsjøene med på å gi en stabilt god vannkvalitet på den anadrome strekningen i elva. Kalkinnsatsen fra doseringsanlegget ved Malmei ble redusert til kun 33 tonn i 24, mot omkring 4 tonn i 23. Dette illustrerer at vannkvaliteten ved utløpet av Byrkjelandsvatn nå er blitt så god at en kan vurdere sesongkjøring, og på sikt også nedlegging av dette anlegget. Innløpselva til Ørdsalsvatn (Storåna) er den eneste delen av den anadrome strekningen som helt klart har for dårlig vannkvalitet for laks. Det bør derfor vurderes å sette opp et doseringsanlegg her for å tilrettelegge hele den anadrome strekningen for laks. Det har vært en positiv økning i utbredelsen av laksyngel i Bjerkreimselva fra ca 2 % av stasjonene i 1996 til % allerede i , og en ytterligere økning til ca 9 % i de siste årene. Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel i Bjerkreimselva var 88 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var en nedgang sammenlignet med 23, men likevel den nest høyeste tettheten som er funnet i I likhet med tidligere år ble det fanget flest laksyngel på stasjonene i hovedvassdraget mellom Svelavatn og Fotlandsvatn i 24. Det var fortsatt en høy tetthet av laksyngel i Hofreisteåni opp til Hofreistevatn, og det var en økning i tettheten i Ørsdalselva/Odlandshølen sannsynligvis som en effekt av yngelutsettinger i vassdraget. I 1996 ble det bare fanget eldre laksunger på 4 av de 18 undersøkte stasjonene. I løpet av få år har utbredelsen økt betydelig, og eldre laksunger ble i 24 påvist på 94 % av stasjonene i Bjerkreimselva. Gjennomsnittlig tetthet av eldre laksunger var 31 individer pr. 1 m 2 i 24. Det har vært en jevnt økende tetthet av eldre laksunger i Bjerkreimselva i årene , og det er en klart positiv tendens etter kalking. Det var størst tetthet av eldre laksunger i Skjevelandsåni og i hovedvassdraget ved Bjerkreim og Apeland samt ved Tengs i 24 (5-87 individer pr. 1 m 2 ). 22

57 6 Referanser Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. - Hydrobiologia 173: DNMI 25. Nedbørhøyder for 24 fra meteorologisk stasjon Ørsdalen, samt normalperioden Meteorologisk institutt, Oslo. Enge, E Naturlig reproduksjon av bekkerøye i Jensavann, Gjesdal. - Fylkesmannen i Rogaland. Rapport. Fjellheim, A: & Raddum, G. G Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. The Science of the Total Environment, 96, Fjellheim, A. & Raddum, G. G Benthic animal response after liming of three south Norwegian rivers. - Water Air and Soil Pollution 85: Fjellheim, A. & Raddum, G. G Overvåking av bunndyr i Bjerkreimsvassdraget. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-Notat , pp Fjellheim, A. & Raddum, G. G Overvåking av bunndyr i Ogna. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-Notat (i trykk). Frost, S., Huni, A. & Kershaw, W.E Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. Can. J. Zool., 49, Helgøy, S Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat s. Helgøy, S. & Enge, E Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat 1/ s. Hesthagen, T., Larsen, B.M., Berger, H.M., Saksgård, R. & Lierhagen, S Betydningen av kalsium for tettheten av aureunger i bekker i tre forsurede vassdrag. - NINA- Forskningsrapport 25: Kaste, Ø., Hindar, A., Kroglund,. F. Skiple, A. & Brandrud, T.E Tiltak mot forsuring av Bjerkreimsvassdraget. Kalkingsplan. NIVA-rapport 3358, 48 s. Kaste, Ø., Brettum, P., Kleiven, E., Kroglund, F., Oug, E. & Walseng, B Store Finntjern i Aust-Agder Vannkjemisk og biologisk utvikling i løpet av 15 år med kalking. - NIVArapport. ISBN s. Kvellestad, A. & Larsen, B.M Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av overvaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. - NINA-Fagrapport 36:1-76. Larsen, B.M Bjerkreimsvassdraget. Fisk. - S i: Direktoratet for naturforvaltning. Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat Lien, L., Henriksen, A., Raddum, G.G. og Fjellheim, A Tålegrenser for overflatevann - fisk og evertebrater. Foreløpige vurderinger og videre planer. Tålegrenser for overflatevann, fagrapport nr. 3, Miljøverndepartementet, NIVA-rapport 2373, 32 s. NVE 25. Vannføring ved NVE-stasjonen Gjedlakleiv i 24. Norges vassdrags- og energidirektorat, hydrologisk avdeling, Oslo. Persson, U Tetthetsregistreringer av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljørapport 2/ s. Raddum, G. G Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities and acidification indexes. In Raddum, G. G., Rosseland, B. O. & Bowman, J. (eds.) Workshop on biological assessment and monitoring; evaluation of models. ICP-Waters Report 5/99, pp.7-16, NIVA, Oslo. Sivertsen, A Forsuringstruede anadrome laksefiskbestander og aktuelle mottiltak. NINA Utredning 1: Undheim, P års verna vassdrag i Vest-Norge. Bjerkreimsvassdraget. Fiskerikonsulenten i Vest-Norge. Rapport. 49 s. Økland, J Lakes and snails. Universal book services, Oegstgeest. Hindar, A., Kroglund, F. og Skiple, A Forsuringssituasjonen i lakseførende vassdrag på Vestlandet; vurdering av behovet for tiltak. NIVA-rapport 366, 96 s. Hindar, A., Walseng, B., Lindstrøm, E.-A., Brandrud, T.E., Larsen, B.M. & Skiple, A Arendalsvassdraget. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN- Notat , s Johnsen, B.O., Nøst, T., Møkkelgjerd, P.I. & Larsen, B.M Rapport fra Reetableringsprosjektet: Status for laksebestander i kalkede vassdrag. NINA-Oppdragsmelding 582:

58 Vedlegg A. Primærdata - vannkjemi 24 Innsjønr: Ørsdalsvatn (1524), Austrumdalsvatn (1527), Maudalsvatn (1528) Forkortelser: Ca Kalsium LAl Labilt aluminium Na Natrium NO3-N Nitrat ALK-E Alkalitet TOC Totalt organisk karbon K Kalium TOT-N Total nitrogen RAl Reaktivt aluminium Kond Konduktivitet Cl Klorid TOT-P Total fosfor ILAl Ikke-labilt aluminium Mg Magnesium SO4 Sulfat ANC Syrenøytraliserende kapasitet Nr. Stasjon Dato ph Ca Alk-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 N Tot-N Tot-P ANC Temp Sikt Farge mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l oc m obs. 4 Gjedrem 19/1/4 6,34 1, ,1 4 Gjedrem 4/3/4 6,48 1, ,1 4 Gjedrem 12/4/4 6,59 1, ,1 4 Gjedrem 2/4/4 6,68 1, ,1 4 Gjedrem 4/5/4 6,7 1, ,1 4 Gjedrem 18/5/4 6,72 1, ,2 4 Gjedrem 5/6/4 6,87 1, ,2 4 Gjedrem 23/6/4 6,59 1, ,1 4 Gjedrem 2/9/4 6,38 1, ,6 4 Gjedrem 5/11/4 6,4 1, ,5 4 Gjedrem 22/11/4 6,31 1, ,5 4 Gjedrem 15/12/4 6,3 1, ,4 7 Storåna 19/1/4 5,72, ,1 2,1,33 2,12,19 3,45 1, Storåna 4/3/4 5,59, ,3 2,23,38 2,38,18 4,6 1, Storåna 12/4/4 5,51, ,8 1,71,26 1,83,13 2,96 1, Storåna 2/4/4 5,34, ,5 1,57,21 1,49,13 2,18 1, Storåna 4/5/4 5,25, ,1 1,39,17 1,33,1 1,8 1, Storåna 18/5/4 5,35, ,2 1,46,22 1,53,1 2,24 1, Storåna 5/6/4 6,3, ,97 1,76,27 1,9,16 2,9 1, Storåna 23/6/4 5,86, ,5 1,45,25 1,64,12 2,37 1, Storåna 2/9/4 5,72, ,6 1,77,29 1,63,52 2,78, Storåna 5/11/4 5,34, ,9 1,75,21 1,76,13 2,96 1, Storåna 22/11/4 5,19, , 1,58,18 1,59,12 2,7 1, Storåna 15/12/4 5,17, ,5 1,79,2 1,71,12 3,8 1,

59 Nr. Stasjon Dato ph Ca ALK-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 -N TOT-N TOT-P ANC Temp Sikt mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l o C m 8 Utl. Austrumsdalsvatn 19/1/4 6,47 1, ,4 8 Utl. Austrumsdalsvatn 4/3/4 6,68 1, ,4 8 Utl. Austrumsdalsvatn 12/4/4 6,59 1, ,5 8 Utl. Austrumsdalsvatn 2/4/4 6,58 1, ,5 8 Utl. Austrumsdalsvatn 4/5/4 6,49 1, ,3 8 Utl. Austrumsdalsvatn 18/5/4 6,5 1, ,5 8 Utl. Austrumsdalsvatn 5/6/4 6,51 1, ,2 8 Utl. Austrumsdalsvatn 23/6/4 6,51 1, ,4 8 Utl. Austrumsdalsvatn 2/9/4 6,56 1, ,8 8 Utl. Austrumsdalsvatn 5/11/4 6,47 1, ,7 8 Utl. Austrumsdalsvatn 22/11/4 6,25 1, ,9 8 Utl. Austrumsdalsvatn 15/12/4 6,37 1, ,5 9 Utl. Hofreistevatn 19/1/4 6,35 1, , 9 Utl. Hofreistevatn 4/3/4 6,35 1, ,1 9 Utl. Hofreistevatn 12/4/4 6,41 1, ,1 9 Utl. Hofreistevatn 2/4/4 6,5 1, ,1 9 Utl. Hofreistevatn 4/5/4 6,46 1, ,99 9 Utl. Hofreistevatn 18/5/4 6,49 1, ,2 9 Utl. Hofreistevatn 5/6/4 6,55 1, ,96 9 Utl. Hofreistevatn 23/6/4 6,49 1, ,1 9 Utl. Hofreistevatn 2/9/4 6,42 1, ,3 9 Utl. Hofreistevatn 5/11/4 6,25 1, ,2 9 Utl. Hofreistevatn 22/11/4 6,28 1, ,3 9 Utl. Hofreistevatn 15/12/4 6,23 1, ,2 12 Utl. Ørsdalsvatn 19/1/4 6,3 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 4/3/4 6,32 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 12/4/4 6,49 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 2/4/4 6,56 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 4/5/4 6,47 1, , 12 Utl. Ørsdalsvatn 18/5/4 6,46 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 5/6/4 6,45 1, , 12 Utl. Ørsdalsvatn 23/6/4 6,5 1, ,1 12 Utl. Ørsdalsvatn 2/9/4 6,17 1, ,5 12 Utl. Ørsdalsvatn 5/11/4 6,19 1, ,3 12 Utl. Ørsdalsvatn 22/11/4 6,25 1, ,2 12 Utl. Ørsdalsvatn 15/12/4 6,23 1, ,2 223

60 Nr. Stasjon Dato ph Ca ALK-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 -N TOT-N TOT-P ANC Temp Sikt mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l o C m 2A Utl. Byrkjelandsvatn 19/1/4 5,97, ,94 2A Utl. Byrkjelandsvatn 4/3/4 5,95, ,93 2A Utl. Byrkjelandsvatn 12/4/4 6,16, , 2A Utl. Byrkjelandsvatn 2/4/4 6,22, ,97 2A Utl. Byrkjelandsvatn 4/5/4 6,1, ,91 2A Utl. Byrkjelandsvatn 18/5/4 6,15, ,1 2A Utl. Byrkjelandsvatn 5/6/4 6,22, ,85 2A Utl. Byrkjelandsvatn 23/6/4 6,25, , 2A Utl. Byrkjelandsvatn 2/9/4 6,13, ,3 2A Utl. Byrkjelandsvatn 5/11/4 5,87, ,2 2A Utl. Byrkjelandsvatn 22/11/4 6,, ,2 2A Utl. Byrkjelandsvatn 15/12/4 5,86, , Utløp v/tengs 19/1/4 6,43 1, ,2 3,42,58 3,4,43 5,85 2, Utløp v/tengs 16/2/4 6,42 1, ,1 3,17,55 3,21,44 5,24 2, Utløp v/tengs 22/3/4 6,38 1, ,2 2,94,51 3,6,37 5,24 2, Utløp v/tengs 12/4/4 6,48 1, ,6 3,21,6 3,17,48 5,34 2, Utløp v/tengs 2/4/4 6,53 1, ,2 2,88,5 2,9,29 4,79 1, Utløp v/tengs 4/5/4 6,52 1, ,2 2,93,5 2,97,28 4,81 1, Utløp v/tengs 18/5/4 6,58 1, ,2 2,99,58 2,97,28 4,89 1, Utløp v/tengs 5/6/4 6,79 1, ,1 3,9,58 3,7,31 5,21 2, Utløp v/tengs 23/6/4 6,64 1, ,2 2,83,55 2,94,3 4,73 1, Utløp v/tengs 2/7/4 6,61 1, ,3 3,9,62 3,8,35 4,98 1, Utløp v/tengs 17/8/4 6,67 1, ,4 3,3,6 3,2,31 4,77 1, Utløp v/tengs 2/9/4 6,4 1, ,6 2,91,5 2,86,38 4,77 1, Utløp v/tengs 5/11/4 6,49 1, ,5 2,97,47 2,92,31 4,8 1, Utløp v/tengs 22/11/4 6,35 1, ,4 3,14,52 3,14,35 5,52 2, Utløp v/tengs 15/12/4 6,35 1, ,3 2,84,42 2,81,3 4,84 1,

61 Vedlegg B. Primærdata fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og ørret i Bjerkreimselva Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Ørret Laks Ørret St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + >1+ Andre arter 21(3) ,2 1, 26,1 1,7 Ål 22(4) ,6 14,5 12,7 4,3 9(5) ,7 22,7 23,4 4, 3(6) ,5 1, 6(7) ,3 8,5 32, 5, 1(8) ,9 7,2 12,2 28,8 11(9) ,9 26, 5,3 1,7 12(1) ,8 2,9 19,3 5,1 15(11) ,1 86,9 2,7 4, 16(12) ,4 42, 84,9 1,1 Ål 17(13) ,7 11,4 28, 1,8 23(14) ,3 85,2 25,8 15,8 24(15) ,2 7,9 11,2 25(16) ,9 75,5 27, 26(17) ,5 43,4 14,5 27(18) , 7, 12,4 3(19) ,1 4,8,8 Ål 31(2) ,6 5,3 4,6 2, Ål ,3±4,5 31,3±1,5 23,9±1,6 4,7±,2 Gj.sn. 88,4±11,9 31,±28,5 24,1±24,3 4,8±7,2 225

62 B2. Utbredelse og tetthet av laks og ørret i Bjerkreimselva lakseførende del Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin et al. (1989). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 1, (,3) 5,6 (3,2) 16,4 (,7) 43,9 (4,2) 33,3 (3,) 33,9 (2,8) Tetthet 2 1,1 (3,) 4,3 (8,8) 16,5 (25,1) 46,9 (76,) 37,7 (59,1) 33,9 (48,6) Median 5,1 5,9 9,5 9,5 Min. tetthet Maks. tetthet 13, 32,2 91, 291,9 233,1 17, 89 58, (3,4) 64,6 (91,8) 23,6 36, ,8 (5,7) 14,6 (25,9) 74,2 748, ,3 (4,5) 88,4 (11,9) 45,8 3, LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 1,4 (,1) 3,2 (,2) 4,6 (,1) 7,6 (,5) 17,6 (,8) 9,5 (,5) Tetthet 2 1,6 (4,7) 3,2 (5,7) 4,6 (9,) 9,1 (15,6) 18,9 (27,) 9,9 (14,8) Median,9,8 1,4 6,8 2, Min. tetthet Maks. tetthet 2, 23,2 37,9 59,9 14,8 47, 83 17,7 (1,7) 19,4 (28,5) 6,4 13,1 94 2, (1,) 2, (24,9) 6, 71, ,3 (1,5) 31, (28,5) 21,8 86,9 ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 22,1 (1,4) 16,9 (,7) 19,8 (,8) 26,9 (1,5) 24,5 (2,3) 19,8 (1,2) Tetthet 2 27,1 (38,2) 21,9 (3,2) 2,3 (16,) 29,1 (25,4) 23,6 (2,5) 2,4 (13,8) Median 17,5 12,6 18,7 21,9 18,1 16,8 Min. tetthet 1, Maks. tetthet 175,7 119,5 49,8 94, 76,1 49,4 1 22, (1,3) 23,1 (21,) 15,4 2,6 73,7 1 27,6 (3,5) 28,1 (27,7) 22,,7 116,3 1 23,9 (1,6) 24,1 (24,3) 16,9 2,7 87,5 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 5,4 (,4) 5,4 (,3) 4,2 (,3) 5,3 (,2) 4,6 (,2) 5,9 (,3) Tetthet 2 6, (5,1) 5,5 (4,8) 5, (8,4) 5,5 (5,7) 5, (4,9) 6,2 (6,7) Median 4,9 5,4 2,4 2,4 3,2 3,7 Min. tetthet Maks. tetthet 15,8 2,1 38,5 16, 14,4 25,5 67 3,6 (,3) 3,5 (5,2) 1,2 16,3 72 5,9 (,5) 5,6 (7,7) 2, 23,7 78 4,7 (,2) 4,8 (7,2) 1,9 28,8 226

63 Vedlegg C1. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Bjerkreimsvassdraget Stasjon Turbellaria ** Crenobia alpina 1 Nematoda Oligochaeta Acari Gastropoda *** Lymnea peregra *** Gyraulus acronicus 5 *** Gyraulus sp. 5 Bivalvia * Pisidium sp. 5 # Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis fuscatus *** Baetis muticus 1 *** Baetis sp. 7 *** Centroptilum luteolum 1 *** Caenis luctuosa 4 4 *** Caenis sp. 2 1 ** Heptagenia sulphurea Heptagenia sp Ephemerella sp. 2 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulphurea 5 Amphinemura standfussi 1 1 Brachyptera risi 3 Leuctra fusca Leuctra sp Nemouridae indet 1 1 Taeniopteryx nebulosa ** Isoperla sp ** Perlodidae indet. 4 Trichoptera Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe 2 Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa 1 Neureclipsis bimaculata Polycetropodidae indet 1 1 Halesus radiatus Ceraclea sp. 2 Oecetis testacea 4 Mystacides azurea 2 Oxyethira sp Ithytricia lamellaris Hydroptila sp Hydroptilidae indet ** Lepidostoma hirtum ** Wormaldia sp. ** Hydropsyche sp ** Hydropsyche pellucidula ** Hydropsyche siltalai ** Sericostoma personatum 1 Trichoptera puppe indet. 1 5 Chironomidae larver Chironomidae puppe Ceratopogonidae Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Crustacea Cyclopoida Chydoridae Calanoida 1 1 Ostracoda Daphnia sp. 1 Bosmina sp. 1 Harpactiocoida 1 1 Sum Forsuringsindeks , Forsuringsindeks 2,59 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1,,5 1, 1,,6 1, 1, *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 227

64 Vedlegg C2. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Bjerkreimsvassdraget Stasjon Turbellaria ** Crenobia alpina Nematoda Oligochaeta Acari Gastropoda *** Lymnea peregra 9 13 *** Gyraulus acronicus *** Gyraulus sp Hirudinea ** Erpobdella octoculata 1 Bivalvia * Pisidium sp Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis fuscatus 1 1 *** Centroptilum luteolum 1 *** Caenis luctuosa *** Caenis sp. ** Heptagenia sulphurea Leptophlebia vespertina 1 Leptophlebia cf.marginata 1 1 Leptophlebia sp. 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp. 6 2 Brachyptera risi Leuctra hippopus Leuctra sp Protonemura meyeri Nemoura cinerea Siphonoperla burmeisteri Taeniopteryx nebulosa ** Diura nanseni ** Isoperla sp ** Perlodidae indet. 1 6 Trichoptera Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe Polycentropus flavomaculatus Polycentropus irroratus 1 Plectrocnemia conspersa 2 8 Neureclipsis bimaculata Ecclisopteryx dalecarlica 2 Limnephilidae indet Atripsodes sp. 1 1 Mystacides sp. 1 Oxyethira sp Leptoceridae indet. 1 Agapetus sp. 1 ** Ithytricia lamellaris ** Apatania sp. 2 ** Tinodes waeneri 6 ** Oecetis testacea 5 3 ** Lepidostoma hirtum ** Wormaldia sp. ** Hydropsyche sp ** Hydropsyche pellucidula ** Hydropsyche siltalai Chironomidae larver Chironomidae puppe 1 Ceratopogonidae Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Collembola Crustacea Cyclopoida Calanoida Chydoridae 2 Ostracoda ** Daphnia sp Bosmina sp Sididae indet. 2 2 Sum Forsuringsindeks , Forsuringsindeks 2 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1, 1,,5,67 1, 1, 1,,79 *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 228

65 Eksingedalsvassdraget Ansvarlig koordinator: Arne Fjellheim, LFI, Universitetet i Bergen Vannkjemi: Vilhelm Bjerknes, NIVA, Liv Bente Skancke, NIVA Fisk: Sven-Erik Gabrielsen, LFI, UiB, Bjørn T. Barlaup, LFI, UiB Bunndyr: Arne Fjellheim, LFI, UiB, Gunnar G. Raddum, LFI, UiB Begroing: Eli-Anne Lindstrøm, NIVA, Annette Furnes, Institutt for Biologi, UiB 1 Områdebeskrivelse 1.1 Nøkkeldata Vassdragsnr, fylke: 63, Hordaland Kartreferanse, utløp: , kartblad 1216 III Areal, nedbørfelt: 41 km 2 (før regulering) Spesifikk avrenning: 82.8 l/s km 2 Middelvannføring: 3.2 m 3 /s (etter regulering) ned til Myster kraftverk. 2,2 m 3 /s nedstr. Myster kraftverk Regulering: Ca. 16 km 2 overført til Evanger kraftverk (Vosso). 189 km 2 ned til Nesevatn og 16 km 2 av Mysterelvas nedbørfelt overført til Myster kraftverk, med avløp til Ekso ca. 1 km oppstrøms utløpet i sjøen. Lakseførende strekning: Ca. 4 km (til Raudfoss) Kalking: Dosering ved Langhølen (regulert strekning) fra 15. april Kalking i 24 Det er benyttet i alt 729 tonn kalksteinsmel, NK3-kalk, ved doseringsanlegget ved Langhølen i 24 (Tabell 1.1). Tabell 1.1. Kalkforbruk (tonn NK3-kalk) År Kalkforbruk Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon: 5217 Eksingedal Årsnedbør 24: 251 mm Normalt: 2463 mm % av normalen: 12 Nedbøren i 24 var 12 % av normal (Figur 1.2). Restfeltet i Eksingedalselva nedstrøms Nesevatn består av små delfelt der vannføringen følger svingningene i nedbør og snøsmelting. 1.2 Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Forsuring av lakseførende strekning som forsterkes av vassdragsregulering. Det best bufrede vannet ledes utenom øvre del av lakseførende strekning. Kalkingsplan: Kaste et al (inneholder hydrologiske og kjemiske grunnlagsdata, sentrale referanser, samt oversikt over reguleringer). Biologisk mål: Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Vannkvalitetsmål: Lakseførende strekning: ph 6,4 i perioden 15/2-15/6, ph 6,2 ellers i året. Kalkingsstrategi: Én doserer i restfeltet nedstrøms Nesevatn. Dosering startet for fullt 15. april Målestasjon: Høsten 1996 ble det installert en målestasjon for logging av ph ved Myster Kraftverk. Stasjonen måler ph og vanntemperatur i hovedelva og i avløpet fra kraftverket. 386

66 Figur 1.1. Kalkdoserer. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemi, ungfiskstudier, bunndyr og vannvegetasjon i Eksingedalsvassdraget i 24. mm nedbør Nedbør Stasjon 5217 Eksingedal Nedbør Normal Jan Mar Mai Jul Sep Nov Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon 5217 Eksingedal. Normal månedsnedbør for perioden er angitt (DNMI 25). 387

67 2 Vannkjemi Prosjektleder: Vilhelm Bjerknes 1 Medarbeider: Liv Bente Skancke 2 1 Norsk institutt for vannforskning, Vestlandsavdelingen, Nordnesboder 5, 55 Bergen 2 Norsk institutt for vannforskning, Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad Vannkvaliteten i utløpet av Ekso før og etter kalking er godt dokumentert gjennom SFTs overvåkingsstasjon ved Mysterøyri, ved utløpet til Eidsfjorden (Se kart, Figur 1.1), hvor det er blitt tatt månedlige prøver siden 198. Foruten SFT-stasjonen ved Mysterøyri er det i 24 benyttet tre prøvestasjoner i Eksingedalselva, ved overløp Nesevatn (fra og med mai 24), ved Eikemo (oppstrøms lakseførende strekning) og i Eksingedalselva oppstrøms avløpet fra Myster kraftverk (målområde, lakseførende strekning). For kontroll av kalkdoserer tas prøver ca. hver 14. dag i Ekso oppstrøms doserer (ukalket), nedstrøms doserer (kalket), i Tverrdalsbekken (ukalket sideelv ved doserer), og i målområdet (oppstrøms Myster kraftverk) for analyse av ph, konduktivitet og Ca. Kontinuerlig ph- og temperaturlogging blir foretatt i Ekso og i avløp fra Myster kraftstasjon. 2.1 Karakterisering av vannkvaliteten i 22 Utløpsområdet. Prøver fra Mysterøyri i 24 viser ph-verdier mellom 5,98 og 6,77, med en middelverdi på 6,3 (Tabell 2.1). 2 av 8 prøver fra perioden februar-juni tilfredsstiller ph-målet på 6,4 for perioden, mens 4 av 7 prøver fra resten av året er tilfredsstillende i forhold til ph-målet på 6,2. Syrenøytraliserende kapasitet, ANC, varierte mellom 11 og 96 mekv/l, med en middelverdi på 45 mekv/l. Den høyeste målte konsentrasjonen av labilt aluminium ved Mysterøyri i 24 var 7 µg Al/L. Vassdraget er fattig på organisk stoff. Middelkonsentrasjonen av TOC ved Mysterøyri i 24 var 1,4 mg/l, og høyeste målte konsentrasjon var 2,5 mg/l. Vannkvalitetsvariasjoner i vassdraget Forsuringsbelastningen øker nedstrøms Nesevatn (Johnsen et al. 1996, Kaste et al. 1996). Figur 2.1 viser utviklingen i ph, kalsium og labilt aluminium ved Nesevatn (unntatt 23) og i kalket del av vassdraget for de siste 5 år (2-24). ph i vannprøver fra målområdet i 24 (oppstrøms kraftstasjon ved Eide) varierte mellom 5,97 og 7,36, kalsium var mellom,79 og 3,42 mg/l og verdiene av labilt aluminium varierte fra 1 til 42 mg/l. Maksimumsverdien på 42 µg labilt aluminium/l 18. mai henger sammen med en spesiell episode i forbindelse med vårflom. ph og Ca-konsentrasjon i den samme vannprøven var henholdsvis 7,36 og 3,42 mg Ca/L, og er trolig resultat av at tidligere sedimentert kalk nedenfor dosereren går i resuspensjon som følge av økt vannføring. Under slike forhold kan aluminat, Al(OH) 4 dannes, og dette er labilt. Syrenøytraliserende kapasitet (ANC) ved Eikemo, oppstrøms målområdet, varierte fra 18 til 116 mekv/l. Korte pulser med ph-verdier over 7, kombinert med høye kalsiumverdier forekommer i forbindelse med overløp over Nesevatndammen og høye vannføringer i restfeltet. Slike situasjoner fører til at sedimentert kalk blir suspendert og transportert ut over en kort periode (se ovenfor). Høy LAl-verdi (42 µg/l) ved utløp av Nesevatn 13. desember (Tabell 2.1 og Figur 2.1) henger sammen med langvarig lavtrykksaktivitet og sjøsaltpåvirkning forut for prøvetaking. Tabell 2.1. Vannkvalitet i 24. Nr. Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 1 Mysterøyri Mid 6,3 1, ,4 45 Min 5,98,57 12,76 11 Max 6,77 1, ,5 96 N Nesevatn, utløp Mid 5,86, ,4 25 Min 5,32,4 1,42-11 Max 6,33, ,2 49 N Oppstr. kraftst. Eide Mid 6,47 1, ,7 Min 5,97,79 1 1,83 Max 7,36 3, ,3 N Ekso v/eikemo Mid 6,52 1, ,6 67 Min 6,13, ,77 18 Max 6,86 2, ,7 116 N

68 Vannkvaliteten i målområdet lå til tider langt under ph-målet i desember 24, og i første del av januar 25 (se Figur 2.2 og 2.3). Det er levert egen avviksmelding om dette. 8,5 7,5 Ekso, oppstr. dos. Ekso, nedstr. dos. Tverrbekken ph Ca, mg/l Oppstr. kraftverk, v/eide Eikemo Nesevatn 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 4, 3, 2, 1,, jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 6 ph Ca, mg/l 6,5 5,5 4,5 jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Ekso, oppstr. dos. Ekso, nedstr. dos. Tverrbekken 4, 3, 2, 1,, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Ekso, målområde ph Ca 7,5 4, ph LAL, µg/l Ca, mg/l 4 2 jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 Mysterøyri Oppstr. kraftverk, v/eide 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 4, 3, 2, 1,, jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 ph 7, 6,5 6, 5,5 jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Figur 2.2. Resultater av DNs vannkjemikontrollprosjekt mht. ph og kalsium i Ekso 24 (analysert ved M-lab). Resultater fra kontinuerlig ph i målområdet ved Myster og i avløpet fra Myster kraftstasjon i 24 (Figur 2.3), gir et mer nyansert bilde. Store og raske variasjoner i ph i målområdet henger bl.a. sammen med at doseringspunktet ligger for høyt oppe i vassdraget til å kompensere for variasjonene i sure tilførsler fra restfeltet. 3, 2, 1,, Ca, mg/l LAL, µg/l ,8 6,6 6,4 ph Utløp Ekso ph Utløp Kraft jan- jan-1 jan-2 jan-3 jan-4 jan-5 6,2 6, Figur 2.1. Utvikling i ph, kalsium og labilt aluminium i Ekso ,8 5,6 5,4 2.2 Doseringskontroll og kontinuerlig ph-logging For kontroll av dosereren er det tatt prøver ca. 2 ganger pr måned oppstrøms (før kalking) og nedstrøms dosereren, i den ukalkete sideelva Tverrdalsbekken (representant for ukalket felt nedstrøms doserer) og i målområdet oppstrøms Myster kraftstasjon. Figur 2.2 viser ph og kalsiumkonsentrasjon i prøvene. 5,2 5, Figur 2.3. Kontinuerlig ph-logging (korrigert) i Ekso ved Myster og i avløpet fra Myster kraftstasjon i

69 3 Fisk Sven-Erik Gabrielsen og Bjørn T. Barlaup Thormøhlensgate 49, 56 Bergen 3.1 Innledning For Ekso er det innrapportert fangster til den offisielle fangststatistikken siden 1884 og elva var tidligere kjent for å ha en typisk storlaksstamme, og laksefiske i elva var svært attraktivt. Etter nedgangen i bestanden på slutten av 198-tallet ble bestanden vurdert som sterkt truet, og laksen ble fredet fra og med På bakgrunn av den uheldige bestandssituasjonen ble Eksolaksen tatt inn i genbanken i Eidfjord. Sjøaurebestanden i vassdraget foreligger det lite informasjon om, men det er rimelig å anta at også sjøauren har vært viktig for fiske i vassdraget. Forsuringen av den lakseførende strekningen og den uheldige bestandssituasjonen for laksen, førte til at Ekso ble kalket fra og med De fiskebiologiske undersøkelsene i forbindelse med kalkingen av Ekso har vært utført årlig siden Undersøkelsene har som hensikt å overvåke utviklingen i ungfiskbestandene av laks og aure før og etter kalkingen. Utviklingen i laks- og sjøaurebestandene i Ekso er påvirket av de hydrologiske og vannkjemiske endringene som fulgte med Myster kraftverk som kom i drift i For en nærmere gjennomgang av hvordan reguleringen har påvirket forholdene for fiskebestandene henvises det til Barlaup et al. (23). 3.2 Materiale og metoder Tetthetene av ungfisk er beregnet etter tre overfiskinger av et kjent areal etter standard metode (Bohlin et al. 1989). Stasjonsnettet består av 5 stasjoner fordelt på den anadrome strekningen i vassdraget. To av stasjonene ligger ovenfor utløpet av Myster kraftverk, to på strekningen nedstrøms kraftstasjonen og en stasjon er plassert i Mysterelva. Stasjonen i Mysterelva ble opprettet i 1997 og erstatter tidligere stasjon 3 i hovedløpet. Dette ble gjort fordi forholdene for fiske på tidligere stasjon 3 var sterkt påvirket av manøvreringen av Myster kraftverk. Kart over stasjonsnettet er gitt under områdebeskrivelsen (figur 1.1). Fiske i 24 ble utført i oktober. Basert på lengdefordeling og aldersanalyse av innsamlet fisk er det skilt mellom ensomrig og eldre fisk. Tetthetsberegningene er gjort for hver av disse to gruppene. Det ble tatt gjelleprøver av fem laks på stasjon 2 den Andre gjellebue på fiskens høyre side ble dissekert ut i felt og lagt på forhåndsveide, syrevaskede telleglass. Prøvene ble sendt seksjon for Miljøkjemi, Institutt for plante- og miljøvitenskap ved Norges Landbrukshøyskole, som utførte en kvantitativ bestemmelse av aluminium på gjellene. Dette blir gjort ved først å frysetørre gjellene, veie og deretter oppslutte dem i 1 % HNO 3. Aluminiumskonsentrasjonen ble målt på ICP og er angitt som mengde aluminium (µg) pr. gram gjelle i tørrvekt. For å styrke rekrutteringen til laksebestanden i Ekso har det siden 1998 årlig blitt lagt ut lakserogn oppstrøms anadrom strekning i Ekso. Rognplantingen blir bekostet av regulanten BKK og prøves ut som et alternativ til eksisterende pålegg om å sette ut 51 laksesmolt årlig. Metoden ble utprøvd i årene 199 til 1992 (Raddum & Fjellheim 1995), men pga. den tiltagende forsuringen av vassdraget ble det besluttet å innstille rognplantingen fra Etter at kalkingen kom i gang i 1997 ble rognplantingen gjenopptatt (tabell 3.1). Siden 2 har tiltaket vært basert på rogn tilbakeført fra genbanken. Fra 21 har rognmengden økt betydelig grunnet økt produksjon i genbanken, og siden oppstarten i 1998 er det blitt lagt ut ca. 9 lakserogn oppstrøms anadrom strekning i Ekso. 3.3 Resultater og diskusjon Ungfisktettheter av laks og aure Ved undersøkelsene av de 4 stasjonene i Ekso høsten 24 var de gjennomsnittlige tetthetene av ensomrig og eldre laks henholdsvis 12,3 og 25,5 individer pr. 1 m 2. Tetthetene av laks har stort sett vært høyere oppstrøms Myster kraftverk sammenlignet med de to stasjonene nedstrøms kraftverket. Undersøkelsene viser en klar økning i ungfiskproduksjonen fra 1995, da det ikke ble påvist laks til de påfølgende år (figur 3.1). Tetthetene av tosomrig og eldre laks i de siste fem årene er de høyeste for hele overvåkingsperioden og gjenspeiler økende Tabell 3.1. Oversikt over antall lakserogn lagt ut oppstrøms anadrom strekning i Ekso i perioden År Ferskrogn fra Øyerogn Rogn fra stamlaks Sum, antall stamlaks i Ekso tilbakeført i Ekso oppbevart rogn lagt ut fra genbanken til øyerogn ved Myster klekkeri Sum

70 tettheter av ensomrig laks siden Dette gjelder spesielt tetthetene av ensomrig laks i perioden da det ble registrert 3 eller fler ensomrig laks pr. 1 m 2. Gjennomsnittlig tetthet av ensomrig aure for de 4 undersøkte stasjonene var 15,3 pr. 1 m 2 i 24. Tilsvarende tetthet av tosomrig og eldre aure for de 4 undersøkte stasjonene var 23,9 pr. 1m 2. Det har vært en stabil produksjon av aure i hele overvåkingsperioden (figur 3.1). Tetthetene av tosomrig og eldre aure har stort sett vært 2 til 3 fisk pr. 1 m 2 i denne perioden. Unntakene er tetthetene i 21 og 23 med hhv 12.2 og 1.6 fisk pr. 1 m 2. Antall fisk pr. 1 m Laks Ekso Aure Figur 3.1. Gjennomsnittlige tettheter av gruppene ensomrig og eldre aure og laks (med standard feil) for de 4 stasjonene fisket i Ekso i perioden Lengdefordelingen av laks tatt i Ekso i oktober 24 er vist i figur 3.2a og aldersbestemt materiale i tabell 3.2. Materialet tilsier at laksen er om lag 4,6 cm etter første vekstsesong, 7,9 cm etter andre og 1,5 cm etter tredje vekstsesong. I tillegg ble det fanget tre firesomrige laks på 1, 12,3 og 14,3 cm. Basert på denne aldersanalysen smoltifiserer de fleste laksene i Ekso som treåringer. Lengdefordelingen av aure tatt i Ekso i oktober 24 er vist i figur 3.2b og aldersbestemt materiale i tabell 3.3. Materialet tilsier at auren er om lag 5,1 cm etter første vekstsesong, 8,9 cm etter andre, 12,5 cm etter tredje og 13,7 cm etter fjerde vekstsesong. I tillegg ble det fanget to seksomrige aure på hhv. 18,6 og 19,5 cm, en syvsomrig aure på 21,5 cm og en tisomrig aure på 24,2 cm. Basert på dette vekstmønsteret smoltifiserer de fleste aurene i Ekso etter tre år på elva, noe som samsvarer med resultater fra tidligere studier (Barlaup et al., 23). Tabell 3.2. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av laks tatt på stasjonsnettet i Ekso den Data basert på aldersanalyse av otolitter og lengdefordeling. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 4,6,6 49 Tosomrig (1+) 7,9,7 72 Tresomrig (2+) 1,5, >+ A) Antall fisk Gjelleprøver Det er gjennomført kvantitative undersøkelser av konsentrasjoner av aluminium på gjeller av laks fanget på stasjon 2 i årene 2 24 (figur 3.3). Prøvene som er tatt om høsten viser generelt lave konsentrasjoner av aluminium på gjellene, men en klar økning ble registrert høsten 23, da konsentrasjonen var om lag 3 µg Al/g tørrvekt gjelle. Gjelle-Al (ug/ g tørrvekt gjelle) B) Antall fisk Ekso, Fiskelengde (cm) Ekso, Gjelleprøver Ekso nedstrøms Myster Laks, n = 143 Aure, n = Fiskelengde (cm) Figur 3.2. Lengdefordeling av A) laks og B) aure tatt på de fire el.fiske stasjonene i Ekso i oktober 24. Tabell 3.3. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av aure tatt på stasjonsnettet i Ekso den Data basert på aldersanalyse av otolitter og lengdefordeling. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 5,1,7 59 Tosomrig (1+) 8,9 1,3 61 Tresomrig (2+) 12,5 1,1 14 Firesomrig (3+) 13,7 1,4 8 Laks År Figur 3.3. Akkumulert aluminium (µg/g tørrvekt gjelle) med standard avvik på gjeller av laks i Ekso tatt på stasjon 2 om høsten i perioden 2 til

71 3.3.2 Mysterelva Produksjonen av aure i Mysterelva (stasjon 3) har vært høy i perioden , mens produksjonen av laks viser en positiv utvikling i samme periode (figur 3.4). I 24 ble det påvist 7,9 ensomrig laks og 27,9 eldre laks pr. 1 m 2 på stasjonen. Videre ble det funnet høye tettheter av både ensomrig aure (27,2 individer pr. 1 m 2 ) og eldre aure (15,9 individer pr. 1 m 2 ). De høye ungfisktetthetene av aure registrert i overvåkingsperioden gjenspeiler gode gyte- og oppvekstvilkår for sjøaure i Mysterelva. Antall fisk pr. 1 m Laks Myster Figur 3.4. Gjennomsnittlige tettheter av gruppene ensomrig og eldre aure og laks for stasjonen fisket i Myster fra Lengdefordelingen av laks tatt i Mysterelva i oktober 24 er vist i figur 3.5a og aldersbestemt materiale i tabell 3.4. Materialet tilsier at laksen er om lag 8,2 cm etter andre vekstsesong og 12,2 cm etter tredje vekstsesong. Det ble kun fanget èn ensomrig laks som var 5,3 cm. Lengdefordelingen av aure tatt i Mysterelva i oktober 24 er vist i figur 3.5b og aldersbestemt materiale i tabell 3.5. Materialet tilsier at auren er om lag 5,1 cm etter første vekstsesong, 8,1 cm etter andre og 11,6 cm etter tredje vekstsesong. I tillegg ble det fanget en firesomrig aure på 14,2 cm. Basert på dette vekstmønsteret smoltifiserer de fleste aurene i Mysterelva etter tre år på elva. Aure + > Tabell 3.4. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av laks tatt i Mysterelva den Data basert på lengdefordeling og analyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 5,3 1 Tosomrig (1+) 8,2 1,2 1 Tresomrig (2+) 12,2,7 7 A) 2,5 Antall fisk B) Antall fisk 2 1,5 1, Myster, Laks, n = Fiskelengde (cm) Myster, Aure, n = Fiskelengde (cm) Figur 3.5. Lengdefordeling av A) laks og B) aure tatt i Mysterelva i oktober 24. Tabell 3.5. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av aure tatt i Mysterelva den Data basert på lengdefordeling og analyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 5,1,3 13 Tosomrig (1+) 8,1,8 45 Tresomrig (2+) 11,6 1, Rognplanting oppstrøms anadrom strekning I forbindelse med rognplantingen er det gjort undersøkelser som viser at rognoverlevelsen generelt har vært høy (> 9 %) (Barlaup et al. 23). På strekningen med rognplanting er det også utført elektrisk fiske på fem stasjoner. Resultatene av dette fisket viser at rognplantingen har resultert i høye tettheter av tosomrig og eldre laks (Figur 3.6). Den økende tettheten registrert de to siste årene skyldes at mengden rogn som ble lagt ut økte betydelig fra og med våren 21 (se tabell 3.1). Samlet viser undersøkelsene at tiltaket har gitt en betydelig produksjon av ungfisk. 392

72 Antall fisk pr. 1 m Tosomrig og eldre laks År Fangst (kg) Sjøaure og Laks Laks Sjøaure År Figur 3.6. Tettheter av tosomrig og eldre laks oppstrøms anadrom strekning i Ekso hvor det årlig er lagt ut lakserogn siden Figur 3.7. Fangstkurver for sjøaure og laks tatt i Ekso i perioden Fra 1983 er det blitt skilt mellom laks og sjøaure. Villaksen ble fredet i 1991 og laksefangstene etter 1991 er oppdrettslaks. Kalkingen startet i april Fangststatistikk og gytefisktellinger Den offisielle fangststatistikken for laks og sjøaure går tilbake til 188-tallet og viser relativt store variasjoner i de innrapporterte fangstene (figur 3.7). På 188-tallet var den høyeste innrapporterte fangsten i underkant av 7 kg. På 19-tallet varierte fangstene i hovedsak fra 1 til 4 kg. De høyeste fangstene ble registrert i 1967 da det ble innrapportert nær 9 kg laks og sjøaure. Fra 1983 ble det skilt mellom fangster av laks og sjøaure og dette året ble det innrapportert 8 kg laks og 5 kg sjøaure. Etter 1983 var det en markert nedgang i fangstene og fra 1987 var fangstene av laks redusert til under 5 kg. I 1989 ble det bare innrapportert 25 kg laks og i 199 ble det ikke tatt laks. Denne uheldige utviklingen førte til at villaksen ble fredet fra og med I perioden har det bare vært utført stamfiske og fiske etter oppdrettslaks. Den uheldige utviklingen for laksebestanden på 198-tallet synes også å gjelde for bestanden av sjøaure. På slutten av 198-tallet var det flere år hvor det ikke ble tatt sjøaure eller hvor fangstene var svært lave. Utover 199-tallet økte så fangstene av sjøaure noe og i 1993 ble det rapportert inn 278 kg. Deretter har fangstene ligget på et svært lavt nivå og i 22 ble det bare innrapportert 4 kg sjøaure. De lave innrapporterte fangstene av sjøaure de siste årene samsvarer imidlertid ikke med tellingene av gytefisk som er foretatt ved dykking i årene Ved disse tellingene er det årlig observert fra 398 til 593 sjøaure (se figur 3.9). Årsaken til dette misforholdet er trolig at fangstene er sterkt begrenset av lav vannføring i fiskesesongen. I tillegg har det siden 1998 ikke vært tillatt å fiske på den øvre delen av lakseførende strekning. Til tross for at fangststatistikken er beheftet med feilkilder, er det liten tvil om at den markerte nedgangen i fangsttallene på 198-tallet gjenspeiler en reell og dramatisk nedgang i bestandene av laks og sjøaure. Årsakene til nedgangen er ikke kjent, men reguleringene og forsuringen av vassdraget har høyst sannsynlig bidratt til den uheldige utviklingen. Evanger kraftverk som kom i drift i 1973, førte til at middelvannføringen i Ekso ble redusert fra 35,6 til 2,3 m 2 /s. Myster kraftverk, som ble satt i drift fra 1987, førte deretter til en ytterligere reduksjon i middelvannføringen (6,4 m 2 /s) og førte også til hurtige endringer i vannføringen nedstrøms utløpet av kraftverket. Mysterreguleringen hadde også den effekten at forsuringen av vassdraget nedstrøms Nesvatnet tiltok, noe som var svært skadelig for fiskebestandene (se Barlaup et al. 23) Stamfiske i perioden For å styrke den truede laksebestanden har det vært utført stamfiske for å sikre avkom fra Eksolaks i genbanken. Resultatene fra stamfiske i perioden 1994 til 24 er vist i figur 3.8a, b. All fisk som tas på stamfiske blir kontrollert ved analyser av skjell og resultatene viser en klar dominans av oppdrettslaks i hele den undersøkte perioden. I denne perioden har innslaget av rømt oppdrettslaks stort sett utgjort over 6 % av det totale antallet laks fanget på stamfiske. Unntaket var i 24 da analysen viste et innslag på 25 % rømt oppdrettslaks, noe som er den laveste registreringen til nå. Den rømte oppdrettslaksen gyter i vassdraget og vil følgelig påvirke den genetiske sammensetningen av ungfiskbestanden. Det store innslaget av rømt oppdrettslaks vurderes derfor som en alvorlig trussel mot laksestammen i Ekso. A) 6 Antall fisk B) Andel ville vs. oppdrett % 8% 6% 4% 2% % 29 Villaks Oppdrettslaks År Oppdrett År Figur 3.8. A) Fangst av villaks og oppdrettslaks og B) andel ville vs. oppdrett tatt ved stamfiske i Eksovassdraget i perioden Antall fisk i fangstene er gitt over hver søyle Villfisk

73 3.3.6 Telling av gytefisk i perioden Telling av gytefisk ved dykkeregistreringer har vært utført årlig i perioden I denne perioden har antallet observerte sjøaure variert fra 398 til 593 og har derfor vært relativt stabilt (figur 3.9). Gytebestanden av sjøaure er derfor som tidligere nevnt betydelig større enn antydet ut fra fangststatistikken i samme periode (se figur 3.7). Størrelsesfordelingen av sjøaure observert ved dykkerregistreringene er vist i figur 3.1. Sammen med resultatene fra ungfiskregistreringene viser tellingene av gytefisk at Ekso har en livskraftig bestand av sjøaure. Antallet laks som er registrert ved tellingene har vist en gradvis økning i perioden , med 155 laks i 23 som foreløpig høyeste registrering (figur 3.9). I 24 ble det registrert 51 laks, og dette er den laveste registreringen til nå. Imidlertid har oppdrettslaks bidratt betydelig i tidligere års registreringer, mens innslaget aldri har vært så lavt som i 24. Dette forholdet har bidratt til det lave antallet laks observert i 24. Laksen som ble observert ved gytefisktellingene i 24 var fordelt på 29 % smålaks, 61 % mellomlaks og 1 % storlaks (figur 3.1). Ved dykking er det ikke mulig å skille mellom villaks og oppdrettslaks. I tellingene inngår det derfor et betydelig innslag av rømt oppdrettslaks, noe som tydelig framgår av resultatene fra stamfiske (se figur 3.8b). Dykkerregistreringene gir derfor en klar indikasjon på at gytebestanden av villaks er fåtallig. Denne situasjonen har trolig vedvart siden slutten av 198-tallet, da det som nevnt ble registrert en dramatisk nedgang i laksefangstene i vassdraget. På den annen side viser utviklingen i ungfiskbestanden de siste årene en klart positiv trend. Dette, sammen med økt produksjon av laks som følge av rognplanting har medført en betydelig økning i smoltproduksjonen fra og med 22/23. I årene som kommer kan en derfor forvente et økt innsig av gytelaks og en styrking av laksebestanden i vassdraget. Antall fisk Antall fisk Gytefisktelling i Ekso 24 Aure Figur 3.1. Kategorier av sjøaure (øverste panel) og laks (nederste panel) observert på gytefisktelling i Ekso i ,5-1, kilo 1, - 3, kilo >3, kilo Vektklasse Gytefisktelling i Ekso 24 Laks -3 kilo 3-7 kilo >7 kilo Vektklasse 5 Antall fisk Gytefisktellinger i Ekso Laks Sjøaure År Figur 3.9. Gytefisktellinger i Eksovassdraget i perioden Tellingene i perioden ble gjort av èn dykker (Naturoppdrag A/S), mens tellingene er utført av to dykkere. Tall over søylene er antallet fisk observert. 394

74 4 Bunndyr Arne Fjellheim og Gunnar G. Raddum. LFI, Zoologisk institutt, Thormøhlensgate 49, 56 Bergen 4.1 Innledning Bunndyrundersøkelsene i Ekso ble startet høsten 1995, før kalking av vassdraget. Det ble den gangen opprettet et stasjonsnett bestående av 9 lokaliteter i vassdragets nederste del (Figur 1.1). I 2 ble stasjonsnettet utvidet med en stasjon, sidebekk til Langahølen (5b). Prøvetakingen følger samme metodikk som invertebratundersøkelsene i de øvrige kalkingsprosjekter og i det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. For undersøkelsene benyttes de ulike arter/gruppers sensitivitet ovenfor surt vann (Fjellheim & Raddum 199, Raddum 1999). Invertebratstudiene i Ekso utføres annethvert år. Denne rapporten omhandler bunndyrprøver innsamlet i 24. påvirker både bunndyr og fisk. Denne strekningen må karakteriseres ustabil med hensyn på bunnfaunaen. Under prøvetakingen i 22 ble det registrert sterkt forsuringssensitive bunndyr på denne strekningen både vår og høst. De to nederste referansestasjonene, stasjon 5a (utløp Langahølen) og 5b (sidebekk ved Langahølen), har i de senere år vist en betydelig forbedring med hensyn til forsuringsskader (Vedlegg C1 og C2). På de øvrige referansestasjonene ble det ikke registrert vesentlige endringer. Før kalking var forekomsten av sensitive bunndyr i den nedre kalkede delen av vassdraget sparsom og ujevn. De av referansestasjonene som ligger høyere oppe i vassdraget hadde større tettheter av sensitive bunndyr. Mysterelva,som manglet døgnfluen B. rhodani tidlig i overvåkingen, har etter kalking fått en stabil forekomst av arten. Gjennomsnitt antall forsuringssensitive bunndyr i perioden (Figur 4.2) viser en sterkt økende tendens (r 2 =,84), mens tetthetene på referansestasjonene viser en sterk trend etter 1997 (r 2 =,79) Metodikk,8 Bunndyrprøver blir samlet innfra et fast stasjonsnett vår og høst. Stasjonsnettet (Figur 1.4) omfatter fire kalkete lokaliteter og seks ukalkete lokaliteter (referanselokaliteter). Indeks 1,6,4,2 Før kalking Kalket Referanse Det ble benyttet kvalitativ innsamlingsmetodikk (kick method, Frost et al. 1971). Prøvene ble tatt med en hov, maskevidde,25 mm, konservert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av materialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum, 199, Lien et al. 1996). Forsuringsindeksene er beregnet etter Fjellheim & Raddum (199) og Raddum (1999). Verdien 1 viser et bunndyrsamfunn som ikke er forsuringsskadet, mens verdien viser et sterkt skadet samfunn. Behandlingsprosedyrer og database er forøvrig felles med det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. 4.3 Resultater og diskusjon Indeks 2 1,8,6,4, V 1995 V 1995 H 1995 H 1996 V 1996 V 1996 H 1996 H 1997 V 1997 V 1997 H 1997 H 1998 V 1998 V 1998 H 1998 H 2 H 21 V 22 V 22 H 24 V 24 H Før kalking Kalket Referanse 2 H 21 V 22 V 22 H 24 V 24 H Totalt ble det registrert 4 døgnfluearter, 14 steinfluearter og 1 arter/slekter av vårfluer i bunnprøvene fra Ekso i 24 (Vedlegg C1 og C2). Artsantallet var noe større enn det som ble registrert i 22 (Fjellheim & Raddum 23) I følge Fjellheim & Raddum (199) er 1 av de registrerte arter/grupper sensitive overfor forsuring. Figur 4.1. Forsuringsindeks 1 (øverst) og 2 (nederst) på kalkede og ukalkede lokaliteter i Eksingedalsvassdraget i perioden Gjennomsnitts forsuringsindeks 1 i både de kalkete lokalitetene og referansestasjonene var 1, vår og høst 24. Indeks 2- verdiene var noe lavere (Figur 4.1). Indeks-verdiene er de beste som er registrert etter at overvåkingen starter i Den dårligste vannkvaliteten i Ekso før kalking ble påvist nederst i vassdraget. Denne strekningen er nå kalket og omfatter stasjon 6-9. I dette vassdragsavsnittet ligger også Myster kraftverk som påvirker stasjonene 7 og 9. Fra tidligere vet vi at de tidvis sterke vannfluktusajonene (Figur 1.2) på denne strekningen 395

75 Gjennomsnitt antall sensitive dyr pr. prøve Kalket Referanse Figur 4.1. Gjennomsnitt antall forsuringssensitive bunndyr pr. prøve i Eksingedalsvassdraget i perioden Flere arter og grupper av sensitive bunndyr forventes på sikt å etablere seg i den kalkete delen av elva. Lenger oppe i vassdraget, ved Ekse, er det til sammenligning registret åtte døgnfluearter (Andersen m. fl. 1978). Overvåking av andre kalkete vassdrag i Sør-Norge viser at det på sikt skjer en betydelig bedring i biologisk mangfold (Raddum & Fjellheim 23). Vi forventer at kalkingen av Eksingedalsvassdraget på sikt vil gi respons i form av økt artsdiversitet. Bunnfaunaen på den strekningen som ligger nedstrøms Myster vil fortsatt være ustabil, grunnet de vannfluktuasjonene som oppstår ved effektkjøring av kraftverket. 5 Begroing og makrovegetasjon Forfatter: Eli-Anne Lindtsrtøm (NIVA) Medarbeider: Annette Furnes (Bot. Inst., UiB) 5.1 Materiale og metoder Prøver av begroingssamfunnet ble samlet ved en befaring den 3. september 24. Stasjonsplasseringen er gitt i figur XX. Metodikk for innsamling og bearbeiding av begroing er i henhold til standardiserte metoder. Ved prøvetaking vurderes elveleiets prosentvise dekning av makroskopisk synlige begroingselementer. Det innsamlede materiale analyseres i lupe/mikroskop og organismene identifiseres så langt mulig. Det tas separate kiselalgeprøver ved at det børstes et areal (ca 8x8 cm) av 1 tilfeldig valgte stein. Materialet blandes og en delprøve tas ut. Prøven prepareres for opptelling av kiselalgeskall og prosentvis forekomst av de ulike arter regnes ut på grunnlag av minst 3 talte skall. Prosentvis forekomst (frekvens) av de ulike kiselagearter danner grunnlag for beregning av ph i henhold til Stevenson et al. (1991). For å illustrere og tallfeste tilstanden mht. forsuring er det beregnet indeks for surhetsfølsomhet, ISF. Denne er revidert siden kalkingsundersøkelsen i 1999 (Lindstrøm m. fl. 24). Organismene innen CCR-gruppen (cyanobakterier, grønnalger og rødalger) gis en verdi etter grad av surhetsfølsomhet, Tabell 5.1. Litt surhetsfølsomme organismer får verdien,25, noe følsomme,5, moderat følsomme,75 og klart følsomme 1,, Vedlegg D.1. Ved beregning av indeksen summeres alle surhetsfølsomme arter i prøven etter at de er vektet i henhold til sin spesifikke følsomhet. Prøver med mange arter i kategorien moderat (,75) og klart (1,) surhetsfølsomme vil således få høy indeks. Det tas ikke hensyn til organismens mengde, bare tilstedeværelse. De tolerante, arter som klarer seg ved ph <5 betraktes som ikke følsomme og inngår ikke. Kiselalgesamfunnet er ikke med i beregningene. Tabell 5.1. Kategorier av SF (surhetsfølsomhet) - anvendt på begroingsalger. Følsomhetskategori Laveste ph-toleranse SF Ikke følsom < 5. Litt => 5,,25 Noe => 5,5,5 Moderat => 6,,75 Klart følsom => 6,5 1, 396

76 5.2 Resultater Resultatene av de generelle begroingsobservasjonene er vist i vedlegg D.1. Som for de øvrige vassdrag der begroingssamfunnet inngår i kalkingsovervåkingen gis kun korte kommentarer til resultatene ISF (indeks for surhetsfølsomhet) og CCR-mangfold I omfattende forsurede vassdrag, der man har fulgt utviklingen regelmessig etter kalking, ser det ikke ut til at begroingssamfunnet restitueres fullstendig selv etter 5-1 års kalking (DN 24). Mangel på egnet podemateriale har vært anført som mulig grunn til sen/manglende restituering (Lindstrøm m. fl. 24). I Ekso, med tilskudd av surhetsfølsom begroing fra øvre områder med forholdsvis løselig elektrolyttrik berggrunnen, skulle denne begrensningen ikke ha stor betydning. Her kunne man forvente raskere retablering av surhetsfølsom begroing enn i omfattende forsurede vassdrag. Tidsutvikling av ISF (indeks for surhetsfølsomhet) og CCRmangfold (antall taksa av cyanobkaterier, grønnalger og rødalger) er vist i Figur 5.1. ISF er fremdeles klart høyere i Eksos øvre enn nedre deler. I øvre deler (BIN, LAV) er ISF >4. Dette er i samsvar med hva man kan forvente i næringsfattige, lite forsurede vassdrag (Lindstrøm m. fl. 24). I nedre deler (FLA, LAN, STO) har IFS økt svakt siden 1999 og er dessuten høyere enn i markert forsurede vassdrag som Tovdal og Mandal. Verdier mellom og 4 tilsier imidlertid en overgang mellom klart sur og upåvirket tilstand. Det ser med andre ord ut til at det er vanskelig å få etablert en begroing som helt klart er ikke forsuringspreget. CCR-mangfold (antall taksa av cyanaobakterier, grønnalger og rødalger) var omlag det samme på alle lokaliteter og ikke vesentlig endret siden I fysisk krevende elver som Ekso er det vanlig med variasjoner i mangfoldet fra år til år. ISF BIN 9 ISF c-c-r-count LAV 9 Ekso FLA LAN STO antall taksa Mengdemessig forhold Begroingssamfunnet var preget av saktevoksende tepper av cyanobaterier og av moser. Det ble ikke observert unormalt stor forekomst av trådfomede grønnalger på noen av de faste lokalitetene. Kiselalger Resultatene av kiselalgeanalysene er vist i Vedlegg D.2. Beregninger av ph tilsier en klar ph økning på de øverste minst forsurede stasjonene Binningabø (BIN) og Lavik (LAV) fra 1997 til 24, (Figur 5.2). Dette er noe overraskende og skyldes i følge dataene økte innslag av klart forsuringsfølsomme arter, bl.a Fragilaria capucina v. rumpens. Dette kan muligens forklares ved en stabil reduksjon i den sure nedbøren de senere år og er i så fall interessant fordi det betyr at lokaliteter med ganske god bufferkapasitet også har vært påvirket av den sure nedbøren. Videre betyr det at slike lokaliteter restitueres forholdsvis raskt når den sure nedbøren opphører. De mer forsuringspregede stasjonene lenger ned i vassdraget (FLA, LAV, STO) har ikke vist samme stabile økning i beregnet ph. Dette er også noe overraskende da man antok at surhetsfølsomt podemateriale fra elvas øvre deler ville bidra til rask etablering av slike i de kalkede nedre deler. Ekso mottar i perioder store nedbørmengder. Dette fører til svingninger vannføringen med periodisk sur vannkvalitet og hindrer trolig surhetsfølsommme kiselalger i å etablere seg over tid. Vekslende forekomst av slekten Eunotia og arten Achnanthes minutissima illustrerer de ustabile forholdene i Ekso (Figur 5.3). Slekten Eunotia består i alt vesentlig av surhetstolerante arter som gjerne forsvinner når en lokalitet kalkes, mens A. minutissima er surhetsfølsom og gjerne etableres etter stabil kalking over en periode. Bortsett fra større forekomst av A. miutissima i øvre enn nedre deler er det ingen stabil forekomst av disse algene. ph 6,2 6 5,8 5,6 5,4 5,2 5 4,8 ph - beregnet på grunnlag av kiselalgesamfunnet BIN LAV FLA LAN LAN-ned STO aug.96 sep.97 sep.99 sep.4 Figur 5.2. ph beregnet på grunnlag av prosentvis forekomst av kiselalger. Eksingedalsvassdraget Figur 5.1. Eksingedalsvassdraget. Tidsutvikling (199, 1997,1999, 24) av ISF (indeks for surhetsfølsomhet) og CCR-mangfold (antall taksa av cyanaobakterier, grønnalger og rødalger) basert på observasjoner av fastsittende alger. Prøver tatt i september. Røde stopler viser ukalket tilstand, blå viser kalket. 397

77 % % Slekten Eunotia BIN LAV FLA LAN LAN-ned EIK Achnanthes minutissima BIN LAV FLA LAN LAN-ned EIK aug.96 sep.97 sep.99 sep.4 Figur 5.3. Prosentvis forekomst av slekten Eunotia og arten Achnanthes minutissima i kiselalgeprøver. Eksingedalsvassdraget Makrovegetasjon aug.96 sep.97 sep.99 sep.4 Makrovegetasjon inngikk ikke i vegetasjonsundersøkelsen i 24. Under prøvetakingen ble det likevel gjort noen generelle observasjoner av makrovegetasjonen. For mosenes vedkommende ble det vektlagt å få en oversikt over artsinnholdet på de regulære overvåkingslokalitetene. Alle observerte moser ble notert og gitt en mengdeangivelse etter vanlig anvendt 1-5 skala (se Tabell B.2). For makrofyttenes vedkommende ble mengdemessige forhold i stilleflytende områder vektlagt og bare arter med stor forekomst ble notert. Bortsett fra et generelt inntrykk av økt forekomst av den moderat surhetssfølsomme duskelevmose (Fontinalis dalecarlica) ble det ikke registrert omfattende endringer av mosesamfunnet siden befaringen i Mosesamfunnet endres fra dominans av moderat surhetsfølsomme arter i øvre deler, representert ved kjølelvemose (F. antipyretica.) og duskelvemose (F. dalecarlica) til dominans av surhetstolerante arter i nedre deler, representert ved elvetrappmose (Nardia compressa) og buttgråmose (Racomitrium aciculare), Tabell 5.2. Sviskader etter kalking ble ikke observert, verken på den tilsynelatende forsuringsbegunstigede elvetrappmose (Nardia compressa) eller den tolerante buttgråmose (Racomitrium aciculare). Den moderat surhetsfølsomme rødmesigdmose (Blindia acuta) var som tidligere representert i hele vassdraget. I området fra Nesevatn og opp forbi Lavik er det lange innsjøpregete strekninger. Deler av disse hadde stor vekst av vannvegetasjon. Grunne områder på strekningen mellom Nesevatn og Flatekvål var stedvis dekket av krypsiv (Juncus bulbosus) og flotgras (Sparganium angustifolium) i mengdeforholdet ca 6 % til 4 %. Lenger opp i vassdraget mellom Flatekvål og Lavik var stilleflytende områder nærmest fylt opp av store bestander av flotgras (Sparganium angustifolium) og stedvis også tepper av torvmose (Sphagnum sp.). Krypsiv (Juncus bulbosus) hadde mindre forekomst her. Observasjonene er for generelle/spredt til å danne grunnlag for bastante vurderinger, men det kan se ut til at vannvegetasjonen i de øvre stilleflytende deler av Ekso har økt i mengde de senere år. Dette er i så fall nærliggende å se i sammenheng med reguleringen av vassdraget. Tabell 5.2. Vannmoser på 5 lokaliteter i Eksingedalsvassdraget 3. september 24. Hyppigheten av artene angitt etter følgende skala; 1: sjelden, 2: spredt, 3: vanlig, 4: lokalt dominerende, 5: dominerende på store deler av lokaliteten. Lokalitet BIN LAV FLA LAN STO Vannmoser rødmesigdmose Blindia acuta kjølelvemose Fontinalis antipyretica 2 duskelvemose Fontinalis dalecarlica mattehutre Marsupella emarginata 1 elvetrappmose Nardia compressa buttgråmose Racomitrium aciculare torvmose Sphagnum spp. 1 tvebladmose Scapania spp

78 6 Samlet vurdering Krav til mål-ph var tilfredsstilt i 11 av 12 vannprøver tatt i forbindelse med vannkvalitetsovervåkingen (Figur 2.1), og i 24 av 27 prøver fra doseringskontrollen (Figur 2.2). Analyser av vannprøver og logging av ph i målområdet viser at kalkingen har vært utilfredsstillende i desember. Overvåkingsprøvene fra desember indikerer en sjøsaltepisode. Dette kommer kraftigst til uttrykk i pøven fra Nesevatn (se Figur 2.1 og Tabell 2.1). Overvåkingsprøve fra 18. mai indikerer høyt labilt aluminium under en kortvarig episode med kraftig overdosering i målområdet. Slike episoder skyldes ikke feil ved doseringen, men henger trolig sammen med resuspensjon av kalk som har sedimentert nedenfor doseringspunktet ved lave vannføringer. Overvåkingen av fisk i den lakseførende delen av Ekso har vært utført årlig siden Det ble ikke påvist laks på stasjonsnettet i 1995 og tetthetene var også relativt lave i perioden Tetthetene av ensomrig laks viser en klart økende tendens fra 1997 og dette gjenspeiles også i økende tettheter av tosomrig og eldre laks de fire siste årene. I tillegg er det siden 1998 plantet ut lakserogn oppstrøms anadrom strekning i Ekso. Rognplantingen og den økende naturlige rekrutteringen tilsier en betydelig økning i smoltproduksjonen fra og med 22/23. Det er derfor forventet at innsiget av villaks vil øke de kommende årene. Gytebestanden av laks har siden 1994 vært dominert av oppdrettslaks og gytebestanden av villaks er fåtallig. Rømt oppdrettslaks vurderes derfor som en alvorlig trussel mot villaksbestanden i vassdraget. Rekrutteringen til aurebestanden er god og det ble påvist høye tettheter av ungfisk på den øvre delen av lakseførende strekning og spesielt i Mysterelva. Tetthetene av tosomrig og eldre aure har stort sett vært 2 til 3 fisk pr. 1 m 2 i hele overvåkingsperioden. Ved tellinger av gytefisk i perioden har antallet observerte sjøaure variert fra 398 til 593. Sammen med resultatene fra ungfiskregistreringene viser dette at Ekso har en livskraftig bestand av sjøaure. Begroingssamfunnet var ikke vesentlig endret siden forrige undersøkelse i Forventet økt forekomst av forsuringsfølsomme alger i elvas nedre kalkede deler, som følge av forsuringsfølsomt podemateriale fra øvre deler, hadde bare i liten grad funnet sted. Svingninger i vannføring og vannkvalitet hindrer trolig langvaring etablering av surhetsfølsomme alger i nedre deler. I øvre deler viste kiselalgesamfunnet økt innslag av klart surhetsfølsomme arter. Dette er interessant og kan muligens forklares ved stabil reduksjon i den sure nedbøren de senere år. I så fall betyr det at lokaliteter med ganske god bufferkapasitet også har vært noe påvirket av den sure nedbøren. Det ble ikke observert unormalt stor forekomst av trådformede grønnalger på noen av faste lokalitetene. Makrovegetasjonen inngikk ikke i vegetasjonsundersøkelsen i 24, men noen observasjoner ble gjort allikevel. I området fra Nesevatn og opp forbi Lavik er det lange innsjøpregede strekninger. Disse hadde påfallende stor forekomst av vannvegetasjon. Strekningen mellom Flatekvål og Nesevatn var stedvis fylt opp av krypsiv (Juncus bulbosus) og flotgras (Sparganium angustifolium) i forholdet 6 % til 4 %. Lenger opp dominerte flotgras sammen med torvmmose (Sphagnum sp.), mens krypsiv hadde mindre forekomst. Observasjonene er for generelle/spredt til å danne grunnlag for sikre konklusjoner, men det ser ut til at vannvegetasjonen i øvre stilleflytende deler har økt de senere år. Dette er i så fall nærliggende å se i sammenheng med reguleringen av vassdraget. Forsuringssituasjonen i Eksingedalsvassdraget, med hensyn til påvirkning av bunndyrfaunaen, var den beste som er registrert siden overvåkingen startet i I alt ble det registrert ti arter/grupper som var sensitive overfor forsuring. Gjennomsnitts forsuringsindeks 1 var tilfredsstillende både i de kalkete lokalitetene og på referansestasjonene. Indeks 2-verdiene var noe lavere. Tidvis sterke vannfluktuasjoner nedstrøms Myster kraftverk påvirker bunndyrfaunaen. Denne strekningen, som normalt har ustabile bunndyrsamfunn, bunnfaunaen hadde gode tettheter av sterkt forsuringssensitive bunndyr i 24. De to nederste referansestasjonene har vist tegn til bedring med hensyn til forsuringsskader i de senere år. På de øvrige referansestasjonene ble det ikke registrert vesentlige endringer. Mysterelva, som manglet døgnfluen B. rhodani før kalking, har etter kalking fått en tilsynelatende stabil forekomst av arten. Vi forventer at kalkingen av Eksingedalsvassdraget på sikt vil gi respons i form av økt artsdiversitet. Bunnfaunaen på den strekningen som ligger nedstrøms Myster vil fortsatt være ustabil, grunnet de vannfluktuasjonene som oppstår ved effektkjøring av kraftverket. 399

79 7 Referanser Barlaup, B.T., Bjerknes, V., Gabrielsen, S.E., Raddum, G., & H. Skoglund. 23. Effektene av Myster kraftverk på bestandene av laks og sjøaure i Ekso. LFI, Zoologisk institutt, Universitetet i Bergen. LFI-rapport nr Bjerknes, V. & Tjomsland, T. 21. Flow and ph modelling to study the effects of liming in regulated, acid salmon rivers. Water, Air and Soil Pollution 13, Bjerknes, V., Larssen, T., Lydersen, E. og Tjomsland, T. 21. Forbedring av kalkingsstrategien i Eksingedalselva. Hydrologisk og vannkjemisk modellering. NIVA rapport nr s. BKK 23. Vannføring (døgnverdier) ved Langehølen og Myster kraftverk i Ekso 21. Bergenshalvøens kommunale kraftselskap. Bohlin, T Kvantitativt elfiske efter lax och öring synpunkter och rekommendationer. Information från Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm. Rapport s. Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G., & Saltveit, S.J Electrofishing - theory and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173:9-43. Lindstrøm, E.-A., Brettum, P., Johansen, S.W. & Mjelde, M. 24. Vannvegetasjon i norske vassdrag. Kritske grenseverdier for forsuring. Effekter av kalking. Naturens tålegrenser rapp. nr Norsk Institutt for vannforskning, NIVA, l. nr sider. Raddum, G. G Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities andacidification indexes. In Raddum, G. G., Rosseland, B. O. & Bowman, J. (eds.) Workshop on biological assessment and monitoring; evaluation of models. ICP-Waters Report 5/99, pp.7-16, NIVA, Oslo. Raddum, G.G. & A. Fjellheim Artificial deposition of eggs of Atlantic salmon (Salmo salar) in a regulated Norwegian river: hatching, dispersal and growth of the fry. Regul. Rivers. 1: SFT 22. Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Årsrapport -Effekter 21. SFT-rapport 854/2. Stevenson, A.C., Juggins, S., Birks, H.J.B., Anderson, D.S., Battarbee, R.W., Berge, F., Davis, R.B., Flower, R.J., Haworth, E.Y., Jones, V.J., Kingston; J.C., Kreiser, A.M., Line, J.M., Munro, M.A.R. & Renberg, I., The Surface Waters Acidification Project Paleolimnology Programme: Modren Diatom/Lake-Water Chemistry Data-Set. Ensis, London, WC1H AP, 86 pp. Direktoratet for naturforvaltning, 24. Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 23. Notat sider. DNMI 23. Nedbørhøyder fra meteorologisk stasjon 5217 Eksingedal 21, samt normalperioden Det norske meteorologiske institutt, Oslo. Fjellheim, A. & Raddum, G. G Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. The Science of the Total Environment, 96, Fjellheim, A & Raddum, G. G. 23. Eksingedalsvassdraget. - Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 22. DN-Notat 23-3, s Frost, S., Huni, A. & Kershaw, W.E. (1971). Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. Can. J. Zool., 49, Johnsen, G.H., Kålås, S. og Bjørklund, A.E Kalkingsplan for Vaksdal kommune Rådgivende biologer. Rapport 175. Kaste, Ø., Hindar, A. Skiple, A. og Henriksen, A Tiltak mot forsuring av Ekso. Kalkingsplan, samt prognose for kalkbehov basert på tålegrenseoverskridelser fram mot år 2. NIVA-rapport nr. 3462, 66 s. Lien, L., Raddum, G. G. Fjellheim, A. and Henriksen, A A critical limit for acid neutralizing capacity in Norwegian surface waters, based on new analysis of fish and invertebrate responses. The science of the total environment 177:

80 Vedlegg A. Primærdata - vannkjemi 24 Nr. Stasjon Dato ph Ca Alk Alk-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO3 Tot-N Tot-P ANC mg/l mmol/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l 1 Mysterøyri 15/1/ Mysterøyri 3/2/ Mysterøyri 14/2/ Mysterøyri 3/3/ Mysterøyri 14/3/ Mysterøyri 1/4/ Mysterøyri 21/4/ Mysterøyri 1/5/ Mysterøyri 15/5/ Mysterøyri 1/6/ Mysterøyri 15/6/ Mysterøyri 15/7/ Mysterøyri 14/8/ Mysterøyri 15/9/ Mysterøyri 15/1/ Mysterøyri 13/11/ Mysterøyri 15/12/ Oppstr. kraftst. Eide 15/1/ Oppstr. kraftst. Eide 14/3/ Oppstr. kraftst. Eide 1/4/ Oppstr. kraftst. Eide 21/4/ Oppstr. kraftst. Eide 1/5/ Oppstr. kraftst. Eide 15/5/ Oppstr. kraftst. Eide 1/6/ Oppstr. kraftst. Eide 15/6/ Oppstr. kraftst. Eide 15/9/ Oppstr. kraftst. Eide 15/1/ Oppstr. kraftst. Eide 13/11/ Oppstr. kraftst. Eide 15/12/ Ekso v/eikemo 15/1/ Ekso v/eikemo 14/3/ Ekso v/eikemo 1/4/ Ekso v/eikemo 21/4/ Ekso v/eikemo 1/5/ Ekso v/eikemo 15/5/ Ekso v/eikemo 1/6/ Ekso v/eikemo 15/6/ Ekso v/eikemo 15/9/ Ekso v/eikemo 15/1/ Ekso v/eikemo 13/11/ Ekso v/eikemo 15/12/

81 Vedlegg B. Primærdata - fisk Ekso Vedlegg B1. Utbredelse er angitt som prosentdel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin (1984). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene i henhold til Bohlin (et al. 1989). Tetthet 1, Tetthet 2, median, min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. År Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet ().9(.9) () 1.5(1.7) () 5.5(5.5) (3.3) 12.3 (2.) LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet () 5.2(9.1) (2.4) 4.4(3.5) (.3) 7.5(5.5) (.7) 3.1 (4.9) AURE + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (1.5) 39.6(51.4) () 4.6(5.1) (1.3) 11.5(17.3) (.7) 12.6(6.5) (6.) 32.5 (16.3) AURE >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 1 2.2(9.2) 33.3(39.9) (3.6) 19.1(3.) (3.2) 29.4(21.9) (3.2) 3.6(2.1) (3.4) 19.5 (17.8)

82 Fortsettelse primærdata fisk Ekso År Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (1.1) 9.1 (7.2) (3.4) 34.8 (3.8) (6.1) 33.1 (31.6) (2.3) 29.9 (45.9) (21.9) 12.3 (1.9) LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (2.3) 22.1 (17.6) (2.) 16.1 (9.8) (2.4) 2.4 (23.9) (1.7) 16.8 (12.2) (4.) 25.5 (21.7) AURE + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 1 2. (4.2) 19.1 (24.7) (2.4) 33.6 (27.3) (4.1) 12.3 (14.5) (4.9) 4.9 (36.5) (2.8) 15.3 (21.9) AURE >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (3.4) 27.8 (16.2) (2.6) 12.2 (14.2) (2.6) 25.6 (27.6) (.5) 1.6 (9.6) (2.3) 23.9 (12.8)

83 Vedlegg B2. Primærdata fisk Myster År Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet AURE + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet AURE >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet

84 Vedlegg B3. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og aure i Ekso Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Aure Laks Aure St. m 2 + >+ + >+ + >+ + > ,1 5,9 34,8 47,9 3,1 2 8,1 28,2 5 29,5 33 Sum:1-4 Gj.snitt ,8 (21,9) 12,3 (1,9) 25,1 (4,) 25,5 (21,7) 15,1 (2,8) 15,3 (21,9) 23,7 (2,3) 23,9 (12,8) 45

85 Vedlegg C1. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Ekso Stasjon ST.1 ST.2 ST.3 ST.4 ST.5a ST.5b ST.6 ST.7 ST.8 ST.9 Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp. 3 1 Ephemeroptera *** Baetis rhodani ** Ameletus inopinatus Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis 1 3 Amphinemura standfussi 1 Amphinemura sp Brachyptera risi 3 12 Siphonoperla burmeisteri 1 1 Taeniopteryx nebulosa 11 2 Leuctra hippopus 1 Leuctra fusca 4 Leuctra sp Protonemura meyeri 4 1 Nemoura sp. 1 2 ** Isoperla sp. 3 6 ** Diura nanseni 3 1 ** Diura sp. 1 ** Perlodidae indet. 1 2 Plecoptera indet. 1 Trichoptera Halesus sp Halesus radiatus Rhyacophila nubila Oxyethira sp Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa Polycentropodidae indet. 1 Micrasema sp. 1 ** Lepidostoma hirtum ** Apatania sp Chironomidae larver Chironomidae pupper Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Anisoptera Corixidae Crustacea Cyclopoida indet 2 2 Chydoridae indet. 1 Sum Forsuringsindeks Forsuringsindeks 2 1, 1, 1,,68 1,,52 1, 1, 1, 1, *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 46

86 Vedlegg C2. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Ekso Stasjon ST.1 ST.2 ST.3 ST.4 ST.5a ST.5b ST.6 ST.7 ST.8 ST.9 Nematoda Oligochaeta Acari Ephemeroptera *** Baetis rhodani ** Ameletus inopinatus Leptophlebia vespertina Leptophlebia marginata Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp Brachyptera risi Siphonoperla burmeisteri Taeniopteryx nebulosa Leuctra hippopus Leuctra sp Protonemura meyeri Nemoura cinerea 8 1 Nemurella pictetii 1 Nemouridae indet. 1 Nemoura sp. 1 ** Capnia sp ** Diura nanseni ** Perlodidae indet Trichoptera Rhyacophila nubila Oxyethira sp ** Hydroptila sp. 1 Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa 1 Polycentropodidae indet. 1 Limnephilidae indet ** Lepidostoma hirtum ** Apatania sp ** Hydropsyche sp. 1 Chironomidae larver Chironomidae pupper 1 Ceratopogonidae 1 Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Collembola 2 1 Crustacea Cyclopoida indet 3 1 Chydoridae indet. 1 Calanoida 1 Bosmina sp Harpacticoida indet. 1 Sum Forsuringsindeks Forsuringsindeks 2 1 1,8 1 1,6 1 1,7 1 *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 47

87 Vedlegg D1. Begroingsorganismer observert i Eksingedalsvassdraget 3. september. 1 LDG BIN = Ekso, Binningabø 2 LDG FLA = Flatekvål, Ekso 3 LDG LAN = Langhølen, Ekso LDG LDG LDG LDG LDG 4 LDG LAV = Lavik, Ekso STO LAN FLA LAV BIN 5 LDG STO = Storaskjær v/eikemo, Ekso SF surhetfølsomhet Cyanobakterier (Cyanophyceae) Chamaesiphon confervicola,75 xx xx x Chamaesiphon minutus,5 x xx xx x Coleodesmium sagarmathae, Cyanophanon mirabile,5 xx xxx xxx xx xxx Gloeocapsopsis magma xx Phormidium hetropolare 1 x x Phormidium sp1 (3-4u,l/b<1) x x Schitzothrix grå (gråskjed.1-2m,rund c) xx xx xxx 2 Scytonematopsis starmachii xxx xx Stigonema mamillosum, Stigonema minutum,25 1 Stigonema multipartitum xx xx 1 Uidentifiserte coccale blågrønnalger xx x xx x Uidentifiserte trichale blågrønnalger xx x x xx x Antall taksa - Cyanobakterier Grønnalger (Chlorophyceae) Bulbochaete spp.,5 xxx xx 1 1 xx Chaetophorales 3-5µ giftiggrønn 1 Chaetospaeridium sp. x Cosmarium spp. xx x x x Euastrum spp. x Hormidium montanum,25 xx Hormidium rivulare,25 xx xx 1 1 Microspora palustris xx Mougeotia a (6-12u) x x x x x Mougeotia a/b (1-18u) xx x x xx Mougeotia c (21-?),5 xx Netrium spp. xx Oedogonium a (5-11u) x Oedogonium b (13-18u),25 x xx Oedogonium c (23-28u),75 xx xx Oedogonium d (29-32u) 1 xx Penium spp. x xx xx xx x Schizochlamys gelitanosa,75 xx Zygnema b (22-25u), Zygogonium sp3 (16-2u) 1 xx Antall taksa - Grønnalger Kiselalger (Bacillariophyceae) Tabellaria flocculosa, xxx Antall taksa - Kiselalger Rødalger (Rhodophyceae) Audouinella pygmaea,5 xx Lemanea condensata,5 1 1 Antall taksa - Rødalger 2 1 Nedbrytere (Saprophyta) Ciliater, uidentifiserte xx x Jern/mangan bakterier, aggregater xx xx xxx Jern/mangan bakterier, trådformede x xx Sopp, hyfer uidentifiserte xx xx xx Svamp xx Antall taksa - Nedbrytere Tegnforklaring: Prosenttall viser organismenes dekning av elvebunnen på lokaliteten. Organismer som vokste på/blant disse er angitt med: x=sjelden, xx=vanlig, xxx=hyppig 48

88 Vedlegg D2. Prosentvis forekomst av kiselalger i Eksingedalsvassdraget 3. september 24. BIN LAV FLA LAN LAN(ned) STO Rubin ph-opt. % % % % % % Achnanthes flexella ACHN FLE 6,3,,,,,,11 Achnanthes levanderi ACHN LEV 6,1,,,,,, Achnanthes linsearis ACHN LIN 6,4,,,,,, Achnanthes marginulata ACHN MAR 5,2,6,,17,,14, Achnanthes minutissima ACHN MIN 6,2 21,45 2,7 4,98,32 18,83 3,24 Achnanthes kriegerii ACHN KRI 6,6,,,,, Achnathes kuelbsii,,,,,14, Achnanthes scotica ACHN SCO 5,6,,,,,, Achnanthes subatomides ACHN SUB,,,,,, Achnanthes spp. ACHNANTZ,3,39,69,47,84,11 Asterionella ralfsii ASTE RAL 4,9,,,,,, Aulacoseira distans v. nivalis AU DI:NI 5,6,,, 1,67, Aulacoseira perglabra AULA PER 5,2,,,,,, Aulacoseira perglabra var. floriniae AU PR;FL 5,2,,,,,, Brachysira brebissoni ANOM BRE 5,3,15,,,,, Brachysira vitrea ANOM VIT 5,9 1,51,13,52,,28 4, Brachysira spp. ANOMOEOZ,,,,,,22 Cymbella aequalis CYMB AUQ 5,1,,,,,, Cymbella falaisiensis CYMB FAL 5,1,,,,,, Cymbella gauemannii CYMB GAU 5,9,,52,,,28, Cymbella hebridica CYMB HEB 5,1,,,,,, Cymbella lunata CYMB LUN 5,7,91 6,25,,,84,65 Cymbella minuta CYMB MIN 6,1,,,,,7, Cymbella sp. CYMBELLZ,, 2,6,,, Eunotia curvata EUNO LUN 5,5,,,,,, Eunotia curvata v. subarcuata EU CU,SU 5,3,6,26 7,56 1,25,,32 Eunotia denticula EUNO DEN 5,1,,,,,, Eunotia exigua EUNO EXI 5,1,91,78,86 3,,84,22 Eunotia exgracilis EUNO EXG 5,3,,,,,, Eunotia faba EUNO FAB 5,1,,,,,, Eunotia iatriensis EUNO IAT 5,3,,,,,, Eunotia incisa EUNO INC 5,1 1,6 1,43, 4,73 1,53 1,51 Eunoitia microcephala EUNO MIC 4,9,,,,,, Eunotia minutissima EUNO MIN 5,3,,,,,, Eunotia monodon v. bidens,15, 8,8,,, Eunotia naegelii EUNO NAE 5,,,34 1,89,42,86 Eunotia paludosa EUNP PAL 5,1,,,,,, Eunotia pectinalis EUNO PEC 5,5,,,,,, Eunotia pectinalis v. minor EU PE;MI 5,4,91,65,17,,, Eunotia rhomboidea EUNO RHO 5,1,3,52 1,37,,28,43 Eunotia spp. EUNOTIAZ,6,13 2,6,32,,32 Eunotia tenella EUNO TEN 5,2,,,,,, Eunotia triodon EUNO TRO 5,1,,,,,, Eunotia vanheurckii EUNO FAB 5,1,,,86,,14, Eunotia vanheurckii v. l EU VA:L 5,2,,,,,, Fragilaria brevistriata var. brev. FRAG BRE,,,,,, Fragilaria capucina FRAG CAP,,,,,, Fragilaria capucina v. rumpens SYNE RUM 6,4 13,75 2,96 7,73, 4,32 1,51 Fragialria exigua,15,,,,, Fragilaria nana FRAG NAN 6,2,,,,,, Fragilaria oldenburgiana FRAG OLD 4,7,,,,,, Fragilaria spp. FRAGILAZ,,,17,,,11 Frustulia rhomboides v. r. FR RH;SA 5,1,3,26 3,44 1,1,,11 Frustulia rhomboides v. saxonica FRUS RHO 5,2,15,52,17,32,28, Frustulia rhoomboides v. viridula FR RH;VI 5,3,15,,,,, Gomphonema acuminatum v. acum. GOMP ACU 6,2,,,,,, Gomphonema gracile GOMP GRA 5,8 1,21 1,4,,,, Gomphonema spp. GOMPHONZ 6 1,66,26,,,, 49

89 Vedlegg D2. forts. BIN LAV FLA LAN LAN(ned) STO Rubin ph-opt. % % % % % % Meridion circulare v. constrictum ME CI;CO,,13,,,, Navicula angusta NAVI ANG 5,6,3,13,,,28,22 Navicula bremensis NAVI BRE 5,,,,,, Navicula cf. digitulus NAVI DIG 6,15,13,,32,, Navicula cumbriensis NAVI CUM 4,9,,,,,, Navicula cryptocephala NAVI CTR 6,6,15,52,34,63,84,22 Navicula hoefleri NAVI SUT 4,9,,,,,14,22 Navicula leptostriata NAVI KRA 5,1,,,,,, Navicula mediocris NAVI MED 5,4,,,,,, Navicula radiosa v. radiosa NAVI RAD 6,2,,,,,, Navicula spp. NAVICULAZ,15,,,,, Neidium alpinum NEID ALP,15,,,,, Nitzschia gracilis NITZ GRA 5,9,,,,,, Nitzschia perminuta NITZ PER 5,7,,,,,, Nitzschia spp. NITZSCHZ,91,,34,,28, Peronia fibula PERO FIB 5,3 2,42,26 4,12 2,68,28,43 Pinnularia biceps PINN BIC 5,2,,,,,14, Pinnularia caudata PINN CAU,,,,,, Pinnularia subcapitata PINN SUB 5,,,,,, Pinnularia viridis PINN VIR 5,5,,,,,, Pinnularia spp. PINNULAZ,,26,,,14, Semiorbis hemicyclus SEMI HEM 4,8,,,,,, Stauroneis anceps f. gracilis,,13,,,28, Stenopterobia curvula 5,3,,,,16,, Surirella spp. SURIRELZ,,,,32,, Tabellaria flocculosa TABE FLO 5,4, 42,19 51,89 73,19 65,27 84,65 Tabellaria flocculosa (agg.) TABE AGG 6,1 47,13,,69,,, Tabellaria quadriseptata TABE QUA 4,9,,,,,84, Unknown UIDE PEN,6 1,43 1,37,32,,54 Totalt

90 Espedalselva Koordinator: Ann Kristin L. Schartau, Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 1 Områdebeskrivelse 1.1 Nøkkeldata Vassdragsnr: 3 Fylke, kommuner: Rogaland fylke, Forsand og Gjesdal kommuner Areal, nedbørfelt: 138 km2 Regulering: Øvre deler av Fossåna er overført til vassdrag i øst. Spesifikk avrenning: Mangler foreløpig Middelvannføring: Mangler foreløpig Kalket siden: Innsjøkalking fra juni Kalkdoser i hovedelva ved utløpet av Espedalsvatn og i sidevassdraget Vinddøla i drift fra våren/sommeren Anadrom strekning: ca. 11 km, endepunkt Lona 2 km Laks oppstrøms Espedalsvatn Sjøørret endepunkt Røssdalsvatn Espedalselva ligger i Forsand og Gjesdal kommuner i Rogaland. Vassdraget består av to grener, Vinddalen og Røssdalen/ Indredalen, som møtes ovenfor Espedalsvatnet, sentralt i hoveddalføret. Vinddøla drenerer den nordlige delen av feltet. Elva som følger Indredalen/Røssdalen drenerer størst areal. Flere vann i nordøst blir drenert via Fossåna. Øverst i Fossåna ligger Vassleia som opprinnelig var Espedalselvas største innsjø. Vannet er imidlertid demmet opp og overført østover. Espedalsvatn er således i dag nedbørfeltets største innsjø med et areal på ca. 1,7 km 2. Fra utløpet av Espedalsvatn renner hovedelva sørvestover, først i rolige partier, seinere også i stryk. Berggrunnen består hovedsakelig av ulike gneiser. Løsmassedekket er stedvis mektig, som f.eks. frontavsetningen som demmer opp Espedalsvatn. Både i Vinddalen og Røssdalen finnes også større løsmasseavsetninger. Bebyggelsen går inn til østenden av Espedalsvatn. Nedre deler av Røssdalen er sterkt preget av sauebeiting. Et stort myrområde i Vinddalen er oppdyrket. Totalt er det ca. 3 5 da jordbruksareal i drift i nedslagsfeltet (NOU 1991). Figur 1.1 Espedalselva med deler av nedbørfeltet. 267

91 1.2 Kalkingsstrategi 1.5 Stasjonsoversikt Bakgrunn for kalking: Vannkvalitetsmål: Biologisk mål: Kalkingstrategi: Laksestammen er truet. I smoltifiseringsperioden: ph 6,2 (15. feb. 31. mars), ph 6.4 (1. april 31. mai). Resten av året ph 6,. Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. 11 vatn i nedbørfeltet kalket i juni Ytterligere 3 vatn kalket sommeren Kalkdoserer i hovedelva ved utløpet av Espedalsvatn samt en enkel kalkdoserer i sidevassdraget Vinddøla i drift fra våren/sommeren Kalking 24 I 24 ble det fylt på totalt 36 tonn fint kalksteinsmel (98 % CaCo 3 ) ved kalkdoseringsanleggene i Vinddøla og ved Løland, fordelt med hhv. 19 og 197 tonn. I tillegg ble det fordelt 11 tonn og 53,5 tonn biokalk i hhv innsjøer og tilløpsbekker. Til sammenligning ble det tilført totalt 364 tonn fint kalksteinsmel (98 % CaCo 3 ) ved kalkdoseringsanleggene samt 113 tonn VK3 kalk i innsjøer i Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon ved Maudal (figur 1.2): Årsnedbør 24: 3263 mm Normalt: 2818 mm % av normalen: 13 mm nedbør Norm Espedal, Maudal JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.3. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemiske og biologiske undersøkelser i Espedalselva i 24. Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon ved Maudal og normal månedsnedbør for perioden (data fra DNMI 25). Det finnes ingen vannføringsmålinger fra Espedalselva. 268

92 2 Vannkjemi Forfattere: Randi Saksgård og Ann Kristin Lien Schartau Medarbeidere: Syverin Lierhagen Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2.1 Innledning Espedalselva har vært inkludert i DN/NINAs program for vannkjemisk overvåking av norske vassdrag ( Elveserien ) i perioden og I 1995 startet kalkingen i vassdraget, og overvåkingen ble videreført som en del av den nasjonale kalkingsovervåkingen. Det vannkjemiske programmet har i hele perioden fra 1972 inkludert en målestasjon i vassdragets utløp (nåværende lokalitet 5, Espedalselva ved Helle) og omfattet fra 1995 totalt fem stasjoner. Stasjonsnettet ble endret i mars 1999 i forbindelse med at driften av kalkdoseringsanleggene ble skilt ut. Lokalitet 2 ble tatt ut, mens en ny lokalitet, 1a, som ligger i Vinddøla ovenfor kalkdoseringsanlegget, ble inkludert i overvåkingsprogrammet. Sistnevnte er referansestasjon i forhold til den fullkalkede delen av vassdraget men lok. 1a kan være noe påvirket av landbrukskalking. Overvåkingen av vannkjemien i 24 har omfattet 6 stasjoner (figur 1.3). En ny stasjon ble opprettet ved utløpet av Røssdalsvatn (Lok. 6) i 24 med prøvetaking kun i perioden mai-juni (totalt 5 prøver). 2.2 Resultater og diskusjon Vannkjemisk måloppnåelse Vannkvalitetsmålet er nådd for den delen av vassdraget som ligger nedstrøms kalkdosereren ved Løland. 65 % av ph-verdiene var imidlertid over ph-målet pluss,3 ph-enheter. Oppstrøms denne kalkdosereren er vannkvaliteten noe ustabil, og ph er, i smoltifiseringsperioden, lav i forhold til målet. I perioden februar-mai var 21 % av ph-verdiene under ph-målet minus,1 ph-enheter, og flere verdier var marginale i forhold til vannkvalitetsmålet. I forhold til ph-målet pluss,3 ph-enheter var 16 % av de målte verdiene over dette, hele året sett under ett. I mai 24 ble det tatt ukentlige prøver ved denne stasjonen (Lok. 3), og tre av fire prøver lå mer enn,1 ph-enheter under målet. Det er fortsatt dype fall i ph nedenfor kalkdoseringsanlegget i Vinddøla, spesielt på høsten. Det var problemer med dosereren i denne perioden ved at kalken klumpet seg og tettet utløpet. Vannkvaliteten var forholdsvis god både oppstrøms og nedstrøms dosereren hele våren, med enkelte unntak oppstrøms. Det ble opprettet en ny stasjon ved utløpet av Røssdalsvatn i 24. Her ble det tatt ukentlige prøver i mai og begynnelsen av juni, totalt 5 prøver. Tre av fire prøver i mai lå mer enn,1 ph-enheter under vannkvalitetsmålet. Dersom man ønsker en mer stabilt god vannkvalitet i Vinddøla og i Espedalselva mellom samløpet med Vinddøla og kalkdosereren ved Løland må man sikre en jevn drift av kalkdosereren i Vinddøla. Vannkvaliteten i 24 Nederst i vassdraget (Lok. 5) varierte ph i 24 mellom 6,3 og 6,9 med et gjennomsnitt på 6,6, og var fra prøvetakingen startet i mai og ut året i overkant av det som er vannkvalitetsmålet for vassdraget (figur 2.1). Mengde kalsium varierte mellom,8 og 1,9 mg/l. Konsentrasjonen av Tot-Al varierte mellom 36 og 69 mg/l, med et gjennomsnitt på 51 mg/l. Konsentrasjonen av Um- Al var mindre enn 6 µg/l under hele prøvetakingsperioden på målestasjonen ved Helle. På Lok. 1a, Vinddøla oppstrøms kalkdoserer, varierte ph mellom 5,1 og 7, med et gjennomsnitt på 6, (figur 2.1). ph var lavest i september, men lave ph-verdier ble også registrert i juni (5,7) og i april (5,5). Nedstrøms dosereren ble det målt lave ph-verdier i store deler av september (5,3-6,1) samt ved et tilfelle i desember (5,6). Sammenlignet med forrige overvåkingsperiode (22) var vannkvaliteten både oppstrøms og nedstrøms kalkdoserer i Vinddøla bedre i smoltifiseringsperioden, men dårligere i september. De lave ph-verdiene på høsten kan ha sammenheng med store nedbørsmengder; fra august frem til og med desember var til dels mye nedbør sammenlignet med normalen (figur 1.2). De største fallene i ph sammenfaller godt med mye nedbør på en eller flere dager før prøvetaking. Det ser ut til at i perioder med relativt liten vannføring, som f.eks. i januar og februar 24, er ph i Vinddøla oppstrøms kalkdoserer relativt høy, noe som tyder på en viss bufferevne. Mengden av kalsium var oppstrøms doserer sjelden over 1, mg/l, mens det nedstrøms ble målt mellom,4 og 1,9 mg/l (vedlegg A.1). Konsentrasjonene av total aluminium i Vinddøla var generelt høyere enn tilsvarende målinger fra nederste målestasjon (Lok. 5) mens innholdet av labilt aluminium (Um-Al) var stort sett <6 µg/l (vedlegg A.1). I 2 ble det målt høye verdier av Um-Al i januar og februar (hhv. 82 og 87 µg/l). Det ble imidlertid ikke tatt prøver i denne perioden i 24. Oppstrøms doserer ved Løland var ph-verdiene som forventet en god del lavere i første halvdel av året (figur 2.1). I mai og begynnelsen av juni ble det tatt ekstra ukentlige vannprøver ved ph ph 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, 7,2 7, 6,8 6,6 6,4 6,2 6, Espedalselva v/kalkdoserer i Vinddøla Nedstrøms (st. 1) Oppstrøms (st. 1a) jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des 24 Espedalselva kalkdoserer v/løland Oppstrøms (st. 3) Nedstrøms (st.4) Helle (st. 5) 5,8 jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des 24 Figur 2.1. Variasjon i ph ovenfor og nedenfor kalkdoseringsanleggene i Vinddøla (Lok. 1a og 1) og ved Løland (Lok. 3 og 4) i Espedalselva, Rogaland, i 24. ph i Espedalselva v/helle (Lok. 5) er også vist. Det vannkjemiske målet for vassdraget er vist med heltrukne linjer. Merk: ulik skala på y-aksen. 269

93 Lok. 3. Disse ble tatt på datoer innimellom vannkjemikontrollens prøvedatoer. Tre av fire prøver i mai hadde ph-verdier som var under vannkvalitetsmålet, og de lå inntil,3 ph-enheter lavere enn det vannkjemikontrollens målinger viste. Nedstrøms kalkdoserer (Lok. 4) lå ph i overkant av vannkvalitetsmålet gjennom hele året (figur 2.1). I motsetning til i Vinddøla var det ingen kraftige fall i ph på Lok. 4, og overvåkingsresultatene tyder på at dosereren v/løland fungerer tilfredsstillende. Årsgjennomsnittet for kalsium ved Lok. 3 og 4 var hhv.,9 og 1,8 mg/l (vedlegg A.1). ph 7, 6,5 6, 5,5 5, Espedalselva v/helle (Lok. 5) I 24 ble det tatt ukentlige vannprøver i mai og begynnelsen av juni ved utløpet av Røssdalsvatn (Lok. 6). Lokaliteten er påvirket av innsjøkalking. Gjennomsnittlig ph var i denne perioden 6,21, og tre av fire prøver i mai var under vannkvalitetsmålet (vedlegg A.1). Nivået var også lavere enn oppstrøms kalkdosereren i Vinddøla og ved Løland i denne perioden. Mengde kalsium varierte mellom,6 og 2, mg/l. Innholdet av ulike aluminiumsfraksjoner var lavt. Innholdet av organisk karbon (TOC), nitrogen (tot-n) og fosfor (tot-p) viser at Espedalselva er et næringsfattig vassdrag, og moderat påvirket av humus (vedlegg A.1). TOC varierte mellom,9 og 2,8 mg C/l på Lok. 1a og var noe lavere nederst i vassdraget, mellom,9 og 1,4 mg C/l. Gjennomsnittet for tot-n i perioden mai-desember på stasjonene 1a og 5 var hhv. 158 og 25 µg/l, mens tot-p hadde et gjennomsnitt på 1,3 µg/l ved begge stasjonene. Langtidstrender Espedalselva har gjennomgått store vannkvalitetsendringer. På Lok. 5 (Espedalselva v/helle) har ph periodevis vært svært lav, f.eks. i 1979, 1983 og 199 (figur 2.2). Dataene indikerer imidlertid at det har vært en gradvis forbedring i vannkvaliteten etter at man startet kalking av vassdraget i Målinger av konsentrasjonen av totalt syrereaktivt aluminium (Tr-Al)/Tot -Al startet i 1987 og i de første årene ble det målt verdier opptil 15 µg/l. Målingene for perioden viser sjeldent verdier over 1 µg/l, og ligger på et forholdsvis stabilt og lavt nivå (figur 2.3, vedlegg A.1 ). Konsentrasjonen av uorganisk monomert aluminium (Um-Al) har stort sett vært < 6 µg/l i undersøkelsesperioden. Figur 2.2. ph på stasjon 5, Espedalselva v/helle, i perioden I , 21 og 23 ble det ikke tatt vannprøver. Pil angir tidspunkt for første større innsjøkalking i vassdraget Espedalselva v/helle (Lok. 5) Tr-Al Um-Al Figur 2.3. Konsentrasjonen av totalt syrereaktivt aluminium (Tr-Al) og uorganisk monomert aluminium (Um-Al) i Espedalselva ved Helle (Lok. 5), i perioden (Um-Al fra 1995). Merk: i noen år har det vært foretatt svært få målinger av Tr-Al, dette gjelder årene 1987, 199 og Data for Tr-Al er fra og med 2 målt som totalt aluminium (Tot- Al)

94 3 Fisk Forfattere: Bjørn Mejdell Larsen 1, Hans Mack Berger 1, Einar Kleiven 2, Agnar Kvellestad 3 og Espen Aarnes 1 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 3 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 3.1 Innledning Espedalselva ble nevnt i forsuringssammenheng allerede i begynnelsen av 192-årene (Huitfeldt-Kaas 1922), og fangstene av laks og sjøørret var lave fra slutten av 18-tallet og fram til 195-årene. Det ble gjennomført ungfiskundersøkelser i Espedalselva i perioden i forbindelse med overvåking av fisk og forsuring i Rogaland (Persson 1993, Helgøy & Enge 1995, Helgøy 1999). I forbindelse med kalkingstiltakene i Espedalselva startet NINA en overvåking av ungfiskbestandene av laks og ørret i 1995 (Larsen 1998). Dette er videreført etter samme opplegg i årene og 22-24, men med en reduksjon i antall stasjoner fra 22. I 21 ble vassdraget tatt ut av den ordinære overvåkingen, men et redusert fiske ble likevel gjennomført av Fylkesmannen i Rogaland (Helgøy et al. 22). 3.2 Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 8 stasjoner i lakseførende del av vassdraget i september 24 (figur 1.3). Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på alle stasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B.1-B.2 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Det er funnet laksyngel på alle stasjonene i Espedalselva i de fire siste årene (21-24, vedlegg B.2). Laksyngel manglet på enkelte av stasjonene i øvre del av vassdraget tidligere. Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel var 35 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var en nedgang i antall laksyngel sammenlignet med året før, men nær det samme som i 21 og 22 (figur 3.1). Selv om tettheten av laksyngel har variert betydelig mellom år etter kalking er det en klart positiv utvikling for perioden fra 1992 til 24 sett under ett (lineær trendlinje: y = 3,2x + 3,5; R 2 =,55). Tettheten av laksyngel varierte mellom 1 og 86 individer pr. 1 m 2 på de enkelte stasjonene i 24. Det var størst økning i tetthet av laksyngel på stasjonene ovenfor Espedalslvatnet, og nedgangen kom i første rekke på strekningen mellom Løland og Eikjeland sammenlignet med tidligere år (figur 3.2). Det har vært satt ut mellom 2. og 95. laksyngel hvert år i Espedalselva fra 1995 (tabell 3.1). Det meste av yngelen er satt ut nedenfor Espedalsvatnet, og i 24 ble bare 2 % av all yngel satt ut ovenfor vatnet. Det er imidlertid usikkert hvor stor andel av den beregnede tettheten av laksyngel som er naturlig produsert og hvor stor andel som stammer fra utsettingene. Det er ikke funnet noen sammenheng mellom størrelsen på utsettingene og antall laksyngel som er fanget ved elfiske i august samme år (Larsen et al. 24). Det er derimot funnet en sammenheng mellom fangstutbyttet av laks i og tetthet av laksyngel året etter ( ) i Espedalselva (Larsen et al. 24). Men utsettingene av laksyngel har i varierende grad bidratt til den beregnede tettheten av yngel, og gjør at sammenhengen mellom fangstutbytte og yngeltetthet blir noe lavere enn forventet. Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 8 ørretunger på stasjon 8. Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. Figur 3.1. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Espedalselva i Data fra 1992: Persson (1993), 1993: Helgøy (1999), 1994: Helgøy & Enge (1995) og 21: Helgøy et al. (22). 271

95 Tabell 3.1. Oversikt over utsettinger av plommesekkyngel i Espedalselva i perioden År Antall laksyngel Antall laks Antall laks Annet satt ut satt ut nedenfor satt ut ovenfor Espedalsvatn Espedalsvatn i Espedalsvatnet og 5 i Vindøla i Espedalslvatnet 15 Espedalselva laks (N = 638) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) 1 Andel, % Lengde, mm Figur Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Espedalselva i begynnelsen av september 24. gitt en signifikant økning i tettheten av eldre laksunger i perioden (lineær trendlinje: y = 2,4x -,9; R 2 =,75). Det er ikke noe klart skille mellom årene før og etter kalking. Det startet en positiv utvikling i vassdraget før kalkingstiltaket kom i gang, men trenden forsterket seg i forbindelse med kalkingen. Tettheten av eldre laksunger har variert noe mellom år avhengig av mengden årsyngel året før, men de store årlige variasjonene som vi ser hos laksyngelen er flatet ut. Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Espedalselva i Stasjon 1-3: Lona-Espedalsvatn, stasjon 4-7: Espedalsvatn-Byrkjeland og stasjon 8-11: Byrkjeland- Helle. Data fra 21: Helgøy et al. (22). Det er funnet eldre laksunger på alle stasjonene i Espedalselva i sju av de ti årene som er undersøkt fra og med Tettheten av eldre laksunger økte betydelig i 24, og det var i gjennomsnitt 45 individer pr. 1 m 2. Dette er den høyeste tettheten av eldre laksunger som er funnet i vassdraget noen gang (figur 3.1). Det var åtte ganger flere eldre laksunger i Espedalselva i 24 sammenlignet med begynnelsen av 199-tallet. Dette har Det er påvist metallakkumulering, men bare i sparsomme mengder hos eldre laksunger i sju av ni år i perioden (tabell 3.2), og det er antatt at dette er et uttrykk for at fisken i perioder har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). Det er bare i 22 og 24 at det ikke er funnet metallakkumulering hos noen av laksungene. Mer overraskende var det at én laksunge også hadde antydning til metallakkumulering på gjelleoverflaten i 23. Laksungene varierte i størrelse fra 33 til 133 mm i begynnelsen av september 24 (figur 3.3). Årsyngelen var gjennomsnittlig 45 mm (tabell 3.3). Det var bedre vekst i de tre første årene etter kalking enn det var før kalking. De siste årene har veksten avtatt noe igjen, men er fortsatt bedre enn i Det er bare små vekstforskjeller innad i vassdraget. 272

96 Tabell 3.2. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Espedalselva i og ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. = ikke påvist, 1 = sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. Det er ikke funnet ASA-positivt materiale på gjelleoverflaten verken til laks eller ørret i Espedalselva i disse årene. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+int., % Art År Stasjon N Laks Ørret , , Tabell 3.3.Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Espedalselva september 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N 1-3 Lona-Espedalsvatn 45± ± Espedalsvatn-Byrkjeland 42±4 53 6± Byrkjeland-Helle 46± Espedalselva anadrom 45± ±8 26 del samlet Lengden av ettårige laksunger var 71 mm i 24 (tabell 3.4). Veksten var dårligere i 2-24 enn den var i 1998 og Dette henger sammen med god vekst hos laksyngelen rett etter kalking og liten konkurranse mellom individene i de første årene. Dette gjaldt også de toårige laksungene som var 1-15 mm mindre nå enn tidligere. Dette gjør at laksungene ikke lenger vil bli store nok til å vandre ut som toårig smolt. Flertallet av laksungene må derfor stå tre år på elva før utvandring, og enkelte fireårig smolt vil også forekomme. Andelen treårige laksunger har økt, og det er aldersbestemt fire- og femårige individer også. Fordelingen i 24 mellom ett-, to- og treårige laksunger var henholdsvis 49, 41 og 1 %. Ørret Det har vært en svak nedgang i tettheten av ørretyngel i Espedalselva etter 2, men tettheten var like lav eller om lag den samme også i enkelte av årene på 199-tallet (figur 3.1). De store årlige variasjonene gjør at det ikke er noen signifikant endring i tettheten av ørretyngel i årene , selv om tendensen er negativ i perioden. Det ble fanget ørretyngel på bare fem av de åtte stasjonene i 24, og det var bare mellom ett og fire individer på tre av stasjonene som hadde ørretyngel. Tettheten var størst ved utløpet av Vindøla (ovenfor Espedalsvatn) med 13 individer pr. 1 m 2 (vedlegg B.1). Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger ble beregnet til henholdsvis 5 og 4 individer pr. 1 m 2 (figur 3.1). Eldre ørretunger ble fanget på sju av stasjonene i 24, men i lave tettheter på seks av disse stasjonene. Høyest tetthet var det på stasjon 3 like ovenfor Espedalsvatnet (2 individer pr. 1 m 2 ). Det har vært en jevn nedgang i tettheten av eldre ørretunger i løpet av årene (lineær trendlinje: y = -,3x + 7,3; R 2 =,57). Selv om det er antatt at all metallakkumulering i gjelleepitelet er et uttrykk for at fisken har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet er det bare påvist sparsomme mengder hos ørret i Espedalselva, og bare i enkelte år, og det er usikkert om det har hatt noen innvirkning på fisken. Det er ingen klar tendens over tid, men i 1996, 1999 og 22 ble det ikke påvist metallakkumulering hos noen av de undersøkte individene (tabell 3.2). Det var lavere metallakkumulering hos ørret enn hos laks i alle årene. Ørretungene varierte i størrelse fra 41 til 29 mm i begynnelsen av september 24 (figur 3.4). Årsyngelen var gjennomsnittlig 52 mm (tabell 3.3), som var noe bedre enn de siste årene selv om vi tar hensyn til at det ble fisket litt senere på høsten i

97 Tabell 3.4. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Espedalselva i og Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks* ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±4 77 7± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±7 1 Ørret** ± ± ± ± ±7 4 93± ± ± ±6 4 9± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±32 4 * Tillegg 22: 4+: 134 mm (N=1), 5+: 144 mm (N=1); 23: 4+: 12±3 mm (N=3) ** Tillegg 1998: 4+: 2 mm (N=1); 1999: 4+: 23±26 mm (N=3) og 5+: 223±11 mm (N=2); 22: 4+: 184 mm (N=1); 24: 4+: 196 mm (N=1) Veksten var dårligst i 1995, og det har vært en generell bedring i veksten etter at kalkingen startet i vassdraget. Det er enkelte år betydelige vekstforskjeller innad i vassdraget, og det kan skille opptil 13 mm mellom området ovenfor Espedalsvatn og nedre del av elva ved Helle. Lengden av ettårige ørretunger var 92 mm i 24, og gjennomsnittslengden har gått noe ned siden 1998 (tabell 3.4). Veksten er moderat i Espedalselva, og bare enkelte ørret vil være store nok til å vandre ut som toårig smolt; og bare ørret fra midtre og nedre deler av vassdraget. Treårig smolt vil derfor dominere i Espedalselva. Fordelingen mellom 1+, 2+, 3+ og 4+ ørret var henholdsvis 61, 27, 9 og 2 % i 24. Tidligere år er det også aldersbestemt femårige individer Fangststatistikk I perioden har de årlige fangstene av laks i Espedalselva variert fra noen titalls kilo til ca 5 kg; med unntak av 1988 da fangsten av laks ble oppgitt til 1,5 tonn (figur 3.5). Etter at kalkingen kom i gang i 1995, og vannkvaliteten bedret seg, har det vært en økning i tettheten av laksunger i vassdraget. Fra 1998 har det også vært en økning i fangsten av laks i Espedalselva som kan ses i sammenheng med dette. I 2-24 ble det fisket mellom 1,6 og 2 tonn laks. Oppgitt fangst av sjøørret har vært mindre enn 3 kg i alle år, og fangsten var bare 96 kg i 24. Andre arter I tillegg til laks og ørret er det bare fanget ål i Espedalselva. I 24 ble 15 individer observert på fem av de åtte stasjonene i vassdraget. Det var ål også ovenfor Espedalsvatnet. 15 Espedalselva ørret (N = 69) 25 2 Espedalselva Laks Sjøørret Andel, % 1 5 Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) Fangst, kg Lengde, mm Figur 3.4. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Espedalselva i begynnelsen av september Figur 3.5. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Espedalselva i perioden (Norges Offisielle Statistikk). Figuren viser at rapporteringen har vært mangelfull både i perioder og enkeltår. Om dette skyldes manglende fangster er uvisst. År 274

98 4 Bunndyr Forfatter: Arne Fjellheim LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Allégt. 41, 57 Bergen 4.1 Innledning Bunndyrovervåkingen i Espedalselva ble startet våren Det er valgt ut 1 stasjoner som skal overvåkes annet hvert år, vår og høst. (figur 1.3). Stasjonsnettet er nærmere beskrevet av Fjellheim & Raddum (1999). Fem av stasjonene er ukalkete referansestasjoner, resten er kalket. En av referansestasjonene ligger i Vinddøla oppstrøms kalkdosereren, de øvrige ligger i ukalkete sidebekker. Hensikten med undersøkelsene er å overvåke utviklingen av bunndyrsamfunnene i vassdraget med hensyn på forsuringsskade og biologisk mangfold. En sammenligning med data fra Espedalselva i forbindelse med Verneplan 4 i august 1989 (Raddum & Fjellheim 199) viser at vassdraget den gang hadde lavere artsmangfold. Det ble i 1989 registrert 1 døgnflueart, 9 steinfluearter, og 7 arter/slekter av vårfluer på 13 bunndyrstasjoner. Innslaget av forsuringssensitive dyr var også lavere og gjennomsnitts forsuringsindeks (indeks 1) for alle stasjonene var,54 mot,9 i 24. Selv om stasjonsnettet var noe forskjellig, er det sannsynlig at bunndyrsamfunnene i vassdraget er mindre forsuringsskadet nå sammenlignet med Kalkingen av vassdraget er hovedårsaken til denne bedringen. Overvåking av andre kalkete vassdrag i Rogaland viser at det på sikt skjer en betydelig bedring av mangfoldet av bunndyrarter (Fjellheim & Raddum 1995). Vi forventer derfor at kalkingen av Espedalselva vil gi respons i form av økt artsdiversitet av sensitive bunndyr i de kommende år. 4.2 Materiale og metoder Det ble benyttet kvalitativ innsamlingsmetodikk (kick method, Frost et al. 1971). Prøvene ble tatt med en hov, maskevidde 25 µm, konservert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av materialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum, 199, Lien et al. 1991). Forsuringsindeksene er beregnet etter Fjellheim & Raddum (199) og Raddum (1999). Verdien 1 viser et bunndyrsamfunn som ikke er forsuringsskadet, mens verdien viser et sterkt skadet samfunn. Behandlingsprosedyrer og database er forøvrig felles med det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. 4.3 Resultater og diskusjon Forsuringsindeks Forsuringsindeks 1,,8,6,4,2, 1,,8,6,4,2, Espedal, Indeks 1 Kalket Referanse V 98 H 98 V H V 2 H 2 V 4 H 4 Espedal, Indeks 2 Kalket Referanse V 98 H 98 V H V 2 H 2 V 4 H 4 Det ble registrert 3 døgnfluearter, 13 steinfluearter, og 11 arter/ slekter av vårfluer i Espedalselva i 24 (vedlegg C1 og C2). Bunndyrmangfoldet var noe større enn det som ble registrert i 22 (Fjellheim 23). Elleve av de registrerte arter/grupper av bunndyr er sensitive overfor forsuring (Fjellheim & Raddum 199). Figur 4.1. Gjennomsnittlig forsuringsindeks for stasjonene i Espedalselva i perioden I 24 var skadene på bunndyrsamfunnene små i de kalkete delene av vassdraget, slik tilfellet også har vært i de foregående år (figur 4.1). Referansestasjonene hadde noe lavere indeksverdier. Av figur 4.1 framgår at indeks 2 verdiene var mer ustabile og noe lavere enn i 22. Dette viser at vannkvaliteten tidvis er så dårlig at det oppstår subletale effekter på bestandene av de mest sensitive bunndyrene. I Vinddøla oppstrøms kalkdosereren ble registrert ett individ av slekten Baetis våren 24. Dette er den første registreringen av sterkt sensitive bunndyr i dette segmentet av vassdraget gjennom den perioden overvåkingen har pågått. Det biologiske mangfoldet i referansestasjonene er økende, men det blir fremdeles registrert et betydelig høyere antall sensitive bunndyr i de lokalitetene som blir kalket. 275

99 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Det har vært en gradvis positiv utvikling i vannkjemien i Espedalselva etter at kalkingen startet i Målingene fra nedstrøms kalkdoserer ved Løland viser at 65 % av ph-verdiene var over ph-målet pluss,3 ph-enheter. Det ble ikke tatt vannprøver i perioden januar-april ved stasjonen på Helle, men alle målingene av ph for de siste 8 månedene i 24 var i overkant av vannkvalitetsmålet for vassdraget. I de øverste delene av elva er vannkvaliteten fortsatt ustabil. Ved utløpet av Espedalsvatn lå 21 % av ph-verdiene under ph-målet minus,1 ph-enheter i perioden februar-mai. Vannkvaliteten på referansestasjonen oppstrøms kalking i Vinddøla varierer mye gjennom året, og det er fortsatt dype fall i ph nedenfor kalkdoseringsanlegget i Vinddøla. Sammenlignet med forrige overvåkingsperiode (22) var vannkvaliteten bedre i april, men dårligere i september. Målinger av ph fra utløpet av Røssdalsvatn i mai viste noe lavere verdier i forhold til målingene oppstrøms begge dosererne i samme periode. Fisk Selv om det er antatt at all metallakkumulering i gjelleepitelet er et uttrykk for at fisken har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet er det bare påvist sparsomme mengder hos laks og ørret i Espedalselva, og det er usikkert om det har hatt noen innvirkning på fisken. Det var lavest metallakkumulering hos ørret i alle årene. Det er funnet laksyngel på alle stasjonene i Espedalselva i de fire siste årene (21-24). Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel var 35 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var en nedgang i antall laksyngel sammenlignet med året før, men nær det samme som i 21 og 22. Selv om tettheten av laksyngel har variert betydelig mellom år etter kalking er det likevel en klart positiv utvikling for perioden fra 1992 til 24 sett under ett. Det er funnet eldre laksunger på alle stasjonene i Espedalselva i sju av de ti årene som er undersøkt fra og med Tettheten av eldre laksunger økte betydelig i 24, og det var i gjennomsnitt 45 individer pr. 1 m 2. Det var åtte ganger flere eldre laksunger i Espedalselva i 24 sammenlignet med begynnelsen av 199-tallet. Bunndyr I 24 var skadene på bunndyrsamfunnene små i de kalkete delene av Espedalselva. Referansestasjonene hadde noe lavere indeksverdier, men også her er det biologiske mangfoldet økende. Indeks 2 verdiene var mer ustabile og noe lavere enn i 22. Dette viser at vannkvaliteten tidvis er så dårlig at det oppstår subletale effekter på bestandene av de mest sensitive bunndyrene. En sammenligning med data fra undersøkelsene i forbindelse med Verneplan 4 i 1989 viser at vassdraget den gang hadde lavere artsmangfold. Selv om stasjonsnettet var noe forskjellig, er det sannsynlig at forsuringsskadene på bunndyrsamfunnene er redusert i løpet av denne perioden og at kalkingen av vassdraget er hovedårsaken til denne bedringen. Vi forventer at fortsatt kalking av Espedalselva vil gi respons i form av økt artsmangfold av sensitive bunndyr i de kommende år. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak Store variasjoner i ph nedenfor kalkdoseringsanlegget i Vinddøla skyldes at dosereren ikke er i drift store deler av vinterhalvåret. I 24 var det stans i kalkdosereren i deler av august og september. Dette skyltes at kalken klumpet seg og tettet utløpet. I perioder med store nedbørsmengder (september) tettet også innløpet seg. Dosereren i Vinddøla er et enkelt vanndrevet anlegg som vil ha en del driftsproblemer, og som ikke kan kalke i perioder med frost. Dette har imidlertid marginal effekt på vannkvaliteten i hovedelva nedstrøms Espedalsvatnet. I kalkingsstrategien for vassdraget er det lagt vekt på de vannkjemiske forholdene på strekningen fra Løland og ned. Med dagens kalkingsstrategi er det vanskelig å oppnå en mer stabilt god vannkvalitet i Vinddøla og i Espedalselva mellom samløpet med Vinddøla og kalkdosereren ved Løland. For å oppnå en bedre vannkvalitet i øvre del av lakseførende strekning bør man vurdere å flytte kalkdosereren i Vinddøla til rett oppstrøms samløpet med Espedalselva. Utlegging av skjellsand i øvre deler av Vinddøla kan i tillegg være et aktuelt tiltak. Re-kalking av lokaliteter oppstrøms Røssdalsvatn bør også vurderes. Ut fra den gode vannkvaliteten i hovedelva, fra Løland og ned, bør man vurdere å redusere kalkdosene eller stanse kalkdosereren ved Løland helt eller delvis i de siste seks månedene av året. Det har vært en svak nedgang i tettheten av ørretyngel i Espedalselva etter 2, men tettheten var like lav eller om lag den samme også i enkelte av årene på 199-tallet. De store årlige variasjonene gjør at det ikke er noen signifikant endring i tettheten av ørretyngel i årene , selv om tendensen er negativ i perioden. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger var henholdsvis 5 og 4 individer pr. 1 m 2 i 24. Det har vært en jevn nedgang i tettheten av eldre ørretunger i løpet av årene

100 6 Referanser Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. - Hydrobiologia 173: DNMI 25. Nedbørhøyder for 24 fra meteorologisk stasjon Helleland, samt normalperioden Det norske meteorolgiske institutt, Oslo. Fjellheim, A: & Raddum, G. G. (199). Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. - The Science of the Total Environment, 96: Fjellheim, A. & Raddum, G. G Benthic animal response after liming of three south Norwegian rivers. - Water Air and Soil Pollution 85: Lien, L., Raddum, G. G. & Fjellheim, A Tålegrenser for overflatevann - Fisk og evertebrater II. Norsk Institutt for Vannforskning. Rapport nr. O Persson, U Tetthetsregistreringer av laks og aure i Rogalandsvassdrag, Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. - Miljø-rapport , 99 s. Raddum, G. G Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities and acidification indexes. In Raddum, G. G., Rosseland, B. O. & Bowman, J. (eds.) Workshop on biological assessment and monitoring; evaluation of models. ICP-Waters Report 5/99, pp.7-16, NIVA, Oslo. Raddum, G. G & Fjellheim, A Verneplan IV: Ferskvannsbiologisk vurdering av vassdrag i Rogaland. - Lab. for Ferskvannsøkologi og Innlandsfiske, Bergen. Rapport nr. 69. Fjellheim, A. & Raddum, G. G Overvåking av invertebrater i Espedalselva. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat , s Fjellheim, A. 23. Overvåking av bunndyr i Espedalselva. - Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 22. DN-Notat 23-3, s Frost, S., Huni, A. & Kershaw, W.E Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. - Can. J. Zool. 49: Helgøy, S Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. - Miljø-notat s. Helgøy, S. & Enge, E Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. - Miljø-notat , 74 s. Helgøy, S., Larsen, B.M. & Elnan, S.D. 22. Espedalselva. Fisk. - Fylkesmannen i Rogaland/NINA. Upublisert rapport 8 s. Huitfeldt-Kaas, H Om aarsaken til massedød av laks og ørret i Frafjordelven, Helleelven og Dirdalselven i Ryfylke høsten 192. Norsk Jæger Fiskefor. Tidsskrift (1/2): Kvellestad, A. & Larsen, B.M Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av overvaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. - NINA Fagrapport 36, 76 s. Larsen, B.M Espedalselva. 3 Fiskeundersøkelser. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat , s Larsen, B.M., Berger, H.M., Hårsaker, K., Kleiven, E., Kvellestad, A. & Simonsen, J.H. 24. Espedalselva. 3 Fisk. - Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 23. DN-notat 24-2:

101 Vedlegg A. Primærdata vannkjemi Espedalselva 24. Lok. 1a Vinddøla oppstrøms kalkdoserer (prøver analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC Tot-P Tot-N ANC µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µg/l µg/l µekv/l ,32 26,57,24 1,94,19 1,27 2, , ,15 1, ,68 53,9,46 2,67,23 1,66 3, , ,92 1, ,95 15,38,22 1,67,9 1,14 2,12 35, ,8 1, ,79 57,81,4 2,41,19 1,36 3,25 65,99 38 <6 <6 <6 33,92 1, ,63 42,69,35 2,11,17 1,44 3, , ,5 1, ,2 19,48,32 2,21,16 1,15 3,95 49, ,7 1, ,21 23,57,3 1,95,15 1,26 3,43 93, ,49, ,28 25,78,28 1,94,19 1,4 3,62 76, ,24 1, Snitt 6,27 32,65,32 2,11,17 1,29 3,25 85, ,46 1, St.avvik,29 16,18,8,31,4,19,56 35, ,61, Median 6,3 26,63,31 2,3,18 1,27 3,34 85, ,36 1, Min 5,95 15,38,22 1,67,9 1,4 2,12 35,55 38 <6 < ,5 3, Maks 6,79 57,9,46 2,67,23 1,66 3, , , 2,

102 Espedalselva 24. Lok. 1a Vinddøla oppstrøms kalkdoserer (analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,46 6,48, ,56 6,46, ,1 6,71 1, ,56 6,18, ,24 6,16, ,14 6,13, ,83 5,69, ,28 6,32, ,51 5,54, ,83 6,74, ,92 6,52, ,76 6,4, ,93 6,41, ,99 6,42, ,21 6,65, ,39 5,68, ,1 6,87, ,34 6,83, ,2 6,98 1, ,72 5,94, ,73 5,5, ,54 5,8, ,4 6,36, ,9 6,5, ,89 6,9, ,95 5,93,59 Snitt 2,12 5,96,63 St.avvik,41,46,24 Median 2,3 6,34,59 Min 1,39 5,8,29 Maks 3,1 6,98 1,25 Espedalselva 24. Lok. 1 Vinddøla nedstrøms kalkdoserer (analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,55 6,56, ,68 6,61, ,78 6,69 1, ,6 6,49, ,19 6,77 1, ,84 6,63 1, ,91 6,61 1, ,47 6,58 1, ,38 6,61 1, ,7 6,56 1, ,62 6,88 1, ,76 6,57 1, ,1 6,88 1, ,58 7,1 1, ,5 7,3 1, ,34 6,86 1, ,54 6,96 1, ,58 6,93 1, ,62 6,59 1, ,56 7,15 1, ,82 7,17 1, ,36 7,17 1, ,7 6,7, ,69 5,68, ,5 5,29, ,13 6,47, ,22 6,35, ,3 6,4, ,17 6,58 1, ,93 5,65, ,36 6,48 1,6 Snitt 2,41 6,28 1,16 St.avvik,42,43,44 Median 2,5 6,61 1,9 Min 1,62 5,29,4 Maks 3,36 7,17 1,95 279

103 Espedalselva 24. Lok. 3 Løland oppstrøms kalkdoserer (prøver analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC Tot-P Tot-N ANC µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µg/l µg/l µekv/l ,28 25, ,9 19,68 28 <6 <6 < ,3 13, < ,39 28, ,38 31, Snitt 6,21 23, < St.avvik,15 7, Median 6,28 25, Min 6,3 13,65 28 <6 < Maks 6,39 31,

104 Espedalselva 24. Lok. 3 Løland oppstrøms kalkdoserer (analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,21 6,2, ,14 6,21, ,77 6,1 1, ,11 6,17, ,12 6,11, ,16 6,17, ,61 6,5 1, ,19 6,27, ,2 6,3, ,2 6,33, ,29 6,34, ,96 6,15, ,14 6,3, ,2 6,34, ,16 6,33, ,27 6,41, ,13 6,37, ,1 6,46, ,2 6,55, ,5 6,77, ,8 6,61 1, ,1 6,71 1, ,17 5,97, ,3 6,18, ,34 6,5 1, ,9 6,23, ,7 6,27, ,5 6,27, ,8 6,6, ,81 6,15, ,87 6,1,76 Snitt 2,15 6,23,87 St.avvik,19,19,11 Median 2,13 6,27,85 Min 1,81 5,97,69 Maks 2,77 6,77 1,17 Espedalselva 24. Lok. 4 Løland nedstrøms kalkdoserer (analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,55 6,36 2, ,58 6,27 1, ,92 6,42 1, ,32 6,37 1, ,95 6,44 1, ,86 6,4 2, ,8 6,49 1, ,28 6,66 1, ,13 6,59 1, ,13 6,8 2, ,1 6,73 1, ,61 7,9 1, ,22 7,2 2, ,14 6,93 2, ,12 7,1 2, ,9 6,97 2, ,91 7,8 2, ,75 6,91 1, ,39 6,63 1, ,45 6,79 1, ,5 6,73 1, ,59 6,8 1, ,12 6,35 1, ,12 6,31, ,33 6,32 1, ,9 6,39 1, ,8 6,29 1, ,9 6,37 1, ,65 6,27 2, ,15 6,1, ,2 6,24 1,72 Snitt 2,91 6,5 1,75 St.avvik,45,29,41 Median 2,91 6,49 1,75 Min 2,12 6,1,97 Maks 3,86 7,9 2,44 281

105 Espedalselva 24. Lok. 5 Espedalselva ved Helle (prøver analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC Tot-P Tot-N ANC µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µg/l µg/l µekv/l , ,73,39 2,17,21 1,49 3,76 216, ,96 1, , ,87,43 2,37,23 1,63 3,4 228, < ,21 1, , ,19,34 2,3,18 1,43 3,22 186,82 41 <6 <6 <6 36 1,16 1, , ,23,37 2,3,21 1,41 3,6 199,86 39 <6 <6 <6 34,88, , ,11,35 1,91,2 1,48 3,11 22, ,43 1, ,48 42,93,34 2,5,23 1,45 3,51 173, ,4 1, ,51 41,97,35 2,8,19 1,46 3,68 184, ,18, ,3 27,77,3 1,83,2 1,23 2,91 123, ,28 2, Snitt 6,6 52 1,23,36 2,6,21 1,45 3,33 189, ,19 1, St.avvik,19 17,39,4,16,2,11,3 32, ,2, Median 6,7 5 1,15,35 2,4,21 1,45 3,31 193, ,2 1, Min 6,3 27,77,3 1,83,18 1,23 2,91 123,69 36 <6 <6 28,88, Maks 6, ,87,43 2,37,23 1,63 3,76 228, ,43 2,

106 Espedalselva 24. Lok. 6 Espedalselva utløp Røssdalsvatn (prøver analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC Tot-P Tot-N ANC µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µg/l µg/l µekv/l ,11 15, , , < ,23 25, ,18 16,64 21 <6 <6 < ,17 22,68 11 <6 <6 <6 9 Snitt 6,21 24, < St.avvik,11 1, Median 6,18 22, < Min 6,11 15,64 11 <6 <6 9 Maks 6, , <

107 Vedlegg B. Primærdata fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og ørret i Espedalselva Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Ørret Laks Ørret St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + >1+ Andre arter ,2 19,5 12,8 1,7 Ål ,3 14,7 7,6 2, Ål ,8 3,3 3,3 4,4 Ål ,9 31,2 2,3 2,2 Ål ,9 57,8 1, ,6 32,5 4, ,6 39,1 2, ,2 52,2 1, Ål ,5±4,9 44,8±1,7 4,8±5,1 4,4±,5 Gj.sn. 36,4±26,9 45,9±26,8 3,4±4,6 4,4±6,5 284

108 Vedlegg B2. Utbredelse og tetthet av laks og ørret i Espedalselva lakseførende del Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin et al. (1989). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavviket angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 8,1 (1,) 32,7 (1,6) 11,3 (6,6) 16,3 (2,) 37,8 (3,) 14,5 (2,) 35,1 (4,) Tetthet 2 9,9 (12,4) 36,1 (32,8) 8,8 (9,5) 17,6 (2,6) 43,4 (27,6) 17,4 (23,) 32,7 (25,4) Median 5,8 34, 6, 14,2 47,3 13,4 28,2 Min. tetthet 2,2 Maks. tetthet 34,7 94,6 3,2 74,6 13, 8,8 72,8 1 41, (4,) 41,7 (17,) 44,5 16, 66,7 1 64,1 (5,) 72,1 (43,2) 67,4 7,6 133,7 1 34,5 (4,9) 36,4 (26,9) 27,3 1,2 86,3 LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 11,6 (,9) 9, (,1) 15,6 (,6) 11,2 (,5) 12,8 (,7) 18,5 (1,6) 2,7 (1,4) Tetthet 2 13,7 (13,7) 1,4 (1,6) 16,2 (9,2) 11,6 (8,7) 14,9 (12,7) 2,3 (12,9) 21,4 (6,6) Median 12, 11,2 18,9 11,1 11,1 26,8 23,1 Min. tetthet 2,1 1, 1,8 13, Maks. tetthet 36,3 29,6 31,2 29, 42, 37, 29,6 1 26,4 (1,6) 27,4 (15,6) 22,4 12,2 56,5 1 21,4 (1,) 22,4 (6,6) 22,5 13,7 31,3 1 44,8 (1,7) 45,9 (26,8) 35,8 19,5 14,7 ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 4,2 (1,2) 5,5 (,9) 1,6 (,5) 3,6 (,3) 6,4 (,7) 7,5 (2,1) 4,8 (,4) Tetthet 2 4,1 (7,6) 5,4 (6,) 1,6 (1,6) 3,5 (3,8) 7,4 (1,9) 8,8 (18,3) 5,1 (5,7) Median 1,5 3,1,8 2,2 3, 2,9 5,9 Min. tetthet Maks. tetthet 25,4 15,2 4,4 1,6 36, 62,7 13,9 88 4,6 (,7) 4,6 (6,1) 1,2 17,8 75 3, (,3) 3,1 (4,7) 1,6 14,2 63 4,8 (5,1) 3,4 (4,6) 1,7 12,8 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 8,3 (,6) 6,5 (,8) 5,4 (,2) 4,4 (,3) 6, (,4) 3,8 (,4) 4,5 (,2) Tetthet 2 8, (5,6) 6,6 (6,1) 5,6 (8,5) 4,3 (3,8) 5,8 (4,8) 3,7 (4,4) 4,7 (3,7) Median 6,2 5,9 3,2 4,1 3,6 3,4 4,9 Min. tetthet 1, Maks. tetthet 19, 19,1 3,1 11,5 16,3 15,4 1,2 75 3,6 (,3) 3,7 (4,4) 3, 13,8 88 3,7 (,4) 4,1 (3,5) 3,5 11,7 88 4,4 (,5) 4,4 (6,5) 2,2 2, 285

109 Vedlegg C. Primærdata bunndyr Vedlegg C1. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Espedalselva Stasjon Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp. 1 Ephemeroptera *** Baetis rhodani ** Baetis fuscatus *** Baetis sp. 1 ** Heptagenia sulphurea 3 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis 2 Amphinemura standfussi Leuctra fusca Leuctra sp. 3 Nemoura cinerea 1 Nemouridae indet ** Isoperla sp. 2 1 ** Perlodidae indet. 1 Trichoptera Rhyacophila nubila larve 2 7 Rhyacophila nubila puppe 1 1 Polycentropus flavomaculatus Ithytrichia lamellaris 1 Oxyethira sp. 1 Halesus radiatus 3 ** Lepidostoma hirtum 1 1 ** Wormaldia sp. 1 1 ** Hydropsyche siltalai 1 Chironomidae larver Chironomidae puppe Ceratopogonidae Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Collembola Crustacea Ostracoda Harpacticoida 1 1 Chydoridae 1 1 Sum Forsuringsindeks Forsuringsindeks 2,54,56, 1,,88,67 1, 1,,91,83 *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 286

110 Vedlegg C2. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Espedalselva Stasjon Nematoda Oligochaeta Acari Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis sp. 1 ** Heptagenia sulphurea 1 1 Heptagenia sp. 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp Leuctra hippopus Leuctra sp Nemoura cinerea 1 Brachyptera risi Nemurella pictetii 1 24 Protonemura meyeri Siphonoperla burmeisteri Taeniopteryx nebulosa 5 ** Diura nanseni 1 ** Isoperla sp Trichoptera Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe 1 Polycentropus flavomaculatus Oxyethira sp Potamophylax sp. 1 1 Limnephilidae indet. 3 2 ** Apatania sp. 1 ** Ithytricia lamellaris ** Lepidostoma hirtum 1 1 ** Wormaldia sp. ** Hydropsyche siltalai ** Hydropsyche pellucidula 5 ** Hydropsyche sp. 3 Chironomidae larver Chironomidae puppe 11 Simuliidae Tipuloidea Diptera Coleoptera Collembola 1 Sum Forsuringsindeks Forsuringsindeks 2, 1,,5 1,,79 1, 1,,69 1, 1, *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 287

111 Fjorda Ingen overvåking 24 Vassdragsnr, fylke: 12 EB4Z, Oppland Kartreferanse, utløp: 32 V Innsjøareal Fjorda: 9.2 km 2 Areal, nedbørfelt: 58,8 km 2 Spesifikk avrenning: 16 l/s/km 2 Middelvannføring:.94 m 3 /s Regulering: Til Toverud kraftverk; reg.høyde på 2,1 m Kalking: Kalket siden 1985 (først via Svarttjern og Rovtjern). Fjorda Bakgrunn for kalking: Kalkingsplan: Hindar (1989) Biologisk mål: Vannkvalitetsmål: ph 6,-6,2. Kalkingsstrategi: Miljøvernavdelingen hos Fylkesmannen i Oppland har karakterisert fiskebestanden i Fjorda som skadet pga. forsuringssituasjonen. Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon og oppvekst av aure og røye i Fjorda og vannene som renner inn i Fjorda fra sør. Fjorda kalkes ved en kombinasjon av innsjøkalking og myrkalking. km Figur 1.1. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemi i Fjorda. 9

112 Flakstadelva Ingen overvåking 24 Vassdragsnr: 2 Fylke: Hedmark Areal, nedbørfelt: Kalket del: 82 km 2 (til Brennsætersaga), totalt 18 km 2 Spesifikk avrenning: 14 l/s/km 2 Middelvannføring: 1.15 m 3 /s (for 82 km 2 ) Kalket siden: 1994 Kveådammen Nybusjøen Bakgrunn for kalking: Forsøk med styring av kalkdosering som del av ENSIS 94 under OL initierte prosjektet. Vassdraget er nå innlemmet i DN s overvåkingsprogram. Kalkingsplan: Utarbeidet av Hindar (1993) i forb. med søknad om tilskudd til FoUprosjekt. Biologisk mål: Å bedre reproduksjonsmulighetene for Mjøsaure, samt å gi muligheter for reetablering av forsuringsfølsomme organismer. Vannkvalitetsmål: ph > 6.2, jfr. Hindar (1993), bør revideres. Kalkingsstrategi: Kalkdosering i innløpet til Nybusjøen. Tørrbustilen Brennseter Bjørgedalen Arnkvern Doserer Prøvetakingspunkt Flakstad Hamar Mjøsa Åkersvika 5 km Flakstadelva Figur 1.1. Vassdraget med nedbørfelt, kalkdoserer og prøvetakingsstasjoner. Vannkjemiske prøver er de siste årene kun tatt i øvre del (Kveådammen og Tørbustilen). 8

113 Flekke og Guddalsvassdraget Ansvarlig koordinator: Gunnar G. Raddum, LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Allégt. 41, 57 Bergen Vannkjemi: Randi Saksgård og Ann Kristin Schartau, NINA Bunndyr: Gunnar G. Raddum, LFI, UiB Fisk: Sven-Erik Gabrielsen og Bjørn Barlaup, LFI 1 Innledning Flekke og Guddalsvassdraget består av et høyereliggende subalpint område som inneholder en rekke innsjøer. De lavereliggende delene er karakterisert ved flere forholdsvis store innsjøer med korte elvestrekninger i mellom. I denne delen ligger det en rekke gårdsbruk. Vassdraget er påvirket av humus mest i de nedre delene. Forsuring av vassdraget har vært dokumentert på åtti- og nittitallet ved hjelp av bunndyrprøver og vannkjemiske analyser. I hovedvassdraget har forsuringsskadene vært størst i de nedre delene. 1.1 Områdebeskrivelse Nøkkeldata Vassdragsnummer, fylke: 82.Z., Sogn og Fjordane Kartblad: 1117 I Areal nedbørfelt: 66 km 2 Spesifikk avrenning: Middelvannføring: Lakseførende strekning: ca. 8 km Kalking: Innsjøkalking og skjellsandkalking i enkelte sideløp. Fullkalking med doserer(e) fra Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Forsuring av lakseførende strekning og innsjøer i nedbørfeltet. Biologisk mål: Å sikre god vannkvalitet for forsuringsfølsomme invertebrater og fisk i og ovenfor anadrom strekning. Store deler av Flekke og Guddalsvassdraget kalkes, enten ved innsjøkalking, dosering i elv fra kalkdoserere eller ved utlegging av skjellsand i enkelte sideelver. Effekten av kalkingen har vært overvåket siden januar To kalkdoserere kom i full drift i oktober-november I 24 ble det totalt fylt på 74,5 tonn filterkalk ved kalkdosereren ved Tuland og 75,5 tonn ved Espedal. Ingen innsjøer ble kalket i Stasjonsoversikt Figur 1.1 til 1.3 gir en oversikt over stasjonsnettet for pågående undersøkelser i vassdraget. 422

114 Fig Stasjonsnett for vannkjemisk overvåking i Flekke og Guddalsvassdraget. ph-logger Breivatnet Botnatjørna Kusæltjørna Hovlandsvatnet Langevatna Ulvedalsvatn Dytinga Holmevatnet Vardevatnet Djupevatnet Indrevatn 15 8 Fuglevatnet Botnavatnet Pertjørna 13 Nautsundsvatnet 14 Markhusvatnet Hovlandsdalsvatnet Langvatn 4 3 Kaldstadvatn Fjellevatn Nykksvatnet Tjørdalselva 2 1 Storavatn Steinsetvatn Flekke - Guddalsvassdraget Botnavatn Stasjon 1-15 Bunndyr km N Sandavatn Fig Stasjonsnett for bunndyr i Flekke og Guddalsvassdraget. 423

115 ph-logger St. 6 St. 5 St. 4 St. 7 Harefossen Breidvatnet Fuglevatnet Botnavatnet Pertjørna St. 3 St. 2 Flekke - Guddalsvassdraget Stasjon 1-7, el-fiske Langevatna Hovlandsdalsvatnet Botnatjørna Kusæltjørna Hovlandsvatnet Nautsundsvatnet Markhusvatnet Ulvedalsvatn Dytinga Langvatn Fig Stasjonsnett for el-fiske i Flekke og Guddalsvassdraget. 1.4 Hydrologi i 24 Meteorologisk stasjon ved Guddal: Årsnedbør til og med august 24: 139 mm Normalt til og med august: 144 mm % av normalen til og med august: 96,5 mm nedbør Figur 1.4. Månedlig nedbør frem til og med august 24 og normal månedsnedbør for perioden ved meteorologisk stasjon Guddal (data fra DNMI 25). Vannføring, m 3 /s St. 1 Guddalsvassdraget- Guddal Norm JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Flekke og Guddal, Nautsundvatn jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des Figur 1.5. Vannføring (døgnmiddel) i Flekke og Guddalsvassdraget ved Nautsundvatn i 24 (data fra NVE 25). 2 Vannkjemi Forfattere: Randi Saksgård og Ann Kristin Schartau Medarbeidere: Syverin Lierhagen Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2.1 Innledning Store deler av Flekke og Guddalsvassdraget kalkes ved innsjøkalking, utlegging av skjellsand i enkelte sideelver og kontinuerlig drift av to kalkdoserere, en i hovedstrengen ved Tuland og en i Espedalselva. Kalkdosererne ble satt i drift våren I 1998 ble deler av nedbørsfeltet til Hovlandselva kalket ved terrengkalking. Den vannkjemiske overvåkingen i Flekke og Guddalsvassdraget har pågått siden januar Stasjonene i Tjøredalselva (Lok. 2), Hovlandsvatnet (lok. 5), Slokedalselva (lok. 6) og Hovlandselva ved Hovland (lok. 8) ble tatt ut av programmet i 22, slik at overvåking av vannkjemi i de to siste årene har omfattet 7 stasjoner. I Espedalselva nedenfor kalkdoserer (Lok. 9) og ved Trollefoss (Lok. 1) ble det lagt ut en ph-logger i 24. Disse har vært i drift siden hhv. juni og april. Målet for utplassering av ph-loggeren i Espedalselva var å se hvordan dosereren takler flommer. NIVA er ansvarlig for drift av ph-loggerene. Overvåkingen i 24 dokumenterer vannkvaliteten i vassdraget som helhet, og driften av kalkdosererne spesielt. 2.2 Resultater og diskusjon Vannkjemisk måloppnåelse Vannkvalitetsmålet for Flekke og Guddalsvassdraget ble i 21 endret til ph 6,2 i den anadrome delen av vassdraget og gjelder for hele året. Vassdraget har mange store innsjøer, noe som gjør at det er vanskelig å nå et vannkvalitetsmål som varierer over året. I tillegg er vassdraget noe humøst og en regner med at ph 6,2 derfor sikrer en tilstrekkelig god vannkvalitet for laks. Stasjonen ved Harefossen (Lok. 7) ble flyttet i april 23 (se nedenfor) slik at Vannkjemikontrollen (NMT Midt-Rogaland) og Effektkontrollen (NINA) tar nå prøvene på samme sted i elva. Før stasjonen ble flyttet var Vannkjemikontrollens målinger fra perioder hvor Nautsundvatn var islagt lite egnet for å kontrollere den vannkjemiske måloppnåelsen. Disse dataene er derfor tatt ut av figurene som innbefatter Lok. 7. Etter at plasseringen av Lok. 7 ble flyttet har alle ph-målingene ligget over vannkvalitetsmålet for vassdraget. I 24 viser imidlertid målingene fra effektkontrollen gjennomgående lavere ph-verdier sammenlignet med vannkjemikontrollen. De fleste målingene er tatt på ulike datoer, men også målinger fra samme prøvedato har svært ulike resultater. Dette kan illustreres med måleresultatene fra 3. august da effektkontrollen har ph 5,93 mens vannkjemikontrollen har ph 6,47 (vedlegg A.1). Nederst i vassdraget v/trollefoss (Lok. 1) var 66 % av målingene under 6,2, (figur 2.1, vedlegg A.1). De fleste ph-verdiene i perioden aprilseptember 24 var lavere sammenlignet med samme periode i 23. Med utgangspunkt i vannkjemikontrollens data var vannkvaliteten i den anadrome delen av vassdraget i 24 stort sett tilfredsstillende. I nedre deler av vassdraget var imidlertid vannkvaliteten marginal i forhold til vannkvalitetsmålet og i enkelte perioder lite tilfredsstillende i forhold til målet. 424

116 Vannkvaliteten i 24 Kalkingen av Flekke og Guddalsvassdraget har ført til en generell bedring av vannkvaliteten i hovedstrengen nedstrøms kalkdosereren (Lok. 4, 7 og 1) samt kalka deler av Espedalselva (Lok. 9) (figur 2.1 og 2.2). I 24 var det imidlertid lite tilfredsstillende vannkvalitet nedstrøms kalkdosereren i Espedalselva (Lok. 9) i store deler av året (figur 2.2). Ved Trollefoss (Lok. 1) viser også målingene gjennombrudd av surt vann og en marginal vannkvalitet store deler av året (figur 2.1). Data fra ph-logger ved Trollefoss viser også i enkelte perioder svært lave phverdier, spesielt i mai (figur 2.1). I forhold til Vannkjemikontrollens målinger viste ph-loggeren lavere ph-verdi ved et tidspunkt i mai, og høyere verdier ved to tidspunkt i november/ desember. De lave ph-verdiene fra Vannkjemikontrollen i november og desember skyldes sannsynligvis at dette representerer overflateprøver som er tatt i flomperioder (jfr. figur 1.5), og er derfor ikke representative for vannkvaliteten for øvrig i denne perioden. Årsgjennomsnitt for ph på stasjonene oppstrøms kalkdosereren ved Tuland (Lok. 1 og 3) lå i 24 på hhv. 5,55 og 5,72 (vedlegg A.1). Årsgjennomsnitt for den delen av hovedstrengen som kalkes kontinuerlig varierte mellom 6,1 og 6,7. På Lok. 9 i Espedalselva var årsgjennomsnitt for ph 5,77. Data fra ph-loggeren i Espedalselva viser også periodevis lave ph-verdier og samsvarer stort sett med data fra Vannkjemikontrollen. Størst variasjon i ph ble, som i de tre foregående årene, målt på lokalitetene rett nedstrøms kalkdosererne (Lok. 4 og 9), og på Lok. 9b oppstrøms kalkdoseringsanlegget i Espedalselva (figur 2.2). På Lok. 7 (Vannkjemikontrollen) varierte ph i 24 mellom 6,13 og 6,6 med et gjennomsnitt på 6,37 (figur 2.1). Total konsentrasjon av aluminium (Tot-Al) varierte mellom 86 og 154 µg/l med et årsgjennomsnitt på 16 µg/l mens Um-Al var stort sett <6 µg/l (vedlegg A.1). ANC varierte mellom 15 og 58 µekv/l med et gjennomsnitt på 35 µekv/l for 24 (vedlegg A.1). På Lok. 1 varierte ph i 24 mellom 5,57 og 6,55 med et gjennomsnitt på 6,13 (figur 2.1). De laveste phverdiene ble her målt i november-desember. ph 6,8 6,6 6,4 6,2 6, 5,8 5,6 5,4 Flekke og Guddal, anadrom strekning Harefossen (Lok 7) Trollefoss (Lok. 1) ph-logger Trollefoss jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des 24 ph ph 8,5 8, 7,5 7, Flekke og Guddal, Tuland oppstrøms (Lok. 3) nedstrøms (Lok. 4) 6,5 6, 5,5 5, jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des 24 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 4, Flekke og Guddal, Espedalselva oppstrøms (Lok. 9b) nedstrøms (Lok. 9) jan feb mar apr mai jun jul aug sep okt nov des 24 Fig ph ovenfor og nedenfor kalkdosererne ved Tuland (Lok. 3 og 4) og i Espedalselva (Lok. 9b og 9) i Flekke og Guddalsvassdraget, Sogn og Fjordane, i 24. Data fra NMT for Midt-Rogaland. Langtidsutvikling i vannkvaliteten Av stasjonene som tidligere er etablert i den delen av vassdraget som ikke er kontinuerlig kalket er kun Guddalselva (Lok. 1) overvåket de to siste årene. Tjøredalselva (Lok. 2) har generelt hatt den sureste vannkvaliteten med periodevis ph-verdier under 5, og høye konsentrasjoner av aluminium (Schartau & Saksgård 22). Også i Guddalselva er det periodevis målt lave ph-verdier (<5,5) og konsentrasjoner av totalt syrereaktivt aluminium (Tr-Al)/Tot-Al på over 2 µg/l (figur 2.3, vedlegg A.1). Målingene fra Lok. 1 viser årlige ph-dropp spesielt på vinteren, og i 24 ble de laveste verdiene registrert i oktober og desember (figur 2.3). De lave verdiene kan skyldes høy vannføring i samme periode (figur 1.5). Årsgjennomsnittet for ph var 5,55, mens innholdet av kalsium varierte mellom,1 og,9 mg/l. Lokaliteten er påvirket av innsjøkalking oppstrøms og dataene gir ikke grunnlag for å vurdere hvorvidt det er noen naturlige endringer i forsuringssituasjonen i vassdraget. Resultatene for 24, med unntak av et par målinger som nevnt over, ligger imidlertid på samme nivå som tidligere år. Kalking av Guddalsvassdraget med kontinuerlig drift av kalkdosereren ved Tuland har ført til en bedring av vannkvaliteten i nedenforliggende deler av vassdraget. Fra en ph på omkring 5,5 Fig Variasjon i ph på lokaliteter som representerer anadrom strekning i Flekke og Guddalsvassdraget, Sogn og Fjordane, i 24. Det vannkjemiske målet for vassdraget er angitt med horisontal linje. Data fra NMT for Midt-Rogaland og NIVA (ph-logger). ph 6,5 6, 5,5 Flekke og Guddal Guddalselva (Lok. 1) Tjøredalselva (Lok. 2) Målinger av totalt organisk karbon (TOC) og næringssaltene fosfor (Tot-P) og nitrogen (Tot-N) viser at Flekke og Guddalsvassdraget er moderat humuspåvirket og næringsfattig. TOCverdiene målt i 24 lå hovedsakelig innenfor det som SFT klassifiserer som tilstandsklasse god, og varierte mellom 1,8 og 4,7 mg C/l på Lok. 7 (vedlegg A.1). Innholdet av Tot-P varierte mellom 3, og 1, µg/l, mens Tot-N varierte mellom 139 og 387 µg/l. 5, 4, År Fig ph på Lok. 1 (Guddalselva) i perioden og Lok. 2 (Tjøredalselva) i perioden , i Flekke og Guddalsvassdraget, Sogn og Fjordane. Data fra er fra Miljølaboratoriet i Telemark, mens data fra er fra NMT for Midt-Rogaland. 425

117 gjennom hele 1996 skjedde det en betydelig økning til i underkant av 6,5 fra våren 1997, både på Lok. 7 og Lok. 1 (figur 2.4). Det ser ut til å ha vært en liten økning i konsentrasjonen av totalt aluminium etter at kalkdosererne ble satt i drift (figur 2.4) men dette har sannsynligvis sammenheng med skifte av analyselaboratorium i løpet av denne perioden. Når det gjelder uorganisk monomert aluminium (Um-Al) er få verdier over 6 µg/l etter at kalkingen kom i gang (figur 2.4). 7, 6,5 6, 5,5 5, Flekke og Guddal, anadrom strekning Harefossen (lok. 7) Trollefoss (Lok. 1) Flekke og Guddal, anadrom strekning Harefossen (lok 7) Trollefoss (Lok. 1) 4, Flekke og Guddal, anadrom strekning Harefossen (lok. 7) Trollefoss (Lok. 1) ÅR Driftskontroll av kalkdoseringsanlegg De stasjonene som er knyttet til driften av kalkdoseringsanleggene er 3, 4, 9b og 9. På Lok. 3, oppstrøms kalkdosereren ved Tuland, varierte ph mellom 5,4 og 6,3 med et gjennomsnitt på 5,7 (figur 2.2). Verdiene ligger innenfor det som er målt siden overvåkingen startet i På Lok. 4 (nedstrøms kalkdosereren) varierte ph mellom 6,2 og 8, med et gjennomsnitt på 6,7 (figur 2.2) mens kalsiumkonsentrasjonen varierte mellom,7 og 4, mg/l. ph var gjennomgående noe lavere og viste mindre variasjon nedstrøms dosereren i første halvdel av 24 i forhold til 23, mens det for resten av året var mindre forskjeller. På Lok. 9b (oppstrøms kalkdosereren i Espedalselva) varierte ph mellom 4,55 og 6,38 med et gjennomsnitt på 5,14 (figur 2.2). Vannkjemiske målinger i Espedalen foretatt i forbindelse med Terrengkalkingsprosjektet viste tilsvarende lave og varierende ph-verdier (Atle Hindar upubl.). Det er sannsynlig at Lok. 9b i perioder kan være påvirket av kalkingen nedstrøms ( svevekalk ). ph på Lok. 9 (nedstrøms kalkdosereren) varierte mellom 5,22 og 7,23 med et gjennomsnitt på 5,77 (figur 2.2). Medianverdi var 6,1. Både oppstrøms og nedstrøms dosereren i Espedalselva ble det målt gjennomgående lavere ph-verdier i 24 sammenlignet med 23. Dosereren i Espedalselva har i store deler av 24 gått på manuell drift pga tekniske problemer. Dårlig og varierende vannkvalitet i Espedalselva kan derfor tilskrives tekniske problemer ved dosereren. På høsten har også mye nedbør betydning (figur 2.2, vedlegg A.1). Fig ph, totalt syrereaktivt aluminium (Tr-Al) og uorganisk monomert aluminium (Um-Al) på Lok. 7 (målområde 1: Harefossen) og Lok. 1 (målområde 2: Trollefoss) i Flekke og Guddalsvassdraget, Sogn og Fjordane, i periodene Lok. 7 ble flyttet fra april 23. ph er i perioden analysert ved NINA, og for perioden er data fra Vannkjemikontrollen. Data for Tr-Al er fra og med 2 målt som totalt aluminium (Tot-Al). Pil angir tidspunkt for når vassdraget ble anslått fullkalket. 426

118 3 Fisk Sven-Erik Gabrielsen og Bjørn T. Barlaup LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Thormøhlensgate 49, 56 Bergen 3.1 Innledning Overvåkingen av ungfisktettheter på den lakseførende strekningen i Flekke-Guddal startet i I tillegg har tilsvarende undersøkelser vært utført i 1993 i regi av Fylkesmannen i Sogn og Fjordane og av LFI (Raddum 1995). Ved undersøkelsene i 1993 og senere er det funnet både laks og aure i vassdraget. I perioden 2-22 omfattet undersøkelsene også forekomst av ungfisk av laks og aure i innsjøene (Gabrielsen & Barlaup 23). Her sammenstilles resultater angående tettheter av ungfisk funnet i 24 med tidligere års resultater. 3.2 Materiale og metoder Overvåking av ungfisk Tetthetsestimatene er beregnet ved tre etterfølgende overfiskinger etter standard metode (Bohlin et al. 1989). Etter artsbestemmelse og lengdemåling ble all fisk tatt med for aldersanalyse. Totalt sju stasjoner fordelt på den anadrome strekningen er undersøkt. Stasjonsnettet for el-fiske er angitt i figur 1.3. Fiske ble utført i slutten av oktober i 24. Basert på fiskens lengdefordeling og aldersbestemt fisk er det skilt mellom ensomrig og eldre fisk. Tetthetsberegninger er gjort for hver av disse to gruppene. I tillegg ble det utført et prøvefiske i Rennestraumsvatnet ved bruk av Nordiske oversiktsgarn som består av maskeviddene 5, 6.3, 8, 1, 12.5, 15.5, 19.5, 24, 29, 35, 43 og 55 mm. Det ble satt 6 bunngarn i Rennestraumsvatnet fordelt på 3 garn i dybdeintervallet -3 m og 3 garn i dybdeintervallet 3-6 m. Fangstinnsatsen ble justert etter innsjøens størrelse og dyp. I tillegg ble det fisket med 5 bunngarn med maskevidde 12 mm. Garnene ble satt i strandsonen på dyp mellom til 2 meter. 12 mm garna ble satt for å registrere innsjølevende laks i vannet. Gjelleprøver Det ble tatt gjelleprøver av fem laks på stasjon 6 den Andre gjellebue på fiskens høyre side ble dissekert ut i felt og lagt på forhåndsveide, syrevaskede telleglass. Etter ankomst til seksjon for Miljøkjemi, Institutt for plante- og miljøvitenskap ved Norges Landbrukshøyskole på Ås ble gjellene frysetørket, veid og deretter oppsluttet i 1 % HNO 3. Aluminiumskonsentrasjonen ble målt på ICP og er angitt som mengde aluminium (µg) pr. gram tørrvekt gjelle. Rognplanting For å styrke laksebestanden i Flekke-Guddalsvassdraget er det blitt tilbakeført øyerogn fra genbanken til vassdraget (tabell 3.1) Rogna er blitt fordelt på flere stasjoner; utløp Hovlandsvatnet (22-24), utløp Breidvatnet (22-24), innløp Rennestraumsvatnet (23-24) og oppstrøms anadrom strekning i Skorselva i 24 (Vassdragsnr. 82.BA). Tidligere befaring av den lakseførende strekning med dykking ble lagt til grunn for valg av utleggingsområder. Det ble lagt vekt på å unngå de naturlige gyteområdene for laks og sjøaure, og at yngelen skulle ha tilgang på egnede oppvekstområder. Før utlegging ble rogna fargemerket for senere å kunne identifisere laksunger som stammet fra tiltaket. Fargemerkingen ble utført av VESO og gjør det mulig å identifisere ungfisk som stammer fra rognplantingen ved at det er avsatt et fargemerke i fiskens otolitt. Rognplantingen ble utført ved å legge rogn i perforerte plastkasser med grus. I hver gruskasse ble rogna fordelt på fire eller fem egglommer med ca. 5 rognkorn i hver lomme. Tiltaket ble evaluert ved å telle opp antall gjenværende døde rogn eller yngel i kassene og ved å undersøke gjenfanget ungfisk for fargemerke. Tabell 3.1. Oversikt over antall kasser og hvor mye øyerogn av laks som ble lagt ut på hver stasjon i Flekke-Guddalsvassdraget i 22, 23 og i 24. Stasjonsnavn År Dato for utlegging Antall kasser Totalt antall rogn Utløp Hovlandsvatnet og Innløp Breidvatnet Utløp Breidvatnet Innløp Rennestraumsvatnet og Skorselva, Oppstrøms anadrom strekning Sum

119 3.3 Resultater og diskusjon Ungfisktettheter av laks og aure i hovedvassdraget Den naturlige rekrutteringen til laksebestanden var relativt lav i perioden før kalkingen ( ) med under sju ensomrig laks pr. 1 m 2 for de 5 undersøkte stasjonene i hovedelva. Siden 1998 er det funnet ensomrig laks på samtlige stasjoner i hovedelva, noe som viser at det forekommer gyting av laks på hele den anadrome strekningen. Siden 1998 er det også blitt registrert en klar økning i tetthetene av ensomrig laks, noe som tilsier at den naturlige rekrutteringen til laksebestanden har økt i perioden (figur 3.1 og 3.2). Økningen er størst på stasjonene 1 til 3 som ligger i hovedløpet oppstrøms Hovlandsvatnet, men også på stasjonene i utløpet av Hovlandsvatnet og Breidvatnet er det blitt registrert økte tettheter av ensomrig laks (figur 3.1 og 3.2). Dette gjelder spesielt i 24 da det ble registrert et gjennomsnitt på ca. 35 ensomrige laks på disse to stasjonene. Trolig stammer en del av disse laksene fra rognplantingen. På stasjonene 1 til 3 ble det for årene 22, 23 og 24 registrert lavere yngeltettheter sammenliknet med foregående år. Antallet ensomrige laks i perioden er likevel betydelig høyere enn tetthetene funnet i årene Den økende tetheten av ensomrig laks fra og med 1998 gjenspeiles tildels i høyere tettheter av eldre laks, både i hovedløpet oppstrøms Hovlandsvatnet (figur 3.1) og på stasjonene på utløpet av hhv. Hovlandsvatnet og Breidvatnet (figur 3.2). Tettheten av eldre laks har imidlertid ikke vist en like markert økning som tetthetene av årsyngel. Generelt er tetthetene av både ensomrig og eldre laks langt høyere på de tre stasjonene i hovedløpet oppstrøms Hovlandsvatnet enn på stasjonene på utløpet av hhv. Hovlandsvatnet og Breidvatnet. Dette forholdet kan trolig forklares med begrensede gyteområder på utløpene av de to innsjøene. Tidligere undersøkelser i vassdraget har vist at laksen bruker innsjøene som oppvekstområder. I 22 utgjorde laks hele 54 % av fangstene på 12 mm garn i strandsonen og 53 % av fangstene på et elektrisk fiske. Innsjøene utgjør et relativt stort areal av den anadrome strekningen, og det er derfor trolig at laks som vokser opp i innsjøene gir et betydelig bidrag til den totale smoltproduksjonen av laks i Flekke-Guddalsvassdraget (Gabrielsen & Barlaup 23). Antall fisk pr. 1 m2 8 Laks Stasjon 6 og 7 Aure + > Fig Gjennomsnittlige tettheter (med standard feil) av laks og aure på de to nederste stasjonene (st. 6 og 7) i hovedvassdaget i Flekke- Guddal i perioden 1995 til 24. Gjennomsnittlige tettheter av ensomrig aure på de 5 stasjonene i hovedelva i perioden har vært relativt stabil sammenlignet med tettheter av ensomrig laks (figur 3.1 og 3.2). Unntaket er på de to nederste stasjonene i 1997, da det ble funnet en høy gjennomsnittlig tetthet (figur 3.2). Gjennomsnittlige tettheter av eldre aure på de 5 stasjonene har også vært relativt stabil i perioden sammenlignet med tettheter av tosomrige og eldre laks (figur 3.1 og 3.2). Imidlertid anes det en nedgang av eldre aure i denne perioden, spesielt for stasjonene 1-3. Lengdefordelingen av laks tatt i hovedvassdraget i oktober 24 er vist i figur 3.3a og aldersbestemt materiale i tabell 3.2. Materiale tilsier at laksen var om lag 6,6 cm etter første vekstsesong, 12,1 etter andre og 14,8 etter tredje vekstsesong. Basert på denne aldersanalysen vil de fleste laksene smoltifisere og forlater vassdraget som toåringer. Det er imidlertid stor usikkerhet tilknyttet lengden på laksen etter tredje vekstsesong, da dette materialet baserer seg på kun 5 fisk. Lengdefordelingen av aure tatt i hovedvassdraget i oktober 24 er vist i figur 3.3b og aldersbestemt materiale i tabell 3.3. Materiale tilsier at auren var om lag 6,9 cm etter første vekstsesong, 9,9 cm etter andre og 17,3 etter tredje vekstsesong. Basert på dette vekstmønsteret er det sannsynlig at de fleste aurene smoltifiserer og forlater vassdraget etter to år på elva. Antall fisk pr. 1 m2 Stasjon Laks Aure > Tabell 3.2. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av laks tatt på stasjonsnettet i hovedvassdraget oktober 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 6,6,9 183 Tosomrig (1+) 12,1 1,7 64 Tresomrig (2+) 14,8 1,2 5 Fig Gjennomsnittlige tettheter (med standard feil) av laks og aure på de tre øverste stasjonene (st. 1-3) i hovedvassdaget i Flekke-Guddal i perioden 1995 til

120 Antall fisk Antall fisk A) B) Hovedvassdraget Laks, n = Fiskelengde (cm) Hovedvassdraget Aure, n = Fiskelengde (cm) Fig Lengdefordeling av A) laks og B) aure i hovedvassdraget i Flekke-Guddal i oktober 24. Antall fisk pr. 1 m Laks Stasjon 4 og 5 Aure + > Fig Gjennomsnittlige tettheter (med standard feil) av laks og aure på stasjonene i Hovlandsbekken og i Espedalsbekken (st. 4 og 5) i Flekke-Guddal i perioden 1995 til 24. Lengdefordelingen av laks tatt i sidebekkene i oktober 24 er vist i figur 3.5a og aldersbestemt materiale i tabell 3.4. Materiale tilsier at laksen var om lag 5,2 cm etter første vekstsesong, 9,9 etter andre og 13,4 etter tredje vekstsesong. Lengdefordelingen av aure tatt i sidebekkene i oktober 24 er vist i figur 3.5b og aldersbestemt materiale i tabell 3.5. Materiale tilsier at auren var om lag 6,2 cm etter første vekstsesong og 1,1 cm etter andre vekstsesong. Tabell 3.3. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av aure tatt på stasjonsnettet i hovedvassdraget oktober 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 6,9,8 64 Tosomrig (1+) 9,9 2,5 29 Tresomrig (2+) 17,3 2,4 7 Antall fisk A) Sidebekkene Laks, n = Fiskelengde (cm) Ungfisktettheter av laks og aure i Hovlands- og Espedalsbekken Det er for overvåkingsperioden registrert økende tettheter av ensomrig og eldre laks i sidebekkene. Spesielt i perioden ble det registrert svært høye tettheter med over 1 ensomrige laks pr. 1 m 2 og over 9 eldre laks pr. 1 m 2 (figur 3.4). Det er for alle årene, med unntak av 23 og 24, satt ut laks i sidebekkene. Den høye gjennomsnittlige tettheten av ensomrig laks funnet i sidebekkene høsten 23 (85,4 fisk) og høsten 24 (73,9 fisk) stammer derfor fra naturlig reproduksjon. Gjennomsnittlige tettheter av ensomrig aure i sidebekkene i overvåkingsperioden har vært relativt stabile sammenlignet med tettheter av laks. Imidlertid er det registrert en gradvis redusert tetthet av eldre aure i løpet av overvåkingsperioden (figur 3.4). Imidlertid synes tetthetene av eldre aure å stabilisere seg på rundt 1 individer pr. 1 m 2. Antall fisk B) Sidebekkene Aure, n = Fiskelengde (cm) Fig Lengdefordeling av A) laks og B) aure fanget i Hovlandsbekken og Espedalsbekken (St. 4 og 5) i Flekke-Guddal i oktober

121 Tabell 3.4. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av laks fanget i Hovlandsbekken og Espedalsbekken oktober 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 5,2,7 119 Tosomrig (1+) 9,9 1,1 75 Tresomrig (2+) 13,4,7 14 Tabell 3.5. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av aure fanget i Hovlandsbekken og Espedalsbekken oktober 24. Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik Ensomrig (+) 6,2,7 41 Tosomrig (1+) 1,1,9 4 I tillegg ble det fanget en tresomrig aure på 17,7 cm og to aurer på hhv. 21,5 og 23,9 cm som trolig hadde vandret opp fra Hovlandsvannet for å gyte. Gjelleprøver Det er gjennomført kvantitative undersøkelser av konsentrasjoner av aluminium på gjeller av laks fanget i perioden (figur 3.6). Prøvene tatt om høsten viser lave konsentrasjoner av aluminium på gjellene. Rognplanting For å styrke laksebestanden i Flekke-Guddalsvassdraget er øyerogn fra genbanken tilbakeført til vassdraget. Overlevelsen fra utleggingstidspunktet til yngelen forlot kassene ble estimert ved å telle gjenværende døde rogn i kassene i slutten av juni. Høy overlevelse (>9 %) ble registret på samtlige stasjoner både i 22, 23 og i 24 (tabell 3.6). Elektrisk fiske på utleggingsområdene påfølgende høst i 22, 23 og i 24 ga en estimert tetthet på hhv. 27, 17,6 og 7,6 ensomrig laks og 4,, 8,1 og 2,2 eldre laks pr. 1 m 2 på stasjonen ved utløpet av Hovlandsvatnet. Supplerende elektrisk fiske ble utført for å samle inn flere laks fra området til identifisering av fargemerker. Av totalt 113 ensomrige laks undersøkt i årene 22, 23 og 24 var 66 fargemerket. Dette gir et innslag av ensomrig laks som stammer fra rognplantingen på 58 %. Tilsvarende var 8 av 9 tosomrige laks fargemerket (89 %), mens 2 av 3 tresomrige laks (66 %) undersøkt i 24 stammet fra rognplantingen i 22. Innslaget merket laks for de ulike år og aldersgrupper er vist i tabell 3.7. Tilsvarende undersøkelser ble gjort fra et innsamlet laksemateriale på innløpet til Rennestraumsvatnet. Basert på identifisering av fargemerker stammet 7 % (n = 23) av den ensomrige laksen fra rognplantingen i 24. I tillegg ble det fanget en fargemerket tosomrig laks fra rognplantingen i 23 og to tosomrige laks som og begge var fargemerket fra rognplantingen i 22. På stasjonen ved utløpet av Breidvatnet ble det ikke påvist laks i perioden og her var også tetthetene av aure svært lave. Hovedårsaken til at det ikke ble påvist laks på denne stasjonen var trolig at yngelen hadde trekt ut på mer dypt vann nedstrøms utleggingsområdet. Gjelle-Al (ug/g tørrvekt gjelle) Gjelleprøver Laks År Samlet sett tilsier resultatene at den benyttede metoden for rognplanting fungerer etter hensikten og at tiltaket har bidratt til å styrke rekrutteringen til laksebestanden i Flekke-Guddalsvassdraget. Tabell 3.6. Estimert overlevelse fra utlegg av øyerogn til yngelen forlater kassene på hver stasjon i Flekke-Guddalsvassdraget i 22, 23 og i 24. Fig Akkumulert aluminium (µg/g tørrvekt gjelle) med standard avvik på gjeller av laks i Flekke-Guddal tatt om høsten i perioden 1999 til 24. Stasjonsnavn År Estimert overlevelse fra utlegg til yngelen forlater kassene (%) Utløp Hovlandsvatnet 22 99, ,2 Innløp Breidvatnet 24 98,9 Utløp Breidvatnet 22 9, , ,2 Innløp 23 98,1 Rennestraumsvatnet 24 97,1 Skorselva, Oppstrøms 24 98,8 anadrom strekning Snitt overlevelse (%) 22 96, , ,5 43

122 Tabell 3.7. Prosentvis innslag (%) av laks med fargemerket otolitt for aldersgruppene ensomrig (+), tosomrig (1+) og tresomrig (2+), fanget i området for rognplanting på utløpet av Hovlandsvatnet i Flekke-Guddalsvassdraget i årene 22, 23 og 24. Tallene i parentes angir totalt antall laks undersøkt. Alder År ) % (24) % (29) 1 % (4) 24 6 % (6) 8 % (5) 66 % (3) Anatll fisk Rennestraumsvatnet Brunaure, n = 1 Sjøaure, n = 7 6 8, , , , , , , ,5 46 Fiskelengde (cm) Fig Lengdefordeling av brunaure (sorte søyler) og sjøaure (åpne søyler) fanget i alle garn brukt i Rennestraumsvatnet oktober 24. Fangststatistikk Fangststatistikken for laks og sjøaure i Flekke-Guddalsvassdraget viser at fangstene har økt fra 1983 og fram til 24 (figur 3.7). Fangstene av sjøaure har i denne perioden vært lave, mens fangstene av laks viser en positiv utvikling siden begynnelsen av 199-tallet. Den høyeste registrerte fangsten av laks i denne perioden var i 23 da det ble innrapportert 111 kilo laks, mens det i 24 ble innrapportert 77 kilo laks som er den nest høyeste. Fangsten av aure i 24 var på 72 kilo. Fangstene av laks i perioden ble begrenset av en øvre grense for antall laks som var tillatt å fange pr. fisker pr. døgn (såkalt bag-limit ). Fangst (Kg) Flekke-Guddal Laks Sjøaure Fig Fangster av laks og sjøaure tatt i Flekke-Guddalsvassdraget i perioden Vassdraget har vært fullkalket siden Resultatene fra vekstanalysen viser at brunaurene stagnerer mellom ca cm lengde (figur 3.9). Fangst pr. innsats (CPUE) uttrykt som antall fisk pr. 1 m 2 garnareal var 27,8 aure. Dette vurderes som en høy tetthet og sammen med vekstanalysen viser dette at Rennestraumsvatnet har en relativt tett bestand med brunaure. Tabell 3.8. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av brunaure tatt på prøvefiske (nordiske og 12 mm garn) i Rennestraumsvatnet den Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik (+) 7,4,1 2 (1+) 15,4 1,9 33 (2+) 22,1 2,2 18 (3+) 24,8 3,1 12 (4+) 28,5 4,3 5 (5+) 27,7 3,8 1 (6+) 35,2 6,7 7 (7+) 27,9 4,5 3 (8+) 33,4 1 (9+) 27,7 2,2 6 (1+) 26,5 3,1 2 (11+) 29,7 1 Prøvefiske Ved prøvefiske i september 24 ble det fanget 75 brunaure, 7 sjøaure og 5 laks på 6 bunngarn i Rennestraumsvatnet. I de fem andre bunngarnene med 12 mm maskevidde ble det fanget 25 brunaure og 5 laks. Brunaure Gjennomsnittlig lengde og vekt på brunaurene i bunngarnene var henholdsvis 24, cm (± 6,7) og 174,5 gram (± 16,3). Lengdefordelingen av fisken er gitt i figur 3.8. Aldersanalysen er vist i (tabell 3.8). Vekstmønsteret for auren i Rennestraumsvatnet er gitt i figur 3.9. Gjennomsnittlig kondisjonsfaktor var 1,, 54 % av aurene skulle gyte samme høst, 8 % var parasittert og 46 hadde hvit, 27 lyserød og 2 hadde rød kjøttfarge. Det ble fanget omtrent det samme antallet brunaure i de to undersøkte dybdeintervallene. Uttrykt som fisk pr. bunngarn ble dette henholdsvis 13, og 12, aure i dybdeintervallene -3 m og 3-6 m (figur 3.1). Lengde (cm) Empirisk vekst Brunaure Sjøaure Alder Fig Observert lengde i cm med standard avvik for ulike aldersklasser av brunaure (sorte punkter) og sjøaure (åpne punkter) fanget på garn i Rennestraumsvatnet oktober

123 Antall fisk pr. garn Brunaure Sjøaure Bunndyrstudier -3 Gunnar G. Raddum LFI, Unifob, Universitetet i Bergen, Allégt. 41, 57 Bergen Dyp (m) 4.1 Innledning 3-6 Fig Fangst av brunaure og sjøaure pr. bunngarn på ulike dyp i Rennestraumsvatnet i oktober 24. Det ble ikke fisket dypere enn 6 m. Sjøaure Gjennomsnittlig lengde og vekt på sjøaurene i bunngarnene var henholdsvis 39,8 cm (± 4,2) og 594, gram (± 199,3). Lengdefordelingen av fisken er gitt i figur 3.8. Aldersanalysen er vist i (tabell 3.9). Vekstmønsteret for sjøauren i Rennestraumsvatnet er gitt i figur 3.9. Gjennomsnittlig kondisjonsfaktor var,9, 86 % av aurene skulle gyte samme høst, ingen var parasittert og samtlige var røde i kjøttet. Alle sjøaurene ble fanget i det første dybdeintervallet. Uttrykt som fisk pr. bunngarn ble dette 2,3 sjøaure i dybdeintervallet -3 m (figur 3.1). Tabell 3.9. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik for ulike aldersklasser av sjøaure tatt på prøvefiske (nordiske og 12 mm garn) i Rennestraumsvatnet den Data basert på aldersanalyse av otolitter. Alder Gjennomsnittlig Standard Antall lengde avvik (5+) 32,5 1 (6+) 38,8 1,7 3 (7+) 42,1,6 2 (8+) 45, mm garnene Det ble fanget 25 brunaure i de fem 12 mm garnene. Antall aure pr. garn blir 5 individer. Gjennomsnittlig lengde og vekt på brunaurene i 12 mm garnene var henholdsvis 18, cm (± 6,7) og 83, gram (± 79,5). Gjennomsnittlig kondisjonsfaktor var 1,, 4 % skulle gyte samme høst, 8 % var parasittert og alle hadde hvit kjøttfarge. Det ble fanget 5 laks i de fem 12 mm garnene. Antall laks pr. garn blir 1 individ. Gjennomsnittlig lengde og vekt på laksene i 12 mm garnene var henholdsvis 14,6 cm (± 1,9) og 3,2 gram (± 11,4). Gjennomsnittlig kondisjonsfaktor var,9, 2 % var dverghanner og skulle gyte samme høst, ingen var parasittert og alle hadde hvit kjøttfarge. Det har vært utført invertebratundersøkelser i Flekke-Guddalsvassdraget i 1986, 1992 og 1993 (Fjellheim & Raddum 1986, Fjellheim & Raddum 1993 og Raddum 1995). I 1986 og 1992 ble prøvene samlet inn om våren/sommeren, mens de i 1993 og 1995 ble samlet om høsten. Siden 1996 har prøvene vært samlet regelmessig om våren og høsten fra 12 stasjoner i rennende vann (Figur 1.2). Dette stasjonsnetter ble opprettholdt i 1999 til 21. Etter 21 har vassdraget blitt undersøkt annet hvert år. Det ble derfor tatt et redusert antall bunnprøver i 22, og 24, mens det i 23 var innsamling fra alle stasjonene. Bunndyrstudier i forbindelse med terrengkalkingen i deler av vassdraget er imidlertid utført i 24, se Vedlegg C1 og C Resultater og diskusjon Det ble totalt registrert 13 sensitive arter av invertebrater i 24 på stasjonene opprettet for effektstudiene av terrengkalkingen (Vedlegg C 1 C2). Av disse dominerte døgnfluen B. rhodani, men steinfluen Diura nanseni og vårfluene innen slekten Hydropsyche var og vanlige. De øvrige følsomme artene forekom hovedsakelig om høsten i lave antall. Flere av disse artene er regnet som sjeldne og kan derfor ikke forventes å bli registrert hvert år selv om de er tilstede. Det var imidlertid påfallende lave antall om våren av følsomme arter sammenlignet med høsten. Faunaen i lokalitetene som er påvirket av terrengkalkingen, stasjonene 8, 13 og 14, fremsto som skadet om våren. Stasjon 15 som er en referanse i nabofeltet, hadde også en skadet fauna. De andre referansene, st. 6 og 12 hadde tilsynelatende en uskadet fauna om våren. Skadebildet om høsten var i hovedsak likt det som ble funnet om våren med unntak av st. 8 som da viste en bedring med en Indeks 1 og 2 verdi på henholdsvis 1 og,56. Stasjon 8, som ligger nederst i Hovlandsåna, er influert av terrengkalkingen høyere opp i vassdraget. Utviklingen av Baetis sp. er vist på Figur 4.1 og Indeks 2 på Figur 4.2. Baetis sp. ble for første gang registrert høsten 1995 på denne stasjonen. Deretter har arten forekommet hvert år med høye antall om høsten og lave antall om våren frem til 21. Det høyeste antallet av Baetis sp. som noen gang er registrert ble målt i våren 21. Deretter har antallet gått ned. Dette var spesielt lavt høsten 21 hvor det var forventet et høyt antall basert på vårverdiene. I 22 til 24 har antallet holdt seg lavt om høsten sammenlignet med tidligere år. Tettheten av larver om våren i årene 22 og 23 var på nivå med registreringene før 21, mens larvene var fraværende våren 24. Utviklingen de siste 4 årene gir derfor et negativt bilde i feltet med terrengkalking. 432

124 Antall Vår Høst Baetis på st År Fig Forekomst av Baetis sp. om våren og høsten på st. 8 siden Ind 2 verdi 2,5 2 1,5 1,5 Vår Høst Stasjon År Fig Utvikling av de reelle Indeks 2 verdiene på stasjon 8. Utviklingen av tallverdien for Indeks 2 (Figur 4.2) viser at høstverdiene har vært > 1 i perioden med unntak av 21. Vårverdien i 21 var og > 1, mens tilsvarende verdi i 24 var,5, og viser et skadet samfunn. Figuren indikerer derfor at skadene har økt de siste årene og at hverken terrengkalkingen eller den naturlige igjenhentingen har vært god nok. 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk måloppnåelse og vurdering av kalkingen Vannkjemi Vannkvalitetsmålet for lakseførende deler av Flekke og Guddalsvassdraget er ph 6,2 gjennom hele året. Vannkvaliteten i 24 er stort sett tilfredsstillende for hele den anadrome strekningen, med unntak av nedre deler av vassdraget der vannkvaliteten var marginal i forhold til vannkvalitetsmålet og i enkelte perioder lite tilfredsstillende i forhold til målet. De månedlige målingene (NINAs analyselab) fra stasjon ved Harefossen var gjennomgående lavere enn målingene fra vannkjemikontrollen og flere målinger lå under ph-målet i 24. Vannkjemikontrollens stasjon ved Harefossen ble flyttet fra april 23. Tidligere prøver har ikke vært representative for denne delen av vassdraget i perioder hvor Nautsundsvatn er islagt. Vannkvaliteten ved Harefossen har stort sett vært god i forhold til phmålet etter flytting av stasjonen. Ved Trollefossen lå 21 av totalt 32 ph-verdier i 24 under 6,2. De laveste verdiene ble målt i november/desember, men representerer sannsynligvis overflatevann i flomperioder. Data fra ph-loggeren viste stort sett verdier over 6,2 i hele denne perioden. Hele året sett under ett var bare en liten andel av prøvene over ph-målet pluss,3 phenheter, 9 % av målingene ved Harefossen og Trollefossen var over denne grensen. Overvåkingsdataene gir ikke grunnlag for å vurdere hvorvidt det er noen naturlige endringer i forsuringssituasjonen i vassdraget. Fisk I overvåkingsperioden ( ) er det registrert økt naturlig rekruttering av laks i vassdraget, og fra 1998 synes rekrutteringen å ha vært relativt god. De høyeste tetthetene ble funnet på den øverste delen av lakseførende strekning fra Hovlandsvatnet og opp til Harefossen. Denne strekningen har de viktigste gyteområdene for laks i vassdraget. Siden 1999 er det funnet ensomrig laks på samtlige stasjoner, noe som tilsier at det forekommer gyting av laks på hele den anadrome strekningen. Tetthetene av laks i sidebekkene Hovlandsbekken og Espedalsbekken har de siste årene vært svært høye. Utsettinger har bidratt til dette resultatet. I 23 og 24 ble det ikke satt ut fisk og høye tettheter av årsyngel funnet høsten 23 og 24 viser at laksen går opp i sidebekkene for å gyte. I tillegg har tidligere undersøkelser i vassdraget vist at laksen bruker innsjøene som oppvekstområder. I overvåkingsperioden er de registrerte tetthetene av aure generelt mer stabile enn for laks. Ved prøvefiske i Rennestraumsvatnet ble det funnet en høy tetthet av brunaure. Det ble registrert innsjølevende laks både i de nordiske og i 12 mm garnene. Tidligere undersøkelser har vist at det også finnes innsjølende laks i Breidvatnet og i Hovlandsvatnet. Dette viser at laksen benytter alle de tre innsjøene i anadrom del av Flekke- Guddalsvassdraget som oppvekstområder. For å styrke laksebestanden i Flekke-Guddalsvassdraget ble fargemerket øyerogn fra genbanken tilbakeført vassdraget i februar 22 (7 øyerogn), i mars 23 (164 øyerogn) og i februar/mars 24 (276 8 øyerogn). Etterfølgende kontroll av rognoverlevelse og gjenfangster av fargemerket yngel tilsier at rognplantingen fungerer etter hensikten. Fangststatistikken viser en 433

125 positiv utvikling for fangstene av laks med 111 kg tatt i 23 som foreløpig høyeste fangst. Fangstene av sjøaure har derimot holdt seg på et relativt stabilt lavt nivå. Bunndyr I 24 ble det utført utført bunndyrstudier i forbindelse med terrengkalking i deler av vassdraget. Faunaen i de lokalitetene som er påvirket av terrengkalkingen fremsto som skadet både vår og høst, med unntak av en stasjon, som viste bedring om høsten. En referansestasjon i nabofeltet, hadde også en skadet fauna. De andre referansene hadde tilsynelatende en uskadet fauna om våren. Utviklingen av bunndyrfaunaen i det feltet som er påvirket av terrengkalking er foreløpig lite tilfredstillende. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak Vannkvaliteten nedstrøms doserer i Espedalen var i lange perioder svært dårlig, noe som har sammenheng med at dosereren har hatt tekniske problemer og derfor har blitt styrt manuelt i store deler av 24. Dosereren er en tørrdoserer hvor kalken drysser ut gjennom fire vibratorer, men under fuktig vær har det blitt registrert at bare den ene av vibratorene har fungert. I tillegg gjorde dårlig vær på høsten med mye regn og vind at det trengte fuktighet inn i dosereren og kalken klumpet seg. Dårlig og varierende vannkvalitet i Espedalselva kan derfor tilskrives tekniske problemer ved dosereren i tillegg til en god del nedbør spesielt på høsten. Terrengkalking av referansefelt og greina fra Kusæla kan eventuelt erstatte dosereren i Espedal. Vi har tidligere foreslått å flytte de to overvåkingsstasjonene som ligger nedenfor kalkingsanleggene (Lok. 4 og 9) da vannkvaliteten indikerer ufullstendig oppløsning av kalken på disse stasjonene. 6 Referanser Bohlin, T Kvantitativt elfiske efter lax och öring synpunkter och rekommendationer. Information från Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm. Rapport s. Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G., & Saltveit, S.J Electrofishing - theory and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173: DNMI 25. Nedbørhøyder for 24 samt normalperioden fra meteorologisk stasjon Guddal. Det norske meteorologiske institutt, Oslo. Fjellheim, A. & Raddum, G.G Ferskvannsbiologisk verdivurdering av 7 vassdrag i Sunnfjord, Sogn og Fjordane. - Lab. for Ferskvannsøkologi og Innlandsfiske, Bergen. Rapport nr. 58. Fjellheim, A. & Raddum, G.G Kartlegging av forsuringsstatus ved undersøkelser av evertebratsamfunn i Flekke og Guddalsvassdraget. Lab. for ferskv. økol., Zool. inst. UiB. Notat nr. 1/1993. Gabrielsen, S-E. & B. T. Barlaup 23. Overvåking av fisk i Flekke og Guddalsvassdraget. -Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter 22. DN - Notat 23-3, s NVE 25. Vannføring ved NVE-stasjonen Nautsundvatn i 24. Norges vassdrags- og energiverk, Hydrologisk avdeling, Oslo. Raddum, G.G Undersøkelser av laks, aure og bunndyr i Guddalsvassdraget. Lab. for Ferskvannsøkologi og innlandsfiske, Zoologisk Inst., Universitetet i Bergen. Rapport nr. 87 Saksgård, R. & Schartau, A. K. L. 23. Flekke og Guddalsvassdraget, Vannkjemi. I: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter i DN-notat 23-3: Schartau, A.K. & Saksgård, R. 22. Flekke og Guddalsvassdraget, Vannkjemi. I: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter i DN-notat 22-1:

126 Vedlegg A - Primærdata Vannkjemi Flekke og Guddal 24. Lok. 1 Guddalselva ved Åsane (analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tot-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot P Tot N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µekv/l µg/l µg/l ,82 12, ,69 11, ,57 4, ,24, ,73 6, ,9 16, , 19, ,41 44, ,45 13, ,16, ,15 31, ,19, Snitt 5,55 13, St.avvik,38 13, Median 5,71 12, Min 5,16, Maks 6,41 44,

127 Flekke og Guddal 24. Lok. 3 Tuland oppstrøms doserer (prøver analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,88 5,64, ,91 5,71, ,9 5,73, ,89 5,47, ,99 5,61, ,5 5,76, ,21 5,76, ,54 5,66, ,52 5,81, ,69 5,52, ,3 5,45, ,14 5,66, ,73 5,5, ,48 5,56, ,45 5,9, ,31 5,74, ,42 5,77, ,53 5,81, ,51 6,9, ,45 5,93, ,66 6,21, ,64 6,2, ,49 6,1, ,58 6,3, ,45 5,63, ,49 5,96, ,37 5,77, ,45 5,66, ,65 5,83, ,54 5,61, ,49 5,89 4, ,17 5,64, ,68 5,46,4 Snitt 1,74 5,72,57 St.avvik,38,21,63 Median 1,64 5,74,45 Min 1,17 5,45,25 Maks 2,69 6,3 4,2 Flekke og Guddal 24. Lok. 4 Tuland nedstrøms doserer (prøver analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,43 6,77 1, ,4 6,7 1, ,1 7,42 3, ,97 6,22, ,29 6,53 1, ,4 6,59 1, ,84 6,77 2, ,98 6,67 1, ,19 6,9 2, ,79 6,19, ,71 6,96 1, ,65 6,89 1, ,94 6,43 1, ,1 7,1 1, ,8 7,1 1, ,75 6,9 1, ,78 6,76 1, ,8 6,59 1, ,78 6,81 1, ,59 6,5, ,86 6,73 1, ,75 6,31 1, ,11 7,3 1, ,2 7,11 1, ,48 7, 3, ,93 7,69 3, ,77 7,96 3, ,79 6,57 1, ,84 6,42 1, ,43 7,21 2, ,77 6,57 3, ,65 7,29 2,78 Snitt 2,28 6,69 1,83 St.avvik,46,39,88 Median 2,25 6,77 1,69 Min 1,59 6,19,71 Maks 3,19 7,96 3,97 436

128 Flekke og Guddal 24. Lok. 7 Guddalselva ved Harefossen (målområde 1). (Analysert ved NINAs lab i Trondheim) Prøvedato ph Alk Ca Mg Na K SO4 Cl NO3 Si Tr-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC Tot P Tot N µekv/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µgn/l mg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mgc/l µekv/l µg/l µg/l , ,22,32 1,97,28 1,35 3,78 169, , , , ,,32 2,6,3 1,21 3,77 96, , , ,1 29 1,23,37 2,26,29 1,37 4,56 198, , , ,99 22,92,39 2,61,34 1,46 5,36 56, , , ,9 32,88,31 2,14,31 1,21 3,88 26, , , , ,1,27 1,87,23 1,3 3,1 18, , , ,36 36,96,25 1,84,25 1,7 2,82 9, , , ,93 21,45,22 1,39,18,95 1,81 2, , , , ,6,29 1,88,45 1,45 2,86 18, , , ,12 31,87,3 1,88,39 1,21 3,94 25, ,5 22 7, , ,1,28 1,69,24 1,2 3,44 63, ,42 3 4, ,92 22,83,26 1,78,25 1,17 2,94 49, , ,5 171 Snitt 6,12 32,95,3 1,95,29 1,23 3,52 62, , ,2 232 St.avvik,15 8,2,5,3,7,16,92 62, , ,13 79 Median 6,14 32,98,3 1,88,28 1,21 3,61 38, , ,58 24 Min 5,92 21,45,22 1,39,18,95 1,81 9, , , Maks 6, ,23,39 2,61,45 1,46 5,36 198, , ,

129 Flekke og Guddal 24. Lok. 7 Harefossen (målområde 1). (Analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,5 6,29 1, ,11 6,3, ,14 6,24 1, ,7 6,25, ,19 6,25, ,28 6,22, ,28 6,24, ,37 6,24, ,37 6,22, ,47 6,13, ,52 6,27, ,45 6,27, ,31 6,16, ,26 6,3, ,4 6,31, ,23 6,41, ,1 6,39, ,12 6,4 1, ,2 6,48, ,91 6,5, ,1 6,54, ,94 6,5 1, ,2 6,47 1, ,8 6,56 1, ,97 6,35 1, ,95 6,6 1, ,87 6,27, ,91 6,32 1, ,93 6,41 1, ,4 6,36 1, ,22 6,33 1, ,6 6,23, ,93 6,24,94 Snitt 2,14 6,37 1, St.avvik,18,12,1 Median 2,1 6,3,98 Min 1,87 6,13,89 Maks 2,52 6,6 1,34 Flekke og Guddal 24. Lok. 9b Espedal oppstrøms doserer. (Analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,54 5,21, ,59 5,8, ,34 5,85, ,55 5,26, ,43 5,22, ,67 5,36, ,75 5,22, ,33 5,33, ,31 5,7, ,9 4,84, ,88 5,48, ,5 5,42, ,28 4,93, ,25 5,1, ,32 5,42, ,31 5,46, ,21 4,84, ,49 4,85, ,61 5,14, ,71 5,14, ,13 5,43, ,49 6,15, ,9 5,87, ,58 6,38 1, ,57 4,55, ,3 5,19, ,58 4,95, ,92 5,17, ,9 5,58, ,74 4,74, ,81 4,74, ,7 5,33,19 Snitt 2,65 5,12,43 St.avvik,48,41,28 Median 2,56 5,22,38 Min 1,7 4,55,13 Maks 3,75 6,38 1,52 438

130 Flekke og Guddal 24 Lok. 9 Espedal nedstrøms doserer. (Analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,81 5,98, ,45 5,22, ,33 5,36, ,62 5,89, ,55 5,81, ,75 6,4, ,45 6,9 1, ,44 6,19 1, ,53 5,78, ,93 5,24, ,24 5,63, ,65 7, 2, ,24 5,76, ,31 6,22, ,36 6,19, ,54 7,1 3, ,93 5,63, ,32 5,98, ,91 6,58 1, ,53 6,35 1, ,68 6,79 2, ,51 6,42 1, ,63 7,23 4, ,58 7,11 4, ,17 6,3 1, ,8 5,72, ,16 5,28, ,56 6,83 2, ,85 6,12 1, ,41 5,66, ,5 5,41, ,25 5,28,41 Snitt 2,88 5,77 1,3 St.avvik,74,58 1,11 Median 2,59 6,1,84 Min 1,93 5,22,4 Maks 4,63 7,23 4,51 Flekke og Guddal 24. Lok. 1 Trollefoss (målområde 2) (Analysert ved NMT for Midt-Rogaland) Prøvedato Kond ph Ca ms/m mg/l ,11 6,25, ,27 6,55 1, ,14 6,6, ,22 6,15, ,18 6,18, ,28 6,13, ,27 6,18, ,3 6,18, ,36 6,13, ,63 6,3, ,55 6,1, ,49 6,6, ,53 6,8 1, ,48 6,9, ,39 6,19, ,43 6,2, ,31 6,22, ,33 6,7, ,26 6,38, ,24 6,25, ,1 6,55 1, ,7 6,51 1, , 6,48 1, ,22 6,32 1, ,93 6,31 1, ,98 5,95 1, ,3 6,16, ,16 6,16, ,13 6,18 1, ,16 6,16, ,41 5,82, ,83 5,57,78 Snitt 2,24 6,13,93 St.avvik,19,2,9 Median 2,25 6,17,94 Min 1,83 5,57,62 Maks 2,63 6,55 1,9 439

131 Vedlegg B. Primærdata fisk Flekke-Guddal Utbredelse er angitt som prosentdel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin (1984). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene i henhold til Bohlin (et al. 1989). Tetthet 1, Tetthet 2, median, min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. År Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (2.8) 2.7(3.) (11.3) 2.9(43.8) (11.4) 14.8(3.7) (21.2) 73.9(122.2) (7.9) 49.7(5.) LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (3.1) 8.(12.1) (2.8) 16.(23.2) (1.6) 13.5(14.9) (2.8) 15.6(18.8) (5.1) 36.2(42.6) AURE + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (29.1) 18.5(1.4) (4.6) 15.(9.5) (5.) 3.5(23.2) (6.5) 15.9(9.5) (2.8) 15.4(9.5) AURE >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (7.9) 11.2(6.5) (3.4) 22.5(16.2) (.8) 21.9(2.1) (3.4) 16.8(2.1) (1.3) 1.7(12.4)

132 Fortsettelse primærdata - fisk Flekke-Guddal År Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (6.8) 65.4(57.7) (8.7) 96.7(74.6) (8.2) 57.9(57.2) (8.9) 42.8(51.5) ,5(5,8) 47,(32,) 39 19,1 115,8 LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (2.5) 42.4(39.3) (2.9) 53.8(55.9) (4.1) 39.8(43.9) (2.2) 2.2(18.7) ,7(1,6) 26,7(25,4) 16,1 3 77,8 AURE + Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet (4.7) 28.2(22.4) (3.3) 15.5(8.2) (2.) 19.6(21.8) (4.6) 14.9(11.3) ,6(2,3) 16,1(12,5) 13,9 2 38,5 AURE >1+ Utbredelse Tetthet 1 Tetthet 2 Median Min. tetthet Max. tetthet 1 1.1(.9) 11.8(9.7) (.8) 4.5(4.4) (1.6) 9.2(6.2) (.3) 5.8 (4.4) ,8(,4) 6,9(4,) 6,

133 Primærdata. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet 1 og 2 av laks og aure i Flekke-Guddalvassdraget Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Aure Laks Aure St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + > , ,4 115, ,7 19,1 16,1 14,8 32,9 77,8 34, , ,9 13,9 12,3 38, ,7 11 8, Gj.snitt ,5(5,8) 47,(32,) 24,7(1,6) 26,7(25,4) 15,6(2,3) 16,1(12,5) 6,8(,4) 6,9(4,) 442

134 Vedlegg C1. Terrengkalkingsprosjektet. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Flekke Guddalsvassdraget Stasjon: St. 6 Storelva, nedstr. Nautsundtj. St. 8 Bekk ved Hovland St. 12 Bjordal St. 13 Sideelv til Hovedelv St. 14 Nedenfor Sveien (Hovedelv) St. 15 Oppstrøm kalk - Espedal Nematoda 2 1 Oligochaeta Acari Ephemeroptera *** Baetis rhodani 3 4 *** Baetis fuscatus 6 *** Baetis sp. 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sp. 7 Amphinemura sulcicollis Brachyptera risi Leuctra fusca 4 2 Leuctra sp Nemouridae indet. 4 Siphonoperla burmeisteri 1 7 ** Isoperla sp ** Perlodidae indet Trichoptera Plectrocnemia conspersa Neureclipsis bimaculata 1 Rhyacophila nubila larve Limnephilidae indet. 1 Hydroptila sp ** Wormaldia sp. 1 ** Hydropsyche siltalai 1 1 Chironomidae larver Chironomidae puppe Ceratopogonidae 1 Simulidae Tipulidae Diptera Coleoptera Collembola Crustacea Cyclopoida Bosmina sp Harpacticoida indet. 1 1 Sum Forsuringsindeks 1 1,5 1,5 1,5 Forsuringsindeks 2 1,5 1,5,53,5 Tallverdi Indeks 2 1,79,5 2,4,5,53,5 *** Meget følsom ** Moderat følsom * Lite følsom 443

135 Vedlegg C2. Terrengkalkingsprosjektet. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Flekke Guddalsvassdraget Stasjon: St. 6 Storelva, nedstr. Nautsundtj. Nematoda Oligochaeta Acari Hirudinea ** Helobdella stagnalis 1 Bivalvia * Pisidium sp. 1 Ephemeroptera *** Baetis rhodani Leptophlebia marginata 1 Leptophlebia vespertina 15 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp. 2 Brachyptera risi Leuctra hippopus Leuctra nigra 2 Leuctra sp Protonemura meyeri Nemoura cinerea 4 4 Nemurella pictetii 1 Siphonoperla burmeisteri Taeniopteryx nebulosa ** Diura nanseni ** Isoperla sp. 4 2 Trichoptera Oxyethira sp Hydroptila sp. 6 Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa Polycentropodidae indet Rhyacophila nubila larve Potamophylax sp. 1 2 Limnephilidae indet ** Apatania sp. 1 ** Ithytrichia lamellaris 2 ** Philopotamus montanus 2 ** Lepidostoma hirtum 4 ** Hydropsyche siltalai 5 1 ** Hydropsyche sp. 5 3 Chironomidae larver Chironomidae puppe 1 Ceratopogonidae Simulidae Tipulidae Diptera Coleoptera Collembola 1 1 Crustacea Ostracoda Bosmina sp. 1 Sum Forsuringsindeks ,5 1,5 Forsuringsindeks 2 1,56 1,5,548,5 Tallverdi Indeks 2 2,62,56 1,36,5,548,5 *** Meget følsom ** Moderat følsom * Lite følsom St. 8 Bekk ved Hovland St. 12 Bjordal St. 13 Sideelv til Hovedelv St. 14 Nedenfor Sveien (Hovedelv) St. 15 Oppstrøm kalk - Espedal 444

136 Frafjordelva Koordinator: Bjørn Mejdell Larsen (NINA) 1 Innledning 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr., fylke: 3.Z Fylke, kommuner: Rogaland fylke, Gjesdal og Forsand kommuner Areal, nedbørfelt: 171 km2 (før regulering) Spesifikk avrenning: 93,5 l/s/km2 Middelvannføring: 14,3 m3/s ( ) Regulering: 17,6 km2 overført til Lysefjordområdet Lakseførende strekning: Totalt ca. 5 km, derav hhv.,3 og 1 km opp i Måna og Brådlandsåna Kalking: Forsøkskalking i Brådlandsåna 1993, igangsetting av hovedstasjon for kalking i Måna og Brådlandsåna i Brådlandsgreina har vært innsjøkalket siden Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Biologisk mål: Vannkvalitetsmål: Kalkingsstrategi: Laksestammen var før kalking utdødd. Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Lakseførende strekning: ph >6, i perioden 1/6-14/2, ph >6,2 i perioden 15/2-31/3, ph >6,4 i perioden 1/4 31/5. To kalkingsstasjoner i vassdraget. Hovedstasjonen for kalking er plassert ved gården Eikjeskog som ligger langs Måna. Den andre stasjonen er plassert i Brådlandsåna. Elven Måna drenerer ca. 52 % av nedbørfeltet, mens Brådlandsåna drenerer ca. 23 %. Figur 1.1. Frafjordelva med nedbørfelt. 256

137 1.3 Stasjonsoversikt Figur 1.3. Frafjordelva med prøvetakingsstasjoner for fisk i 24. Det ble ikke gjennomført effektkontroll på vannkjemi og bunndyr i

138 2 Vannkjemi Det ble ikke gjennomført vannkjemiske undersøkelser i forbindelse med effektkontrollen i Frafjordelva i Fisk Forfattere: Bjørn Mejdell Larsen 1, Hans Mack Berger 1, Einar Kleiven 2, Agnar Kvellestad 3 og Espen Aarnes 1 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 3 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 3.1 Innledning Den opprinnelige laksestammen i Frafjordelva er utryddet (Sivertsen 1989). På tross av yngelutsettinger på 198-tallet var det ikke mulig å påvise ungfisk av laks i vassdraget i 198 og 1981 (Hongve & Matzow 1984) eller i 1985 (SFT 1986). Det ble heller ikke påvist laksunger ved elfiske i 1993 (Helgøy 1999). I forbindelse med kalkingstiltak i Frafjordelva startet NINA en overvåking av ungfiskbestandene av laks og ørret i 1994 (Larsen 1995). Dette ble videreført i etter samme opplegg, men med en reduksjon i antall stasjoner og overfisket areal fra Sidebekker til lakseførende strekning av Frafjordelva (deriblant Norddalsåna) var inkludert i undersøkelsene i 1995 og 1996 (Larsen 1997). I 22 ble vassdraget tatt ut av det nasjonale overvåkingsprogrammet, men et redusert fiske ble likevel gjennomført av Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen (Helgøy 24). I 23 og 24 var Frafjordelva igjen inne i overvåkingsprogrammet, og ble undersøkt etter samme opplegg som i Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 7 av de 1 stasjonene i lakseførende del av vassdraget i september 24 (figur 1.3). Fisket måtte avbrytes på grunn av høy vannføring, og de resterende 3 stasjoner ble ikke fisket før i oktober 24. Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på alle stasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B.1-B.2 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 8 ørretunger på stasjon 7. Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. 258

139 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Reetableringen av laks startet i 1994 i Frafjordelva, og utbredelsen økte jevnt fram til 1997 da det ble funnet laksyngel på alle stasjonene for første gang (figur 3.1). Senere er det hvert år fanget laksyngel på alle stasjonene i lakseførende del av vassdraget. Etter en markert økning i tettheten av laksyngel i Frafjordelva i 23 (13 individ pr. 1 m 2, figur 3.2) falt tettheten i 24 tilbake til det samme nivået som i (3-6 laksyngel pr. 1 m 2, figur 3.2). Det har likevel vært en markert økning i antall laksyngel i løpet av de siste 12 årene (lineær trendlinje for : y = 5,9x 4,3; R 2 =,55). Den gjennomsnittlige tettheten av laksyngel var 42 individ pr. 1 m 2 i 24, og tettheten varierte mellom 19 og 14 individ pr. 1 m 2 på de ulike stasjonene. I 1999 og 2 var det en økning i tettheten av laksyngel i Måna og i hele hovedvassdraget, og fra 21 var det også en bedring i Brådlandsåna (figur 3.3). Det var relativt sett størst nedgang i antall laksyngel nedenfor Molaugvatn i 24, men disse stasjonene ble fisket nesten halvannen måned senere enn de andre, og en endret fordeling av fiskeungene kan ha betydning for resultatet. Det var størst tetthet på stasjon 6 nær innløpet av Molaugvatn i 24. vassdraget. Ovenfor Molaugvatn ble det funnet laksyngel i to av årene uten at det ble satt ut laksyngel på strekningen. Det er likevel funnet en viss sammenheng mellom størrelsen på utsettingene og tettheten av laksyngel om høsten (Larsen et al. 24). Flere faktorer har imidlertid samvariert i årene etter kalking (antall utsatt laksyngel, antall gytefisk og endring i driften av kalkingsanleggene), og vi skal være varsomme med å tillegge utsettingene for stor vekt. Økningen i antall laksyngel i 21 og i særlig grad i 23 kan vi med stor sikkerhet si skyldes en reell økning i antall naturlig produsert yngel. Det ble ikke fanget eldre laksunger i hovedvassdraget i 1994, men allerede fra 1996 ble det funnet eldre laksunger på alle stasjonene i elva (figur 3.1). Gjennomsnittlig tetthet av eldre laksunger var 48 individ pr. 1 m 2 i 24 (figur 3.2). Dette er en økning sammenlignet med tidligere år, og den høyeste som er registrert i Frafjordelva etter kalking. Det var størst økning i området nedenfor Molaugvatn (figur 3.3), men disse stasjonene ble fisket nesten halvannen måned senere enn de andre, og en endret fordeling av fiskeungene kan ha betydning for resultatet. Tettheten av eldre laksunger har hatt en meget positiv økning i vassdraget fra 1993 til 24 (lineær trendlinje: y = 3,9x 9,5; R 2 =,81). 1 Frafjordelva Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) 8 Andel, % Figur 3.1. Utbredelsen av laksyngel og eldre laksunger i Frafjordelva i Utbredelsen er angitt som andel av elfiskestasjonene der henholdsvis laksyngel og eldre laksunger er funnet. Data fra 22: Helgøy (24). Laksyngel ble funnet første gang året før den ordinære kalkingen kom i gang i vassdraget. Dette hadde sammenheng med forsøkskalkingen av Brådlandsåna som startet i 1993, og som resulterte i en heving av gjennomsnittlig ph og kalsium fra 1994 (Nøst & Schartau 1995). I de første årene med ordinær kalking var det flere driftsavbrudd, og problemer med å holde en stabil vannkvalitet (Løvhøiden 1998). Det var først etter en ombygging av begge kalkingsanleggene i 1998/99 at forholdene ble mer stabile for laksungene i hele vassdraget (jf. vannkjemi). Det er satt ut laksyngel i Frafjordelva i mange år, men først fra 1994 kom det gjenfangster av utsatt yngel ved elfiske om høsten. Det ble bare satt ut laksyngel nedenfor Molaugvatn i de første årene (tabell 3.1). Det er generelt usikkert hvordan fordelingen er mellom utsatt yngel og naturlig produsert yngel i Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Frafjordelva i Data fra 1993: Helgøy (1999), 22: Helgøy (24). 259

140 Tabell 3.1. Oversikt over utsettinger av plommesekkyngel i Frafjordelva i perioden År Antall Antall laks Antall laks Antall laksyngel satt ut satt ut ørretyngel satt ut nedenfor ovenfor satt ut Molaugvatn Molaugvatn Metallakkumulering på gjelleoverflata, som er skadelig for fisk, er bare påvist hos laks i Vanligere er det å finne metallakkumulering i gjelleepitelet, men det er mer usikkert hvor stor den må være for at den skal ha negative effekter (Kvellestad & Larsen 1999). Det har vært varierende mengder metallakkumulering i gjelleepitelet hos 13-1 % av laksungene i Frafjordelva i (tabell 3.2). Den var høyest i 2 da enkelte individer hadde betydelige mengder metall i gjelleepitelet, men også i 23 og 24 var det laksunger med for høy forekomst av metaller. Figur 3.3. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Frafjordelva i Stasjon 1-2: Måna, stasjon 3: Brådlandsåna, stasjon 4-6: ovenfor Molaugsvatn og stasjon 7-1: nedenfor Molaugsvatn. Data fra 22: Helgøy (24), men det finnes ikke data fra stasjon 3 (*). Tabell 3.2. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Frafjordelva i og ASA+overfl. = ASApositivt materiale på gjelleoverflaten. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) på gjelleoverflaten er oppgitt. ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. = ikke påvist, 1 = særskilt sparsom/sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+ overfl., % ASA+ int., % Art År Stasjon N Laks , , , Ørret , , , ,8,

141 Tabell 3.3. Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Frafjordelva september 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N Andel, % Frafjordelva laks (N = 924) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) 1-2 Brådlandsåna 44±4 1 47± Måna 42± ± Ovenfor Molaugvatn 42± ± Molaugvatn-munningen 42± ± Frafjordelva anadrom 42±4 3 51±7 55 del samlet Laksungene varierte i lengde fra 32 til 148 mm i midten av september 24 (stasjon 1-7) og fra 35 til 131 mm i midten/slutten av oktober 24 (stasjon 8-1) (figur 3.4). Årsyngelen var gjennomsnittlig 42 mm i september og 44 mm i oktober (tabell 3.3). Dette tilsvarer resultatet fra tidligere år. Det var bare små forskjeller mellom de ulike delene av elva i 24. Lengden av ett- og toårige laksunger var henholdsvis 71 og 98 mm i 24 (tabell 3.4). Veksten er relativt dårlig i Frafjordelva, og den har avtatt noe med årene. Laks vil sjelden vandre ut som smolt før de er tre år i Frafjordelva, og innslaget av treårige laksunger var større enn tidligere i 23 og 24. Flere individer vil derfor etter hvert stå på elva til de er fire år. Det kan også tenkes at andelen gyteparr har økt med redusert vekst, og det er også aldersbestemt fire og fem år gamle laksunger i de siste årene. Begrepet eldre laksunger omfattet fire årsklasser i 24, og fordelingen mellom 1+, 2+ og >3+ laks var henholdsvis 49, 24 og 27 % Lengde, mm Figur 3.4. Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Frafjordelva i midten av september og oktober 24. Ørret I de første årene ( ) ble det funnet ørretyngel på alle stasjonene i Frafjordelva (figur 3.5). Men allerede fra 1996 begynte det å mangle ørretyngel på enkelte stasjoner, og i 24 ble det funnet ørretyngel på 8 % av stasjonene. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger for alle stasjonene var lav i 24; henholdsvis 7 og 6 individ pr. 1 m 2. Høyest tetthet av ørretyngel var det på stasjon 6 like ovenfor Molaugvatn med 29 ørretyngel pr. 1 m 2 i 24. I resten av vassdraget var det derimot lave tettheter. Det var en økning i tettheten av ørretyngel fra 1993 til 1994 (figur 3.2). Men allerede i 1995 og 1996 gikk tettheten betydelig tilbake. Utsetting av ørretyngel i årene 1999 og 2 ga utslag i en økning av tettheten i alle fall i ett av årene (2). Tabell 3.4. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Frafjordelva i og Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks* ±4 71 8± ± ±4 99 7± ± ± ±3 9 61± ± ± ± ±6 53 9± ± ± ± ± ± ± ± ± ±9 24 Ørret** ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±1 4 * Tillegg 1999: 4+: 132 mm (N=1); 21: 4+: 128±26 mm (N=2); 23: 4+: 13 mm (N=1), 5+: 128 mm (N=1); 24: 4+: 14 mm (N=1) ** Tillegg 1998: 5+: 163 mm (N=1); 1999: 4+: 155 mm (N=1); 23: 4+: 142 mm (N=1), 5+: 173±21 mm (N=2); 24: 4+: 167 mm (N=1) 261

142 Andel, % Frafjordelva Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) Figur 3.5. Utbredelsen av ørretyngel og eldre ørretunger i Frafjordelva i Utbredelsen er angitt som andel av elfiskestasjonene der henholdsvis ørretyngel og eldre ørretunger er funnet. Data fra 22: Helgøy (24). Senere har det vært en ny reduksjon i antall ørretyngel, og utviklingen i perioden er klart negativ (lineær trendlinje: y = -1,5x + 17,7; R 2 =,45). Selv om det var en liten økning i tettheten av eldre ørretunger like etter at kalkingen startet (1995), har tendensen vært negativ for årene (lineær trendlinje: y = -,7x + 11,; R 2 =,57). Det er påvist metallakkumulering i gjelleepitelet hos 4-1 % av all ørret i alle år med unntak av 1999 da det ikke ble funnet metallakkumulering på noen av ørretungene (tabell 3.2). Dette antyder at fisken i perioder har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). Forholdene var dårligst i 2 og 23 da det ble funnet til dels betydelige mengder metall hos enkelte ørret, og det var ikke tidligere påvist så høy akkumulering. I 23 ble det også funnet metallakkumulering på gjelleoverflata for første gang, og dette vil ha negative effekter på individene som blir berørt. Ørretungene varierte i lengde fra 39 til 167 mm i midten av september 24 (stasjon 1-7) og fra 48 til 15 mm i midten/slutten av oktober 24 (stasjon 8-1) (figur 3.6). Årsyngelen var gjennomsnittlig 51 mm i september og 61 mm i oktober (tabell 3.3). Det er normalt små forskjeller mellom de ulike delene av elva (tabell 3.3), men veksten har likevel vært best nedenfor Molaugvatn i alle tidligere år. Lengden av ett- og toårige ørretunger var henholdsvis 89 og 125 mm i 24 (tabell 3.4). Veksten er dårlig i Frafjordelva, og ørret i hovedvassdraget vil bare i liten grad vandre ut som smolt før de er tre år. Eldre ørretunger forekommer i lite antall, men andelen treårige ørretunger har økt noe i 23 og 24. Det er aldersbestemt ørret opp til fem år i Frafjordelva. De eldste individene blir som oftest fanget i den øvre delen av vassdraget, primært i Måna og Brådlandsåna, der innslaget av stasjonær ørret er forventet å være størst. Begrepet eldre ørretunger omfattet fire årsklasser i 24, og fordelingen mellom 1+, 2+ og >3+ ørret var henholdsvis 7, 21 og 9 %. Andre arter Av andre arter ble det fanget ål og skrubbe i Frafjordelva i 24. Det ble fanget 15-2 ål til sammen på seks av stasjonene og 1-15 skrubbe i nedre del av vassdraget Fangststatistikk Frafjordelva var tidligere regnet som en god lakseelv, og utbyttet varierte normalt fra et par hundre kilo til noe over 8 kg fra midten av 188-tallet til ca 196 (Johnsen et al. 1999). Det finnes imidlertid flere rapporter om fiskedød i elva (Huitfeldt- Kaas 1922, Rosseland 1953). I perioden har den årlige fangsten av laks vært svært lav (mindre enn 1 kg i alle år, figur 3.7), og den opprinnelige laksestammen ble vurdert som utryddet i Frafjordelva (Sivertsen 1989). Økningen i fangsten av laks fra 1995 har sannsynligvis sammenheng med en bedret vannkvalitet. Det var en økning i fangstutbyttet som fortsatte fram mot 2, da det ble fisket nær 1,2 tonn. Dette er den største fangsten som er registrert i vassdraget noensinne. I de fire siste årene har fangsten gått ned igjen, og i 24 ble det meldt inn 474 kg. Dette tilsvarte omtrent det samme som vi hadde året før. På tross av forsuringssituasjonen i Frafjordelva ble bestanden av sjøørret oppgitt å være god på hele 198-tallet. Det ble drevet et omfattende kultiveringsarbeid (Bergheim et al. 1989), og flere av sidebekkene og deler av Molaugvatn var viktige rekrutteringsområder for sjøørret. Selv om oppvekstarealene er begrenset har bekkene vært et viktig bidrag for å opprettholde bestanden av sjøørret (Larsen 1997). Det er fisket mellom 1 og 3 kg sjøørret i de siste årene (figur 3.7). 2 Frafjordelva ørret (N = 141) 15 Frafjordelva Laks Sjøørret 15 Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) 12 Andel, % 1 Fangst, kg Lengde, mm År Figur 3.6. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Frafjordelva i midten av september og oktober 24. Figur 3.7. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Frafjordelva i perioden (Norges Offisielle Statistikk). 262

143 4 Bunndyr Det ble ikke gjennomført bunndyrundersøkelser i forbindelse med effektkontrollen i Frafjordelva i Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Fisk Metallakkumulering på gjelleoverflata på laks er bare påvist i 1996, men ble for første gang funnet hos ørret i 23. Dette vil ha negative effekter på individene som blir berørt. Vanligere er det å finne metallakkumulering i gjelleepitelet, og det har vært varierende mengder hos 13-1 % av laksungene i Frafjordelva i Det var høyest akkumulering i 2 da enkelte individer hadde betydelige mengder metall i gjelleepitelet, men også i 23 og 24 var det laksunger med for høy forekomst av metaller. Reetableringen av laksyngel startet i 1994 i Frafjordelva, og utbredelsen økte jevnt fram til Senere er det hvert år fanget laksyngel på alle stasjonene i lakseførende del av vassdraget. Etter en markert økning i tettheten av laksyngel i Frafjordelva i 23 (13 individ pr. 1 m 2 ), falt tettheten i 24 tilbake til det samme nivået som i (3-6 laksyngel pr. 1 m 2 ). Det har likevel vært en markert økning i antall laksyngel i løpet av de siste 12 årene Det ble fanget eldre laksunger første gang i hovedvassdraget i 1995, men allerede året etter ble det funnet eldre laksunger i alle deler av elva. Tettheten av eldre laksunger har hatt en positiv økning i vassdraget etter kalking, og gjennomsnittlig tetthet var 48 individ pr. 1 m 2 i 24, som er det høyeste som er registrert i Frafjordelva. I de første årene ( ) ble det funnet ørretyngel på alle stasjonene i Frafjordelva. Men allerede fra 1996 begynte det å mangle ørretyngel på enkelte stasjoner, og i 24 ble det funnet ørretyngel på 8 % av stasjonene. Det var en økning i tettheten av ørretyngel fra 1993 til 1994, men allerede i 1995 og 1996 gikk tettheten tilbake. Senere har det vært en ytterligere reduksjon i antall ørretyngel, og utviklingen i perioden er klart negativ. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger var derfor lav i 24; henholdsvis 7 og 6 individ pr. 1 m 2. Selv om det var en liten økning i tettheten av eldre ørretunger like etter at kalkingen startet, har tendensen vært negativ for perioden

144 6 Referanser Bergheim, A., Nøttestad, L., Nøttestad, H. & Nordland, J Registrering av sjøaureyngel og -unger i Frafjordelva september Rapport til Stavanger Jeger- og Fiskerforening, 3.nov s. Sivertsen, A Forsuringstruede anadrome laksefiskbestander og aktuelle mottiltak. NINA Utredning 1: Statens forurensningstilsyn (SFT) Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Årsrapport Statlig program for forurensningsovervåking. Rapport 256/ s. Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. - Hydrobiologia 173: Helgøy, S Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat s. Helgøy, S. 24. Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag 22. Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat s. Hongve, D. & Matzow, D Kalkingsforsøk i Frafjordelva. Kalkingsprosjektet, Rapport s. Huitfeldt-Kaas, H Om aarsaken til massedød av laks og ørret i Frafjordelven, Helleelven og Dirdalselven i Ryfylke høsten 192. Norsk Jæger Fiskefor. Tidsskrift (1/2): Johnsen, B.O., Nøst, T., Møkkelgjerd, P.I. & Larsen, B.M Rapport fra Reetableringsprosjektet: Status for laksebestander i kalkede vassdrag. NINA-Oppdragsmelding 582: Kvellestad, A. & Larsen, B.M Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av overvaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. - NINA-Fagrapport 36: Larsen, B.M Frafjordelva. Fiskeundersøkelser. - I: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat (i manus). Larsen, B.M Frafjordelva. 4 Fisk. - s i: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DNnotat Larsen, B.M., Berger, H.M., Hårsaker, K., Kleiven, E., Kvellestad, A. & Simonsen, J.H. 24. Frafjordelva. 3 Fisk. - Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 23. DN-notat 24-2: Løvhøiden, F Frafjordelva. 2 Vannkjemi. - s i: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat Nøst, T. & Schartau, A.K.L Kjemisk overvåking av norske vassdrag - Elveserien NINA- Oppdragsmelding 371: Rosseland, L Om virksomheten i I Fiskeriinspektørens årsmelding for årene 1948, 1949, 195. Direktoratet for vilt og ferskvannsfisk, Ås. Kap

145 Vedlegg B. Primærdata fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og ørret i Frafjordelva og Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Ørret Laks Ørret St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + >1+ Andre arter ,3 27,6 1,9 4,2 Ål ,7 26, 4,9 4, ,8 46,4 4,6 8,8 Ål ,5 6,7 3,6 14,4 Ål ,5 32,7 4, ,4 36,4 28,6 2,2 Ål ,2 48,2 3, ,8 8,3 2,2 Ål , 51,8 5, 1, ,8 92, 8,5 13,7 Ål, skrubbe ,6±4,7 48,3±1,4 6,9±,8 5,7±,4 Gj.sn. 44,1±27,9 5,2±22,1 6,9±8,3 5,5±5,1 265

146 Vedlegg B2. Utbredelse og tetthet av laks og ørret i Frafjordelva lakseførende del og Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin (1984). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m og LAKS + Utbredelse Tetthet 1 13,2 (3,4) 2,6 (3,8) 17, (1,6) 15,9 (1,7) 7,2 (1,1) 55,8 (5,9) Tetthet 2 1,9 (13,3) 21,3 (18,1) 17,2 (19,7) 16,6 (9,6) 7,3 (6,6) 59,7 (41,3) Median 4,5 21,6 11,1 17,2 4,9 57,1 Min. tetthet 2,,9 15,6 Max. tetthet 38,2 64,6 65,6 3,8 22,9 164,5 1 42,8 (3,7) 42,7 (27,7) 31,7 11,3 95, 1 6,4 (4,2) 63,8 (32,8) 62, 1, 113,7 1 12,6 (6,3) 16,3 (37,5) 16,1 5,4 184, 1 41,6 (4,7) 44,1 (27,9) 37,5 18,8 14,4 LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 4,4 (,9) 4,2 (,1) 13,1 (,9) 3,1 (,2) 14,7 (1,) Tetthet 2 4,9 (5,6) 4,7 (2,8) 13,8 (8,1) 3,5 (3,) 15,5 (7,) Median 2,7 4,2 17,4 2,5 16,7 Min. tetthet 1,3 4, 5,4 Max. tetthet 15,5 1,8 26,2 1,7 28,1 1 23,9 (1,8) 24,2 (25,5) 13,4,8 75,1 1 15,2 (1,) 16,5 (8,8) 16,5 2,5 33,5 1 39,2 (1,3) 4,4 (17,6) 36,9 16, 68,8 1 48,3 (1,4) 5,2 (22,1) 47,3 26, 92, ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 26,4 (1,6) 18,2 (1,1) 5,3 (,4) 5,9 (1,) 6, (,5) 5,5 (,6) Tetthet 2 3,1 (29,5) 2,6 (23,5) 6, (4,8) 6,9 (8,4) 7,1 (9,2) 6, (11,) Median 19,5 9, 5, 4,6 2,9 2,6 Min. tetthet 1,4 1,7 Max. tetthet 14,6 68,4 14,8 23,4 3,5 38,4 8 12,7 (1,9) 12,6 (18,8) 5,2 58,1 8 3,1 (,1) 3,2 (4,7) 1,7 15,4 7 2,9 (,7) 2,9 (5,2) 1,1 17,2 8 6,9 (,8) 6,9 (8,3) 4,8 28,6 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 9,1 (,7) 12,7 (,6) 8,9 (,6) 6,8 (,5) 2,8 (,4) 5, (,3) Tetthet 2 9,8 (7,5) 13,8 (12,6) 9,6 (6,2) 7,2 (6,5) 3,5 (2,8) 5,2 (4,) Median 9,1 9,2 8,1 5,8 2,7 5, Min. tetthet 1,7 1,6,9 Max. tetthet 29,7 42,1 21, 22,5 9,4 12,8 1 5,1 (,3) 5, (3,9) 4,5 1, 13, 9 5,8 (,7) 6, (4,) 6,8 11,4 8 4,5 (,5) 4,8 (4,5) 4, 12,1 9 5,7 (,4) 5,5 (5,1) 4,2 14,4 266

147 Jørpelandsvassdraget Koordinator: Bjørn Mejdell Larsen (NINA) 1 Innledning 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr, fylke: 32.Z, Rogaland Kartreferanse, utløp: , kartblad 1213 III Areal, nedbørfelt: 79.9 km 2 Spesifikk avrenning: 78. l/s/km 2 Middelvannføring: 6.2 m 3 /s Regulering: Reguleringsmagasiner i Svortingsvatn, Liarvatn og Dalavatn Lakseførende strekning: Ca. 3 km etter bygging av fisketrapp i Jørpelandsfossen Kalking: Siden Kalking i 24 Sommeren 24 ble i alt 15 innsjøer kalket. Det ble benyttet BioKalk, som er en flytende kalkslurry med 67 vekt% CaCO 3 og generelt bedre oppløsningsegenskaper enn kalksteinsmel. Simulert som VK3 kalksteinsmel (99% CaCO 3 ) tilsvarte mengden 34 tonn. Kalkingsdataene er innhentet fra Fylkesmannen i Rogaland v/miljøvernavdelingen. 1.4 Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon: 456 Bjørheim Årsnedbør 24: 1965*mm Normalt: 1615 mm % av normalen: 122* 1.2 Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Laksestammen ble karakterisert som truet før kalking (Enge og Nordland 1994). Kalkingsplan: Kaste et al., 1995 (inneholder hydrologiske og kjemiske grunnlagsdata, samt oversikt over reguleringer og sentrale referanser). Kalkingsplan for innsjøer er utarbeidet av Espen Enge, FM Biologisk mål: Rogaland. Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Vannkvalitetsmål: Lakseførende strekning: 15/2-31/5: ph 6,2, 1/6-14/2: ph 6,. Kalkingsstrategi: Vassdraget har siden høsten 1995 blitt avsyret ved hjelp av kalking i innsjøer. Figur 1.1. Vassdraget med nedbørfelt. 289

148 mm nedbør JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon Bjørheim. Normal månedsnedbør for perioden er angitt (met.no 25). * NB! Nedbørdata for juni måned er interpolert av Meteorologisk institutt. 1.5 Stasjonsoversikt BJØRHEIM I RYFYLKE Norm Vannkjemi Forfattere: Ø. Kaste og L. B. Skancke, NIVA Prøvetaker: Ove Førland, Jørpeland Vannkvaliteten i Jørpelandsvassdraget er overvåket siden Før kalkingen ble igangsatt høsten 1995 var Jørpelandsvassdraget surt og hadde liten bufferkapasitet mot ytterligere forsuring. Sidevassdraget fra Svortingsvatn var sterkest forsuret, med ph-verdier i underkant av 5, og høye konsentrasjoner av labilt aluminium. Hovedgrenen fra Liarvatn utgjør omlag 7 % av Jørpelandsvassdraget og var ikke fullt så sur som Svortingsvatn-grenen. Vannkvaliteten i nedre del av hovedvassdraget domineres vanligvis av avrenningen fra Liarvatn, men i perioder med overløp eller tapping fra Svortingsvatn kan blandingsforholdet mellom de to vassdragsgrenene forskyves. Kalkingsinnsatsen i innsjøene var noe høyere i 24 enn i 23, med 34 mot 27 tonn. Utløp Liarvatn Vannkjemien på begge stasjoner i vassdraget har tidligere hatt en klar sesongmessig variasjon med de laveste ph-verdiene om våren. Dette skyldes trolig en kombinasjon av stor avrenning om våren pga. mye nedbør, snøsmelting samt mulighet for akkumulering av surt vann oppunder isen i de kalkede innsjøene. Det nevnte mønsteret i vannkjemien er ikke gunstig for den anadrome fisken i vassdraget, som er mest sårbar for dårlig vannkvalitet i forbindelse med smoltutvandringen om våren. I 21 greide en for første gang å holde ph-verdiene ved utløpet av Liarvatn over 6,2 gjennom hele vårsesongen. Det samme var tilfelle også 23 og 24 (mangler data for 22). Hovedårsaken til dette er trolig en kombinasjon av naturligvannkvalitetsforbedring på grunn av redusert svovelnedfall, samt moderate nedbørmengder om vinteren og våren slik Figur 1.2 viser for 24. Sist år var imidlertid sensommeren og høsten relativ våt, og årets laveste ph-verdi (6,13) ble målt i desember (Figur 2.1 og 2.2). For hele året under ett lå ph-verdiene på denne stasjonen i området 6,1-6,5 (Tabell 2.1). I likhet med tidligere år ble det registrert kun lave konsentrasjoner av giftig, labilt aluminium (LAl) på denne stasjonen, og maksimalverdien i 24 var kun 7 µg/l. Figur 1.3. Jørpelandsvassdraget med prøvetakingsstasjoner for vannkjemi og fisk i 24. Det ble ikke gjennomført bunndyrundersøkelser i 24. Utløp ved Jørpeland Vannkjemien på denne stasjonen har ligget på samme nivå-, og svinget omlag i takt med stasjonen ved utløpet av Liarvatn de siste årene. Og heller ikke ved Jørpeland, ble det registrert episoder med ph under det fastsatte målnivået for smoltifiseringsperioden (ph 6,2) i 24. De to stasjonene hadde samme phintervall og lik middel- ph i 24 (6,3). Årets laveste ph-verdi ved utløpet i Jørpeland (6,7) ble registrert i desember. Resultatene fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt ved Jørpeland (ukentlige prøver om våren) viser også at ph-verdiene holdt seg hele tiden over det fastsatte målet (Figur 2.2). I løpet av juli og august steg ph opp mot 7. under lav vannføring. Høyeste LAlkonsentrasjon som ble målt ved Jørpeland i 24 var 8 µg/l, og var dermed omtrent på samme nivå som stasjonen ved utløpet av Liarvatn. Ved disse nivåene vil det etter all sannsynlighet ikke oppstå skade på laksesmolt, verken i ferskvann eller i sjøvann (Hindar et al. 1997). En usikkerhetsfaktor er imidlertid sidebekkene fra det 11 km 2 store feltet nedstrøms Dalavatn 29

149 Tabell 2.1. Middel-, min- og maksverdier for 24. Nr. Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 1 Utløp Liarvatn Mid 6,3 1, ,2 Min 6,13, ,7 Max 6,47 1, ,3 N Utløp v. Jørpeland Mid 6,31 1, ,4 48 Min 6,7 1, ,5 31 Max 6,49 1, , 69 N (NVE 1994). Målinger har vist at flere av disse er svært sure (T.E. Børresen, FM Rogaland, pers. medd.), og at de derfor vil bidra med transport av LAl ut i hovedelva. Omfanget av dette er ikke kartlagt, men dataene fra Fylkesmannen indikerer at det foreligger en potensiell fare for dannelse av giftige aluminiumsblandsoner i hovedelva på denne strekningen. I slike blandsoner kan det foregå akkumulering av aluminium på gjellene til fisk, selv om det måles lave LAl-verdier i hovedelva (Kroglund et al. 1998). 3 Fisk Forfattere: Bjørn Mejdell Larsen 1, Hans Mack Berger 1, Einar Kleiven 2, Agnar Kvellestad 3 og Espen Aanes 1 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 3 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 7,5 Utløp Liarvatn Utløp v. Jørpeland 7, 6,5 6, 5,5 5, jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan Utløp v. Jørpeland jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Figur 2.1. Utvikling, ph og aluminium ph 7,5 7, 6,5 6, Utløp v. Jørpeland ph-mål 5,5 jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Figur 2.2. Resultater DNs vannkjemikontroll-prosjekt, analysert ved M- lab AS i Stavanger. 3.1 Innledning Som følge av forsuring og ustabil vannkvalitet har bestandene av laks og sjøørret vært små og ustabile fra begynnelsen av 198-tallet i Jørpelandselva. Ved ungfiskundersøkelser i vassdraget i 1989 og (Persson 1993, Helgøy & Enge 1995, Helgøy 1999) ble det bekreftet at tettheten av ungfisk var liten. I forbindelse med kalkingstiltakene i Jørpelandselva startet NINA en overvåking av ungfiskbestandene av laks og ørret i 1995 (Larsen 1998). Dette er videreført etter samme opplegg i , men med en reduksjon i antall stasjoner fra 21. I 22 ble vassdraget tatt ut av det nasjonale overvåkingsprogrammet, og det ble ikke gjort noen fiskeundersøkelser i vassdraget det året. I 23 og 24 var Jørpelandselva igjen inne i overvåkingsprogrammet, og ble undersøkt etter samme opplegg som i Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 6 stasjoner i lakseførende del av vassdraget i september 24 (figur 1.3). Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på alle stasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B.1-B.2 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). 291

150 Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 8 ørretunger på stasjon 8. Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Jørpelandselva hadde en lakseførende strekning som opprinnelig bare var 1 km. I 1998 ble en strekning på ytterligere 2 km gjort tilgjengelig ved en ny fisketrapp i Jørpelandsfossen. I de første årene med undersøkelser i vassdraget var tettheten av laksyngel ca 5 individer pr. 1 m 2 (figur 3.1). Senere har det vært en økning i antall laksyngel, og i de tre siste årene har tettheten ligget nær 2 individer pr. 1 m 2. Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel var 21 individer pr. 1 m 2 i 24. Det var stor variasjon mellom enkeltstasjonene i vassdraget, og det var høyest tetthet av laksyngel på de to stasjonene nedenfor kraftstasjonen Jørpeland II (3 individer pr. 1 m 2 på begge stasjonene). På strekningen med restvannføring ovenfor kraftverket ble det derimot ikke funnet laksyngel i 24. Det var innbyrdes store forskjeller mellom stasjonene nedenfor Jørpelandsfossen også (5-23 individer pr. 1 m 2 ), og gjennomsnittlig tetthet av laksyngel ovenfor og nedenfor Jørpelandsfossen var derfor relativt lik i 24 (henholdsvis 19 og 15 individer pr. 1 m 2, figur 3.2). Dette er det samme som i 21 og 23, og det har vært stabile tettheter i hele vassdraget i flere år nå. I 22 ble det ikke gjennomført fiskeundersøkelser i vassdraget, men antall eldre laksunger i 23 kan tyde på at tettheten av laksyngel ikke var vesentlig forskjellig fra de andre årene. Kalkingstiltaket har med stor sannsynlighet hatt en positiv effekt på utbredelse og overlevelse til laksungene i Jørpelandselva. Men variasjonen i tetthet mellom år er også påvirket av omfanget av kultiveringsarbeidet i vassdraget. Siden 1993 er det årlig satt ut plommesekkyngel eller startforet laksyngel. Med unntak av en mindre andel av utsettingen i 21 og en vesentlig andel av fisken i 24, er all fisk satt ut langs den lakseførende strekningen ovenfor Jørpelandsfossen (tabell 3.1). Tettheten av laksyngel har i flere av årene variert direkte med størrelsen på utsettingene, men på grunn av varierende tilslag på utsettingene er ikke sammenhengen entydig (Larsen et al. 24). I 1999 og 23 for eksempel var den naturlige rekrutteringen større enn det man kunne forvente utfra antall yngel som er satt ut. Figur 3.1. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Jørpelandselva i Data fra 1993: Helgøy (1999) og 1994: Helgøy & Enge (1995). *Det foreligger ingen data fra 22. individer pr. 1 m 2 på en stasjon like nedenfor kraftstasjonen Jørpeland II. Det var eldre laksunger på alle stasjonene i Jørpelandselva i 2 og 21, mens det i 23 og 24 manglet eldre laksunger på en stasjon. Selv om det er kalket innsjøer i nedslagsfeltet til Jørpelandselva siden 1995, har det bare vært mindre endringer i tettheten av eldre laksunger i , og det er ingen statistisk trend i tallmaterialet. Det ble påvist noe metallakkumulering i gjelleepitelet hos laks i de første årene etter kalking, men bare i sparsomme mengder (tabell 3.2). Dette er et uttrykk for at fisken i perioder har vært utsatt for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). I 1999, 21 og 23 ble det ikke påvist metallakkumulering hos noen av laksungene. Andelen laks med påvist metallakkumulering har gått ned i perioden , og tendensen har vært positiv i de siste årene. Laksungene varierte i størrelse fra 44 til 141 mm i midten av september 24 (figur 3.3). Årsyngelen var gjennomsnittlig 55 mm (tabell 3.3). Veksten har variert noe mellom år, og laksyngelen har i de fleste årene vært litt større ovenfor Fossen. Men dette jevnet seg ut i 23, og i 24 var laksyngelen størst nedenfor Fossen. Lengden av ett- og toårige laksunger var henholdsvis 91 og 122 mm i 24 (tabell 3.4). Gjennomsnittslengden til de ettårige laksungene avtok med 25 mm fra 1998 til 21, men har økt litt igjen i 23 og 24. En stor andel av laksungene vil ikke vandre ut av vassdraget før de er tre år. Det er aldersbestemt laksunger opp til fire år tidligere, og dette kan bety at noen individer forblir på elva som gyteparr. Fordelingen mellom ett- og toårige laksunger var henholdsvis 66 og 34 % i 24, og begrepet eldre laksunger omfattet bare disse to årsklassene. I 2 og 21 økte tettheten av eldre laksunger som et resultat av høy tetthet av yngel i Med lavere yngeltetthet i 21 og 23 igjen, fikk vi en liten reduksjon i tettheten av eldre laksunger i 23 og 24 (figur 3.1). Gjennomsnittlig tetthet av eldre laksunger var 5 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var det samme som i 23, og det var også lik fordeling av laksunger ovenfor og nedenfor Fossen; henholdsvis 6 og 4 individ pr. 1 m 2 i 24 (figur 3.2). Høyeste tetthet var

151 Tabell 3.1. Oversikt over utsettinger av plommesekkyngel eller startforet laksyngel i Jørpelandselva i I tillegg er det satt ut ca 2 laksyngel i august i årene År Sum antall Antall satt Antall satt Utsettingslaksyngel ut ovenfor ut nedenfor tidspunkt satt ut Fossen Fossen juli juli juli juni mai mai mai mai Tabell 3.2. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Jørpelandselva i og ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. = ikke påvist, 1 = særskilt sparsom/sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. Det er ikke funnet ASA-positivt materiale på gjelleoverflaten verken til laks eller ørret i Jørpelandselva i disse årene. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+int., % Art År Stasjon N Laks , ,7, Ørret , , , , Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Jørpelandselva i Stasjon 1-4: Ovenfor Fossen og stasjon 5-8: Fossen-munningen. *Det foreligger ingen data fra 22. Tabell 3.3. Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Jørpelandselva september 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N 1-3 Ovenfor Fossen 53± ± Fossen-munningen 56± ± Jørpelandselva 55± ±9 61 anadrom del samlet Andel, % Jørpelandselva laks (N = 137) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Lengde, mm Figur 3.3. Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Jørpelandselva i begynnelsen/midten av september

152 Tabell 3.4. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Jørpelandselva i og Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks* ± ±1 8 13± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± Ørret** ± ± ± ±6 37 1± ± ± ±7 3 97± ± ±4 2 99± ± ± ± ± ± ± ± ±14 3 * Tillegg 1998: 4+: 139 mm (N=1); 1999: 4+: 139 mm (N=1) ** Tillegg: 1998: 4+: 159±3 mm (N=2) og 5+: 196 mm (N=1); 1999: 5+: 177 mm (N=1) og 8+: 168 mm (N=1); 2: 7+: 173 mm (N=1) Andel, % Jørpelandselva ørret (N = 98) Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) variert mellom 3 og 6 individer pr. 1 m 2, og det er ingen trend i materialet for eldre ørretunger i denne perioden. Det er i utgangspunktet ingen stor bestand av sjøørret i Jørpelandselva (jf. fangststatistikken). Bestanden av stasjonær ørret ovenfor Fossen var også svært liten før kalkingen startet. Det var derfor ikke forventet noen vesentlig økning i tettheten av ørret i Jørpelandselva så lenge det drives et aktivt kultiveringsarbeid for å øke bestanden av laks. Utsetting av laksyngel og oppgang av laks forbi Fossen var forventet å holde antall ørret nede Lengde, mm Figur 3.4. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Jørpelandselva i begynnelsen/midten av september 24. Ørret Det manglet ørretyngel på en av stasjonene i 24, men det er bare i fire av årene i perioden at ørretyngel har vært til stede på alle stasjonene. Tettheten av ørretyngel er lav i Jørpelandselva; 3-16 individer pr. 1 m 2 i gjennomsnitt i perioden Det var høyest tetthet i 23, og det var en liten nedgang igjen i 24 (11 individer pr. 1 m 2 ). Selv om det var store forskjeller i tetthet mellom de ulike stasjonene (- 25 individer pr. 1 m 2 ), var det likevel en jevn fordeling av ørretyngel ovenfor og nedenfor Fossen (figur 3.2). Selv om det i noen år har vært høyere tetthet av ørretyngel enn normalt har det ikke vært noen statistisk økning i perioden Gjennomsnittlig tetthet av eldre ørretunger var 6 individer pr. 1 m 2 i 24 (figur 3.1). Dette var en liten økning i forhold til 23, men likevel bare små endringer sammenlignet med tidligere år. I årene har tettheten av eldre ørretunger bare Det er påvist noe metallakkumulering i gjellene hos ørret i enkelte av årene i perioden (tabell 3.2), men i tre av årene (1999, 21 og 24) ble det ikke påvist metallakkumulering i det hele tatt hos noen av ørretungene. Ser vi på hele perioden er det en avtagende mengde akkumulering etter kalking, selv om tendensen er usikker. Ørretungene varierte i størrelse fra 4 til 224 mm i midten av september 24 (figur 3.4). Årsyngelen var i gjennomsnitt 62 mm (tabell 3.3). Det var bedre vekst i 24 i forhold til 21 og 23, men bare små forskjeller sammenlignet med tidligere år, når vi tar hensyn til at det ble fisket senere på høsten i 24. Det er moderate vekstforskjeller innad i vassdraget, men ørretyngelen vokser normalt best nedenfor Fossen. Lengden av ettårige ørretunger var 13 mm i 24 (tabell 3.4). Veksten var moderat, og det var bare mindre forskjeller sammenlignet med tidligere år. Bare en liten del av de ettårige ørretungene vil likevel være store nok til å vandre ut av vassdraget som toårig smolt. Ovenfor Fossen har bestanden tidligere vært stasjonær, og i dette området er det aldersbestemt ørret opp til sju og åtte år. Begrepet eldre ørretunger omfatter derfor flere aldersklasser, men med dominans av ettårige ørretunger (73 % av materialet i 24). 294

153 Andre arter Det blir årlig fanget ål i lite antall i Jørpelandselva, og i 24 ble det observert ca 2 ål fordelt på tre av de seks stasjonene. I tillegg ble det notert en skrubbe nederst i vassdraget i 24, og tidligere (1998) er det også fanget regnbueørret ved utløpet i sjøen. 4 Bunndyr Det ble ikke gjennomført bunndyrundersøkelser i forbindelse med effektkontrollen i Jørpelandselva i Fangststatistikk Som følge av forsuring og ustabil vannkvalitet har fangstene av laks og sjøørret vært lave og variable helt fra begynnelsen av 198-tallet etter at vassdraget kom med i fangststatistikken (Johnsen et al. 1999). De største fangstene av laks har vært 3-4 kg. Fangsten i 24 var fortsatt bare halvparten av dette (2 kg, figur 3.5). Liten vannføring i fiskesesongen har vært medvirkende til det dårlige resultatet i de siste årene. Fangsten av sjøørret har vært lav i alle år (største fangst 112 kg i 1989). Det var noe høyere fangst igjen i med opptil 98 kg i 2. I 24 ble det bare fanget 27 kg sjøørret. 5 4 Jørpelandselva Laks Sjøørret Fangst,kg År Figur 3.5. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Jørpelandselva i perioden (Norges Offisielle Statistikk). Det foreligger ingen offisiell statistikk før 1981, og fangstdata mangler også for 1983, 1984 og

154 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Våren 24 var noe tørrere enn normalen, og dette var trolig hovedårsak til at en greide å holde ph-verdiene i elva på- eller over målnivået på 6,2 gjennom hele vårsesongen. ph-verdiene som ble målt ved utløp Liarvatn og ved Jørpeland i 24, lå i samme intervall (6,1-6,5). Middelkonsentrasjonen av kalsium lå i 24 på 1,1 mg/l ved utløpet av Liarvatn, mens det ved utløp Jørpeland var 1,2 mg/l. Dette er en reduksjon fra foregående år, da verdien var 1,4 mg/l for begge stasjoner. Som tidligere år, ble det funnet kun lave konsentrasjoner av giftig, labilt aluminium (maks 8 µg/l). Ved disse nivåene vil det trolig ikke oppstå skade på laksesmolt, hverken i ferskvann eller i sjøvann. En mulig usikkerhetsfaktor er imidlertid sure sidebekker nedstrøms Dalavatn, som kan representere en potensiell fare for dannelse av giftige aluminiums-blandsoner i hovedelva. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak Det ser ut til at strategien med å kalke mange innsjøer i serie i stor grad er tilstrekkelig til å avsyre vannet og avgifte aluminiumet før det når den anadrome strekningen i elva. En viss usikkerhet er imidlertid knyttet til om det sure restfeltet nedstrøms Dalavatn kan bidra til å skape giftige aluminiums-blandsoner, som ikke kan identifiseres ved hjelp av tradisjonell analysemetodikk. For å eliminere denne risikoen, er det tidligere foreslått terrengkalking i deler av dette feltet. Det er nylig satt i gang et utredningsarbeid for å vurdere måloppnåelse mht. vannkvalitet og laksebestand etter 1 år med kalking i vassdraget. Fisk Resultatene av de histologiske gjelleundersøkelsene indikerer at vannkvaliteten har blitt noe bedre for fisk i de siste årene, men tendensen er noe usikker. I de første årene med undersøkelser i vassdraget var tettheten av laksyngel ca 5 individer pr. 1 m 2. Senere har det vært en økning i antall laksyngel, og i de tre siste årene har tettheten ligget nær 2 individer pr. 1 m 2. Gjennomsnittlig tetthet av laksyngel ovenfor og nedenfor Fossen var relativt lik i 24 (henholdsvis 19 og 15 individer pr. 1 m 2 ). Dette er det samme som i 21 og 23, og det har vært stabile tettheter i hele vassdraget i flere år nå. Kalkingstiltaket har med stor sannsynlighet hatt en positiv effekt på utbredelse og overlevelse til laksungene i Jørpelandselva. Men variasjonen i tetthet mellom år er også påvirket av omfanget av kultiveringsarbeidet i vassdraget. Gjennomsnittlig tetthet av eldre laksunger var 5 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette er det samme som i 23, og det var også samme fordeling av laksunger på strekningene ovenfor og nedenfor Fossen. Selv om det er kalket innsjøer i nedslagsfeltet til Jørpelandselva siden 1995, har det bare vært mindre endringer i tettheten av eldre laksunger i , og det er ingen statistisk trend i tallmaterialet. Det manglet ørretyngel på en av stasjonene i 24, men det er bare i fire av årene i perioden at ørretyngel har vært til stede på alle stasjonene. Tettheten av ørretyngel er lav i Jørpelandselva; 3-16 individer pr. 1 m 2 i gjennomsnitt i perioden Selv om det i noen år har vært høyere tetthet av ørretyngel enn normalt har det ikke vært noen statistisk økning i perioden I årene har tettheten av eldre ørretunger bare variert mellom 3 og 6 individer pr. 1 m 2, og det er ingen trend i materialet for eldre ørretunger i denne perioden. 296

155 6 Referanser Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. - Hydrobiologia 173: Enge, E. og Nordland, J Behovet for kalking som mottiltak mot forsuring i Rogaland. Notat, oppdatert verson. Fylkesmannen i Rogaland, miljøvernavdelingen, 9 s. Helgøy, S Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat s. Helgøy, S. & Enge, E Tettleiksregistreringar av laks og aure i Rogalandsvassdrag Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-notat s. Hindar, A., Kroglund, F. og Skiple, A Forsuringssituasjonen i lakseførende vassdrag på Vestlandet; vurdering av behovet for tiltak. NIVA-rapport 366, 96 s. Johnsen, B.O., Nøst, T., Møkkelgjerd, P.I. & Larsen, B.M Rapport fra Reetableringsprosjektet: Status for laksebestander i kalkede vassdrag. NINA-Oppdragsmelding 582: Kaste, Ø., Hindar, A., Kroglund, F., Skiple, A. og Brandrud, T.E Tiltak mot forsuring av Jørpelandselva. Kalkingsplan. NIVA-rapport nr. 3272, 45 s. Kroglund, F., Teien, H.C., Rosseland, B.O., Lucassen, E., Salbu, B. & Åtland, Å Endring i aluminiumsgiftighet i en humusfattig elv ved bruk av kjemiske tiltak. NIVA-rapport 397, 12 s. Kvellestad, A. & Larsen, B.M Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av overvaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. - NINA-Fagrapport 36: Larsen, B.M Jørpelandselva. 3 Fisk. - s. 125 i: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DNnotat Larsen, B.M., Berger, H.M., Hårsaker, K., Kleiven, E., Kvellestad, A. & Simonsen, J.H. 24. Jørpelandsvassdraget. 3 Fisk. - Kalking i vann og vassdrag. Effektkontroll av større prosjekter 23. DN-notat 24-2: met.no 25. Nedbørhøyder 24 fra meteorologisk stasjon Bjørheim, samt normalperioden Meteorologisk institutt, Oslo. NVE Hydrologisk kart over Jørpelandsvassdraget. Norges vassdrags- og energidirektorat, hydrologisk avdeling, Oslo. Persson, U Tetthetsregistreringer av laks og aure i Rogalandsvassdrag, Fylkesmannen i Rogaland, Miljøvernavdelingen. Miljø-rapport s. 297

156 Vedlegg A. Primærdata vannkjemi 24 Forkortelser: Ca Kalsium LAl Labilt aluminium Na Natrium NO3-N Nitrat ALK-E Alkalitet TOC Totalt organisk karbon K Kalium TOT-N Total nitrogen RAl Reaktivt aluminium Kond Konduktivitet Cl Klorid TOT-P Total fosfor ILAl Ikke-labilt aluminium Mg Magnesium SO4 Sulfat ANC Syrenøytraliserende kapasitet Nr. Stasjon Dato ph Ca ALK-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 -N TOT-N TOT-P ANC mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l 1 Utløp Liarvatn 15/1/4 6,19 1, ,3 1 Utløp Liarvatn 16/3/4 6,41, ,8 1 Utløp Liarvatn 1/4/4 6,19 1, ,9 1 Utløp Liarvatn 15/4/4 6,26 1, ,9 1 Utløp Liarvatn 2/5/4 6,38 1, ,8 1 Utløp Liarvatn 18/5/4 6,33 1, ,7 1 Utløp Liarvatn 1/6/4 6,34 1, , 1 Utløp Liarvatn 15/6/4 6,4 1, ,4 1 Utløp Liarvatn 15/9/4 6,47 1, ,3 1 Utløp Liarvatn 17/1/4 6,31 1, ,9 1 Utløp Liarvatn 15/11/4 6,3 1, ,7 1 Utløp Liarvatn 15/12/4 6,13, ,2 4 Utløp ved Jørpeland, Osen 15/1/4 6,35 1, ,3 2,35,35 2,62,18 4,52 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 16/3/4 6,42 1, ,9 2,74,4 3,8,2 5,19 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 1/4/4 6,32 1, ,8 2,45,38 2,77,2 4,68 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 15/4/4 6,33 1, ,1 2,42,37 2,86,2 4,85 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 2/5/4 6,49 1, ,8 2,29,32 2,57,18 4,16 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 18/5/4 6,42 1, ,5 2,48,36 2,78,16 4,69 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 1/6/4 6,45 1, ,8 2,42,35 2,74,19 4,65 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 15/6/4 6,2 1, , 2,41,36 2,9,18 4,75 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 15/9/4 6,41 1, ,6 2,18,24 2,47,14 3,81 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 17/1/4 6,37 1, ,8 2,35,33 2,5,16 3,92 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 15/11/4 6,14 1, ,4 2,36,28 2,69,19 4,4 1, Utløp ved Jørpeland, Osen 15/12/4 6,7 1, ,3 2,16,22 2,42,16 4,7 1,

157 Vedlegg B. Primærdata fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og ørret i Jørpelandselva Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Ørret Laks Ørret St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + >1+ Andre arter ,8 3, ,2 2,4 8, ,5 14,9 6,5 16, ,6 3, Ål ,1 5,6 4,6 2,4 Ål ,4 2,9 24,9 13,4 Ål, skrubbe ,6±5,9 4,7±,2 1,8±2,2 5,7±,3 Gj.sn. 17,±12,9 4,8±5,3 1,3±9,2 6,±7,2 299

158 B2. Utbredelse og tetthet av laks og ørret i Jørpelandselva og Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin (1984). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavviket angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 1,4 (1,9),7 (,1) 7, (1,2) 2,4 (,2) 25,1 (1,8) 8,1 (1,5) 17,8 (2,2) Tetthet 2 1,3 (16,),5 (,8) 6,1 (1,9) 2,3 (1,6) 24,9 (1,9) 7,9 (6,9) 17,5 (1,7) Median 3,1 2,5 21,8 5,6 17,7 Min. tetthet 15,2 1, 1, Max. tetthet 46,4 2,1 3,5 4,4 51,2 2,7 3,1 LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 4,5 (1,8) 2,5 (,) 1,8 (,1) 1,2 (,2) 3, (,1) 7,7 (,5) 8,9 (,3) Tetthet 2 4,2 (3,2) 2,3 (1,7) 2,1 (1,3) 1,1 (1,) 3,2 (3,4) 7,7 (4,8) 8,8 (4,2) Median 4,7 2,8 1,9 1, 2,4 6,4 1, Min. tetthet 3,5 3,6 Max. tetthet 7,8 4,9 4,2 2,6 1,8 16,1 13,5 ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 8,8 (1,8) 5,5 (,1) 7, (,4) 6,8 (,9) 12,5 (2,1) 6,7 (,9) 2,9 (,5) Tetthet 2 8,1 (2,8) 5,3 (4,8) 8,9 (5,9) 6,9 (2,3) 11, (8,5) 6,5 (8,6) 2,8 (2,4) Median 7,2 3,6 7,2 7,1 1,7 2,8 2,3 Min. tetthet 4,6 3,2 2,7 Max. tetthet 11,9 13,6 21,7 9,8 28,4 24,5 5,7 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 4,2 (,4) 2,9 (,1) 4,7 (,2) 3, (,2) 5,9 (,3) 3,6 (,3) 3,4 (,3) Tetthet 2 4, (4,8) 2,9 (4,) 5, (3,7) 3,3 (2,2) 5,7 (4,2) 3,8 (2,8) 3,8 (6,1) Median 2,4 1,8 4,7 2,8 4,4 3,3,8 Min. tetthet 1,9 1, Max. tetthet 13,2 12,2 1,5 7,3 15,9 9,2 15, ,7 (1,4) 16,7 (2,5) 7,2 53,1 83 4,4 (,2) 4,6 (3,9) 4,1 11, 1 15,8 (2,4) 15,3 (11,) 13,5 2, 32,8 67 3,8 (,1) 3,9 (3,8) 3,6 9, ,6 (5,9) 17, (12,9) 17,9 3,5 83 4,7 (,2) 4,8 (5,3) 3, 14,9 83 1,8 (2,2) 1,3 (9,2) 7,3 24,9 67 5,7 (,3) 6, (7,2) 3,1 16,6 3

159 Kragerøvassdraget (Toke) Ingen overvåking 24 Vassdragsnr: 17 Fylke: Telemark Areal, nedbørfelt: 1239 km 2 Spesifikk avrenning: 26,7 l/s/km 2 Middelvannføring: 32,1 m 3 /s Innsjøareal Bjårvatn: 3.4 km 2 Oppholdstid Bjårvatn:.4 år Regulering: Suvdøla i nordvest Kalket siden: Bjårvatn kalket siden oktober En rekke innsjøer i nedbørfeltet (omlag 8) er imidlertid kalket gjennom flere år. Suvdøla Loneelva Gautefallelva Skjeggefoss Bjårvatn Storelva (Bråten) Toke Bakgrunn for kalking: Kalkingsplan: Biologisk mål: Vannkvalitetsmål: Kalkingsstrategi: Generell forsuring i øvre del av vassdraget og ønske om å bedre forholdene for innlandsfiskebestander. Fylkesmannen Bedring av reproduksjonsmulighetene for storaure i Storelva nedstrøms Bjårvatn og innlandsfiskebestander høyere oppe i vassdraget. ph over 6. i utløpet av Bjårvatn hele året, dvs. unngå sure episoder. Innsjøkalking av Bjårvatn og en rekke tiltak i vassdraget oppstrøms Bjårvatn. På denne måten ønsker en å unngå kalkdosering i selve Storelva. Prøvetakingspunkt 5 km Kragerø Kragerøvassdraget Figur 1.1 Nedbørfelt med prøvetakingsstasjoner for vannkjemi. 1

160 Kvinavassdraget Koordinator: Ø. Kaste, NIVA 1 Innledning 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr: 25 Fylke(r): Vest-Agder Areal, nedbørfelt: 1444,9 km 2 før regulering (etter reg.: 645,2 km 2, inkl. Litleåna 229,2 km 2 ) Regulering: 799,7 km 2 (55%) overført til Sira. Mindre reguleringer i nedre del. Spesifikk avrenning: 56,3 l/s/km 2 før regulering (etter reg.: 54,7 l/s/km 2 ) Middelvannføring: 81,3 m 3 /s før regulering (inkludert Litleåna) Kalket siden: 1994 (Lindeland, Mygland), 2 (Nyland) Lakseførende strekning:til Rafoss, 13 km opp i Kvina og til Åmot, 1 km opp i Litleåna (Figur 1.1) 1.2 Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Kvina-vassdraget var forsuret, med ph-verdier i området 4,5-5,2. Vannkvaliteten var for dårlig til at laks og sjøaure kunne leve og reprodusere i elva (Hindar 1992). Kalkingsplan: Hindar (1992). Biologisk mål: Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Vannkvalitetsmål: Lakseførende strekning: 15/2-31/3: ph 6,2, 1/4-31/5: ph 6,4, 1/6-14/2: ph 6,. Oppstrøms Nyland: ph 5,7 Kalkingsstrategi: Vassdraget kalkes i dag med én kalkdoserer i Kvina ved Lindeland bru, én doserer i Litleåna ved Mygland og én doserer i nedre del av Kvina (Nyland). I tillegg blir enkelte innsjøer i nedbørfeltet kalket. Figur 1.1. Kvina med uregulert restfelt. I tillegg ble enkelte innsjøer i nedbørfeltet kalket med omkring 78 tonn NK3 kalksteinsmel. Kalkingsdataene er innhentet fra Fylkesmannen i Vest-Agder v/miljøvernavdelingen. 1.3 Kalking 24 Doserer v/lindeland: 644 tonn NK3 (86% CaCO 3 ) Doserer v/mygland: 525 tonn NK3 (86% CaCO 3 ) Doserer v/nyland: 231 tonn (BioKalk kalkslurry) 1.4 Hydrologi 24 Meteorologisk stasjon: 4252 Risnes i Fjotland Årsnedbør 24: 283 mm Normalt: 182 mm % av normalen: 116 % 17

161 5 4 RISNES I FJOTLAND Norm 61-9 mm nedbør JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon Risnes i Fjotland. Normal månedsnedbør for perioden er angitt (met.no 25) Stegemoen Mygland m 3 /s jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 Figur 1.3. Vannføring (døgnverdier) i 24 ved stasjonene Stegemoen (Kvina) og Mygland (Litleåna) (NVE 25). 1.5 Stasjonsoversikt Figur 1.4. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemi, fisk, bunndyr og vannvegetasjon i Kvinavassdraget (undersøkelser av bunndyr samt makrovegetasjon foretas hvert 2. år). 171

162 2 Vannkjemi 6, Litleåna o. doserer 1 per. Mov. Avg. (Litleåna o. doserer) Forfattere: Ø. Kaste og L. B. Skancke, NIVA Medarbeidere: R. Høgberget, J. Håvardstun, M. C. Lie, NIVA Prøvetaker: Samuel Egenes, Kvinesdal ph 5,5 5, Kvinavassdraget var svært surt før kalking, med ph-verdier i området 4,5-5,2. De lave ph-verdiene, samt høye konsentrasjoner av labilt aluminium (LAl) førte til at laks og sjøaure ikke kunne reprodusere naturlig i elva. Elva har blitt kalket fra to kalkdoserere siden 1994, og i 2 ble det etablert ytterligere et anlegg ved Nyland. Dosert kalkmengde i Kvina (Lindeland+ Nyland) og Litleåna (Mygland) var hhv og 525 tonn i 24, mot 241 og 766 tonn i 23 (kapittel 1.3). Referansestasjoner oppstrøms kalking i Litleåna Referansestasjonen i Litleåna har fortsatt svært surt vann, med middelverdi på 4,97 i 24 (Tabell 2.1). Ved denne stasjonen, med komplett tidsserie fra og med 1996, har årsmiddel-ph ligget stabilt på 4,9-5, i hele perioden (Figur 2.1). Ett unntak var det svært nedbørrike året 2, da det jevnt over var noe surere og middel-ph ble 4,8. ph-verdiene i elva viser klare sesongsvingninger, og for året som helhet lå ph i intervallet 4,77-5,84 (Figur 2.2). I første halvår var nedbørmengdene stort sett under normalen, og ph-verdiene økte fra begynnelsen av april til et maksimum i midten av juni. Den svært nedbørrike høsten førte imidlertid til ph-verdier godt under 5.. Konsentrasjonen av labilt aluminium (LAl) på referansestasjonen lå i området µg/l i 24. Juni-prøven dette året hadde den laveste LAL-konsentrasjonen som noen gang er registrert ved denne stasjonen. Men selv om det er en forbedring å spore i forhold til tidligere år, er det gjennomgående lave verdier for syrenøytraliserende kapasitet (ANC), og vannkvaliteten på referansestasjonen er fortsatt giftig for innlandsfisk i deler av året (Lien et al. 1989). 4,5 4, Figur 2.1. ph-utvikling i Litleåna oppstrøms kalkingsanlegget ved Mygland. 1-punkts flytende middel ( moving average ) er angitt med tykk linje. Litleåna (kalket del) Kalkdosereren ved Mygland ligger høyt oppe i vassdraget, og grunnet sure tilførsler fra et stort ukalket felt nedstrøms dosereren, må det kompenseres med bruk av relativt høye kalkdoser ved anlegget. Det har vist seg å være vanskelig å holde en stabil vannkvalitet helt ned til samløpet med Kvina på denne måten. I følge dataene fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt i 24 lå phverdiene rett nedstrøms doseringsanlegget i området 6,4-8,8, hvorav én av de 27 prøvene hadde ph > 8, (Figur 2.4). I nedre del av Litleåna lå ph-verdiene i intervallet 5,4-7,2 (Figur 2.2 og Figur 2.4). Med dette ble middel-ph hele,3 ph-enheter lavere i 24 enn i 23. Middelverdi for kalsium var 1,58 i 24, og dette er,5 mg/l lavere enn i 22. LAl-konsentrasjonene i nedre del av Litleåna lå i intervallet 1-26 µg/l, og dermed var maksimalkonsentrasjonen i 24 1 µg/l høyere enn året før. Ved disse LAl-nivåene vil det være fare for betydelige skader på laksesmolt i ferskvann, mens det kan oppstå betydelige skader og moderat dødelighet i forbindelse med utvandringen til sjøen (Hindar et al. 1997). Tabell 2.1. Middel-, min- og maksverdier for 24. Nr. Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 3 Kvina nedstr. Trælandsfoss Mid 6,31 1, ,4 Min 5,86 1, , Max 6,71 2, , N b Kloster Mid 6,22 1, ,2 72 Min 5,69 1, ,1 17 Max 6,7 2, ,5 12 N Litleåna oppstr. doserer Mid 4,97, ,8 8 Min 4,77, ,4-8 Max 5,84, ,1 34 N Litleåna før Kvina Mid 5,92 1, ,4 Min 5,41 1, ,3 Max 6,9 2, ,3 N

163 ph Litleåna oppstr doserer Litleåna før innløp Kvina 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 år. Maksimalverdien for begge stasjoner ble målt utenom smoltifiseringsperioden i 24, 28 µg/l ved Trælandfoss i desember og 18 µg/l ved Kloster i januar. Innenfor smoltifiseringsperioden, 15/2-31/5, lå LAl-konsentrasjonene i intervallet 3-14 µg/l. Ved disse LAl-nivåene vil det være liten eller ingen fare for skader på laksesmolt i ferskvann, mens det kan oppstå moderat skade i forbindelse med utvandringen til sjøen (Hindar et al. 1997). ph Kvina nedstr Trælandsfoss Kloster 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 ph 7,5 7, 6,5 6, Kontinuerlig ph-måling Kloster Manuell ph-mål LAl, µg/l Litleåna oppstr doserer Kloster jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 C 5,5 jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 jan.5 DM-temp 25, Kontinuerlig måling 2, 15, 1, 5, Figur 2.2. Utvikling av ph og labilt aluminium i Kvina for perioden 2-24., jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 jan.5 Kvina (kalket del) Som i Litleåna, ligger det øverste kalkdoseringsanlegget i Kvina høyt oppe i vassdraget. For å sikre mer stabil vannkvalitet på den lakseførende strekningen, ble det i 2 etablert et kalkdoseringsanlegg ved Nyland (Figur 1.1) Dette har gitt en klar forbedring av vannkvaliteten i de nedre delene av Kvina. I 24 ble det likevel for første gang siden 2 målt ph-verdier under 6, både ved Trælandsfoss og ved Kloster (hhv. 5,9 og 5,7 i januar) (Figur 2.2). På samme tid ble det målt ph 5.4 i nedre del av Litleåna. Det antas derfor at Litleåna var en viktig årsak til at ph sank med,2 enheter på strekningen mellom Trælandsfoss og Kloster. Den kontinuerlige overvåkingen ved Kloster viste at det fastsatte ph-målet stort sett ble nådd i 24, men også at det var noen avvik (Figur 2.3). Det mest langvarige avviket inntraff i smoltifiseringsperioden, mellom april, da laveste målte ph var 6,. Det var lengre brudd i dataserien fra midten av juli til midten av september og fra slutten av oktober til slutten av november. Det ble registrert 7 døgn med ph,3 enheter under fastsatt mål, og 2 av disse oppstod innenfor smoltifiseringsperioden. Det var en større tendes til overdosering i 24 sammenlignet med 23. I alt ble det registrert 129 døgn med ph mer enn,3 enheter over det fastsatte målet, mot 35 døgn i 23. Figur 2.3. Resultater fra kontinuerlig ph- og temperaturmåling i 24 ved stasjonen Kloster i Kvina. Resultater fra manuell prøvetaking samt fastsatt ph-mål for vassdraget er lagt inn i ph-figuren. ph Litleåna oppstr. Litleåna nedstr. Litleåna før samløp 9, 8, 7, 6, 5, 4, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Figur 2.4. Resultater fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt i Kvina, analysert ved M-lab AS i Stavanger. I 24 var middelverdien for kalsium 1,91 mg/l ved Trælandsfoss og 1,81 mg/l ved Kloster. Det har derfor vært en liten reduksjon i kalsiumkonsentrasjonen på disse stasjonene i forhold til årene 22 og 23. De midlere LAl-konsentrasjonene ved de to stasjonene var på om lag samme nivå som foregående 173

164 3 Fisk Forfattere: B. M. Larsen 1,H.M.Berger 1, K. Hårsaker 2, E. Kleiven 3, A. Kvellestad 4 og J. H. Simonsen 5 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 NTNU, Vitenskapsmuseet, Zoologisk avdeling, Erling Skakkesgt. 47A, 712 Trondheim 3 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 4 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 5 Roligheten, 4818 Færvik 3.1 Innledning Kvina var opprinnelig et meget godt laksevassdrag, og på slutten av 18-tallet ble det tatt fangster på flere tonn. Men i nyere tid har reguleringen av Sira/Kvina ført to tredeler av vannføringen bort fra vassdraget, terskler er bygget og konsekvensene for gyte- og oppvekstområdene i vassdraget har vært betydelige. I tillegg har vassdraget vært kraftig påvirket av forsuring. Den opprinnelige bestanden av laks betraktes som utdødd i Kvina (Sivertsen 1989). I en 2-årsperiode etter 197 var fangstene nær null, eller det foreligger ikke fangstoppgaver i det hele tatt. Ved ungfiskundersøkelser i 1985 ble det ikke funnet laksunger i vassdraget (Ousdal & Haraldstad 1986). Det finnes ellers ingen referanser fra denne perioden som kan sammenlignes med den overvåkingen som NINA startet i 1995 etter at kalkingen var kommet i gang (Larsen 1998). Disse undersøkelsene er imidlertid videreført etter samme opplegg i I 24 ble det i tillegg gjennomført en omfattende yngel- og ungfiskundersøkelse på den 2,7 km lange strekningen mellom terskel nedenfor Kvinesdal stadion og utløpet i sjøen nedenfor Klosterøyna (Larsen et al. 25). 3.2 Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 1 stasjoner i lakseførende del av vassdraget i august 24 (Figur 1.4). I tillegg ble det fisket ovenfor lakseførende strekning på 4 stasjoner i Litleåna mellom Mygland og Åmot (stasjon 21-24), og på 4 stasjoner i Kvina mellom Øvre Kvinlog og Rafoss (stasjon og 29). Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på enkeltstasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst i de tre respektive fiskeomgangene for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B1-B4 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 6 ørretunger på stasjon 6 og 7. Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Det er funnet laksyngel på alle stasjonene i Kvina i de tre siste årene (22-24, Figur 3.1). Laksyngel har tidligere manglet på en eller flere av stasjonene, og i ble det ikke påvist laksunger ovenfor Trælandsfoss. Selv om utbredelsen av laksyngel var god i andre deler av elva allerede det første året etter kalking, var tettheten av laksyngel lav i Fra og med 1999 økte imidlertid både utbredelsen og tettheten av laksyngel i hele vassdraget. Fra den gang har 6-8 stasjoner hatt mer enn 1 laksyngel pr. 1 m 2. Gjennomsnittlig tetthet ble beregnet til 2-3 laksyngel pr. 1 m 2 i mens det tidligere år lå på 3-8 individer (Figur 3.2) (lineær trendlinje for : y = 3,1x +,7; R 2 =,67). Laks kan fortsatt ha problemer med å passere kraftverksområdet ved Trælandsfoss (Kviljo 1997), men det er likevel påvist laksyngel ovenfor fossen hvert år fra Tettheten av laksyngel har imidlertid variert betydelig mellom år (Figur 3.3). Det har også vært noe variabel tetthet like nedenfor Trælandsfoss, og stans i kraftverket har blant annet resultert i færre fisk på arealet enn forventet i enkelte år. Det er ikke gjennomført noen form for kultiveringstiltak i Kvina etter kalking, og det er ikke satt ut yngel eller smolt verken av laks eller ørret i vassdraget etter 199. Første året etter kalking (1995) ble det ikke funnet eldre laksunger i noen del av elva, og dette indikerte at det ikke var laksyngel i Kvina før kalkingen startet. Utbredelsen av eldre laksunger økte til 9 % av stasjonene allerede i 2, men har vært noe lavere igjen i de siste årene (Figur 3.1). Tettheten av eldre laksunger var 7 individer pr. 1 m 2 i gjennomsnitt i 24, som var det samme som de to foregående årene (Figur 3.2). Det har likevel vært en positiv økning i tettheten av eldre laksunger i perioden (lineær trendlinje: y =,7x +,5; R 2 =,6). Andel, % Kvina Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Figur 3.1. Utbredelsen av laksyngel og eldre laksunger i Kvina i Utbredelsen er angitt som andel av elfiskestasjonene der henholdsvis laksyngel og eldre laksunger er funnet. 174

165 mellom Trælandsfoss og Liknes 12 mm større i gjennomsnitt sammenlignet med yngel fra strekningen nedenfor Liknes. Lengden av ett- og toårige laksunger var henholdsvis 94 og 122 mm i 24 (Tabell 3.3). Veksthastigheten indikerer foreløpig en dominerende smoltalder på to år i vassdraget. Gjennomsnittlig smoltalder for laks som ble fanget i Kvina var 2, år i 1998, men økte til 2,2-2,3 år i Gjennomsnittslengden av de ett- Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Kvina i Reguleringen av Kvina har ført til sterkt regulert vannføring i hovedvassdraget. Den lave minste vintervannføringen i Kvina (1,3 m 3 /s) vil virke begrensende på vassdragets produksjon av laksunger og smolt (Ugedal et al. 24). Hvis lav vintervannføring sammenfaller med kaldt vintervær vil sannsynligheten øke for at tørrlagte områder kan fryse, og dette øker sjansen for at egg og yngel fryser inne og dør. Lav vintervannføring vil også påvirke overlevelsen til eldre laksunger. I området mellom terskelen ved stadion og utløpet i sjøen ved Klosterøyna var det en sannsynlig innfrysing av rogn gjennom vinteren 23/4. Det var likevel moderat høye tettheter av laksyngel i enkelte områder på strekningen (Larsen et al. 25), men den gjennomsnittlige tettheten var vesentlig lavere enn det som er funnet i enkelte tidligere år (Figur 3.3). Det kan likevel synes som om den største flaskehalsen for området er mangel på oppvekstarealer når laksungene blir eldre. Det ble bare funnet om lag 1 % av det antall potensiell smolt som en kunne forvente skulle være i området (Larsen et al. 25). Biotopforbedrende tiltak og økt minste vintervannføring vil sannsynligvis bidra til å stabilisere og øke elvas produksjon av anadrom fisk. Det ser ut til at effekten av reguleringene nå betyr mer for å forklare endringene i ungfisktettheten enn de eventuelle moderate endringene som skjer i vannkvalitet mellom år. Det er gjennomført gjelleundersøkelser for å påvise metallakkumulering på gjellene til laks i (Tabell 3.1). Det ble ikke påvist metallakkumulering i 1999, 22 og 24, men i de andre årene var det varierende mengder metall i gjelleepitelet hos 33-1 % av laksen. Vannkvaliteten har derfor variert en del etter kalking, og metallakkumuleringen indikerer at fisken i perioder har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). Laksungene varierte i størrelse fra 33 til 134 mm i midten av august 24 (Figur 3.4). Årsyngelen var gjennomsnittlig 52 mm (Tabell 3.2), og det var om lag samme vekst som i flere av de foregående årene. Veksten har imidlertid avtatt noe sammenlignet med årene like etter kalking. Vi ser at laksungene vokste svært godt i årene , men at veksten senere har avtatt ettersom tettheten av yngel ble større og konkurransen med eldre årsklasser økte. Det kan være mindre vekstforskjeller innad i vassdraget, og i 24 var laksyngel fra strekningen Figur 3.3. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Kvina i Stasjon 1-2: Litleåna, stasjon 3-4: Rafoss-Trælandsfoss, stasjon 5-7: Trælandsfoss-Liknes og stasjon 8-1: Liknes-munningen. Andel, % Kvina laks (N = 378) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Lengde, mm Figur 3.4. Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Kvina i midten av august

166 årige individene var om lag 2 mm mindre i 22 og 24 sammenlignet med Dette gjør at andelen treårige smolt vil holde seg. Begrepet eldre laksunger omfattet i 24 ett- og toårige laksunger, men enkeltindivider av eldre årsklasser har forekommet tidligere. Fordelingen mellom 1+ og 2+ laks var henholdsvis 9 og 1 % i 24. Tabell 3.1. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Kvina i ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. N er antall fisk undersøkt. = ikke påvist, 1 = særskilt sparsom/sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. Det er ikke funnet ASA-positivt materiale på gjelleoverflaten verken til laks eller ørret i Kvina i disse årene. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+int., % Art År Stasjon N Laks , Ørret , 8, , Ørret Fra midten av 199-tallet ble det funnet ørretyngel på alle stasjonene i den lakseførende delen av Kvina, men fra 22 er utbredelsen redusert til 7 % av stasjonene (vedlegg B2). Det var svært lave tettheter av ørret i den lakseførende delen av Kvina på 198-tallet (Ousdal & Haraldstad 1986), og det må ha skjedd en naturlig økning i antall ørretyngel fram til midten av 199-tallet. I 1995 var det nærmere 3 ørretyngel pr. 1 m 2 (Figur 3.2). Etter 1995 har det derimot vært en klart negativ tendens og tettheten av ørretyngel har avtatt på lakseførende del av Kvina (lineær trendlinje for : y = -2,4x + 26,5; R 2 =,79). Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel var 8 individer pr. 1 m 2 i 24 (Figur 3.2). Etter en entydig negativ utvikling i mange år opplevde vi at tettheten av ørretyngel økte litt i 24 sammenlignet med de siste årene. Reduksjonen i tetthet av ørretyngel har vært størst ved Rafoss (stasjon 3-4) og på strekningen fra Liknes til utløpet i fjorden (stasjon 8-1) etter kalking (Figur 3.3). Antall eldre ørretunger har holdt seg stabilt lavt i hele perioden (< 5 individer pr. 1 m 2, Figur 3.2), men likevel med en negativ tendens etter en liten oppsving i Det var eldre ørretunger bare mellom Trælandsfoss og Liknes i 24 med 2-3 individer pr. 1 m 2 på stasjon 5-7. I Kvinas øvre deler var gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger henholdsvis 62 og 6 individer pr. 1 m 2 i 24 (Figur 3.5). På midten av 198-tallet ble det bare så vidt funnet ørretunger på strekningen Kvinlog-Rafoss (Ousdal & Haraldstad 1986). I 1995 var det ørretyngel bare på en av stasjonene, men i de senere årene er det funnet ørretyngel på alle stasjonene (vedlegg B3). Det var høyere tetthet av ørretyngel enn noen gang tidligere på tre av de fire stasjonene i 24, og bare stasjonen på Øvre Kvinlog har hatt noe høyere tetthet tidligere. Det har derfor vært en signifikant økning i tettheten av ørret- Tabell 3.2. Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Kvina august 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N 1-2 Litleåna 5±5 8 44± Rafoss-Trælandsfoss 53± ± Trælandsfoss-Liknes 56± ± Liknes-munningen 44± Kvina anadrom del samlet 52± ± Mygland-Åmot ± Øvre Kvinlog-Rafoss ±7 291 Figur 3.5. Tetthet pr. 1 m 2 av ørret i Litleåna (stasjon 21-24) og Kvina mellom Kvinlog og Rafoss (stasjon 25-29) i

167 Tabell 3.3. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Kvina i Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks* ± ± ± ±6 7 17± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±4 1 99± ± ± ± ±8 8 - Ørret** ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±2 3 15± ± ± ± ± ± ± * Tillegg 1998: 4+: 151 mm (N=1) ** Tillegg 22: 4+: 167 mm (N=1); 23: 4+: 195 mm (N=1), 5+: 228 mm (N=1) yngel på strekningen Kvinlog-Rafoss i (lineær trendlinje: y = 5,1x +,7; R 2 =,76). Eldre ørretunger har også vist en økende utbredelse i Kvinas øvre deler fra 2 % i til 75-1 % i De forekommer fortsatt i lave tettheter på elfiskestasjonene, men det er en klart positiv utvikling i tettheten av eldre ørretunger i årene etter 1995 (lineær trendlinje for : y =,8x,4; R 2 =,63). I Litleånas øvre deler var gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger henholdsvis 17 og 1 individer pr. 1 m 2 i 24 (Figur 3.5). Etter en markert økning i antall ørretyngel i årene fra 1995 til 1999 gikk antallet ned igjen i 2 og 21 for så å øke litt igjen i de tre siste årene. Resultatet i 21 kom etter en vinter med store nedbørmengder, og dårlig vannkvalitet ga nedsatt produksjon av fiskeunger også i andre vassdrag i regionen (for eksempel Mandalselva og Lygna). I Litleåna har det vært en voldsom økning i antall ørekyte i de siste årene. Ørekyte som etablerer seg på denne måten vil i mange vassdrag få store konsekvenser for ørretproduksjonen (Taugbøl et al. 22). Undersøkelsene våre i Litleåna har vist at både ørret og ørekyte økte i antall etter kalking. Men når tettheten av ørekyte blir for høy avtar tettheten av ørret igjen (Larsen et al. in prep.). Reetableringen av ørret i Litlåna har et helt annet forløp enn i Kvina ovenfor Rafoss både på grunn av dårligere vannkvalitet og en oppblomstring og nyetablering av ørekyte i hele vassdraget. Det var en økning i utbredelsen av eldre ørretunger fra 1995 til 1997 i Litleåna, og siden den gangen har vi funnet eldre årsklasser på alle stasjonene hvert år. Tettheten av eldre ørretunger økte også jevnt i Litleåna fram til og med Det kom imidlertid en nedgang i tettheten, spesielt i 21, som sannsynligvis skyldes forsuringsepisoder i vassdraget. I de siste årene har tettheten økt noe igjen. Dette gjør at det likevel er en positiv økning i tettheten av eldre ørretunger i perioden selv om sammenhengen er svakere enn det man kunne forvente (lineær trendlinje: y = 1,2x -,4; R 2 =,56). Det er gjennomført gjelleundersøkelser av ørret på lakseførende del av vassdraget i (Tabell 3.1). Det er bare påvist metallakkumulering i gjelleepitelet, men dette er et uttrykk for at fisken har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet (Kvellestad & Larsen 1999). Det ble ikke påvist metallakkumulering i 1999, 21 og 24, men i de andre årene var det metallakkumulering hos 1-1 % av ørreten (Tabell 3.1). I 2 ble det påvist metallakkumulering hos all fisk, og mengden var høyere enn noe tidligere år. Ørretungene varierte i størrelse fra 35 til 18 mm i lakseførende del av vassdraget i midten av august 24 (Figur 3.6). Årsyngelen var gjennomsnittlig 53 mm, og det var om lag det samme som i de fleste foregående årene. Veksten har imidlertid avtatt sammenlignet med det første året etter kalking da gjennomsnittslengden til ørretyngelen var 62 mm. Veksten har normalt vært dårligst i Litleåna (jf. Tabell 3.2). Andel, % Lengde, mm Kvina ørret (N = 99) Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) Figur 3.6. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Kvina i midten av august

168 Lengden av ettårige ørretunger var 18 mm i lakseførende del av Kvina i 24 (Tabell 3.3). Veksten hos de ettårige individene har variert noe mellom år, men gjennomsnittslengden de siste årene har ligget mellom den laveste verdien (fra 2) og den høyeste verdien (fra 1999) for perioden Det var dårligere vannkvalitet i 2 (jf. gjelleundersøkelsene) som kan ha gitt redusert tilvekst i perioder. To- og treårige ørretunger blir normalt fanget like nedenfor Trælandsfoss eller ved Rafoss, og hører sannsynligvis til den stasjonære delen av bestanden. Det ble bare fanget og aldersbestemt sju ettårige og en toårig ørretunge i 24, og alle var fra strekningen mellom Trælandsfoss og Liknes. Ovenfor lakseførende strekning i Kvina, og spesielt i Litleåna, ble det funnet ørret som var større enn 2 cm, og innslaget av eldre ørretunger var generelt større enn på lakseførende strekning. Individer opp til fem år er aldersbestemt tidligere. Andre arter I lakseførende del av Kvina ble det funnet ål i varierende antall på åtte av stasjonene i hovedvassdraget i 24 (til sammen 5-55 individer). I tillegg ble det funnet niøye, skrubbe, trepigget stingsild og nipigget stingsild på stasjonene i nedre del av vassdraget. Det ble bare funnet tre bekkerøye til sammen på tre av de fire stasjonene i Litleåna i 24. Forekomsten av bekkerøye har avtatt betydelig de siste årene; fra mer enn 1 individer i gjennomsnitt pr. 1 m 2 elveareal i 1998 til,4-,9 individ i årene I Kvina mellom Øvre Kvinlog og Rafoss ble det funnet bekkerøye hvert år i , men arten har bare forekommet sporadisk i de siste årene, og det ble ikke funnet bekkerøye i 24. Sommeren 1997 ble det meldt om ørekyte i Litleåna. Ved prøvefiske ble det fanget individer som var opp til 1-12 år, og det ble konkludert med at ørekyte hadde hatt en liten bestand i vassdraget i flere år før den ble oppdaget (Berger 1999). Etter at kalkingen av Litleåna startet opp har bestanden fått en oppblomstring og spredning nedover i vassdraget. I 2 kom det opplysninger om at ørekyte var funnet i Galdalsvatnet; ca 6,5 km nedstrøms Mygland. I august 22 fant vi for første gang ørekyte på elfiskestasjonen vår ved innløpet til Galdalsvatnet. I 24 hadde ørekyte spredd seg ytterligere 8 km nedenfor Galddalsvatnet, og vi påviste ett individ nær Moi (stasjon 24). Det har vært en eksplosiv økning i antall ørekyte ved Eiåsland nedenfor Mygland etter 1998 (Figur 3.7). Det var en nedgang i tettheten av ørekyte i 21 som settes i sammenheng med dårlig vannkvalitet vinteren 2/21. I 24 var det fortsatt høy tetthet av ørekyte ved Eiåsland, men vesentlig lavere enn året før, og antall ørekyte mindre enn 4 mm var lavere enn forventet. Ved innløpet til Galdalsvatnet ble det bare funnet 11 ørekyte pr 1 m 2 i 22. På denne stasjonen økte tettheten til nærmere 25 individer i 23, og det var en ytterligere økning i 24 (Figur 3.7). Antall fisk pr. 1 m Fangststatistikk I en 2-årsperiode etter 197 var fangstene nær null eller det foreligger ikke fangstoppgaver i det hele tatt fra Kvina (Figur 3.8). Gytefisk av sjøørret gikk imidlertid opp både i Kvina og i sidevassdraget Litleåna (Haraldstad 1987), og laks ble fanget sporadisk i vassdraget også på 198-tallet (Ousdal & Haraldstad 1986). Fra 1993 finnes det igjen årlig fangststatistikk fra Kvina. Innslaget av oppdrettslaks var anslagsvis 7-8 % i (Randulf Øysæd pers. medd.). Etter starten av kalkingstiltaket kom det første innsiget av egenprodusert laks i vassdraget i 1998, og i årene fra 1998 til 23 var innslaget av oppdrettslaks mindre enn ca 15 %. Det var en økning i fangsten av laks fra mindre enn 2 kg i til kg i (Figur 3.8). Både i 23 og 24 var det en ytterligere økning i fangsten, og henholdsvis 1,7 og 1,3 tonn laks ble tatt opp. Det er et stadig økende innslag av mellomlaks og storlaks i fangstene de siste årene. Utbyttet av sjøørret har også økt noe etter kalking, og det tas nå årlig 25 4 kg. Fangst, kg Litlåna - Ørekyte Kvina Laks Eiåsland - stasjon 21 Galdal - stasjon 22 Moi - stasjon År Figur 3.7. Utviklingen i tetthet (antall individer pr. 1 m 2 ) og utbredelse av ørekyte i Litleåna ved Eiåsland (stasjon 21), innløpet til Galdalsvatnet (stasjon 22) og ved Moi (stasjon 24) i Sjøørret Figur 3.8. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Kvina i perioden (Norges Offisielle Statistikk). Fangstoppgaver for perioden mangler. År Etter kalkingen av Litlåna har ørekyte nå spredd seg 19 km nedover elva på de siste sju årene. Arten vil om kort tid nå ned til den anadrome strekningen av vassdraget, og den vil raskt kunne etablere seg i terskelbassenget ved Liknes. 178

169 4 Bunndyr A. Fjellheim, LFI, Unifob, UiB 4.1 Innledning Bunndyrovervåkingen i Kvina ble startet våren Det er valgt ut 1 stasjoner i vassdraget (Figur 1.4). Hensikten med undersøkelsene er å overvåke utviklingen av bunndyrsamfunnene i vassdraget etter kalking med spesiell vekt på forsuringsskade og biologisk mangfold. Artsrikdommen i Kvinavassdraget var lav, spesielt om våren. Store forskjeller mellom vår og høst og mellom kalkete og ukalkete stasjoner viser at vassdraget har et stort potensiale med hensyn på økt biodiversitet. Flere grupper av sensitive bunndyr, som snegl, igler, og mange arter av døgnfluer som normalt skulle forekomme i vassdraget, mangler. Overvåking av andre kalkete vassdrag i Sør-Norge viser at det på sikt skjer en betydelig bedring i biologisk mangfold (Raddum & Fjellheim 23). Vi forventer at kalkingen av Kvinavassdraget vil gi respons i form av økt artsdiversitet og mer stabile forekomster av sensitive bunndyr i de kommende år. 4.2 Materiale og metoder I Kvina er det samlet inn bunndyrprøver fra et fast stasjonsnett vår og høst (Figur 1.4). Stasjonsnettet, som er beskrevet av Fjellheim & Raddum (2), omfatter seks kalkete lokaliteter og fire ukalkete lokaliteter (referanselokaliteter). Det ble benyttet kvalitativ innsamlingsmetodikk (kick method, Frost et al. 1971). Prøvene ble tatt med en hov, maskevidde,25 mm, konservert på etanol og senere sortert under lupe. Deler av materialet er artsbestemt. Dette gjelder spesielt grupper der tålegrensene for forsuring er godt kjent (Fjellheim & Raddum, 199, Lien et al. 1996). Forsuringsindeksene er beregnet etter Fjellheim & Raddum (199) og Raddum (1999). Verdien 1 viser et bunndyrsamfunn som ikke er forsuringsskadet, mens verdien viser et sterkt skadet samfunn. Behandlingsprosedyrer og database er forøvrig felles med det nasjonale overvåkingsprogrammet for langtransportert forurenset luft og nedbør. 4.3 Resultater og diskusjon Det ble registrert 4 døgnfluearter, 1 steinfluearter, og 1 arter/slekter av vårfluer i Kvinavassdraget i 24 (Vedlegg C1 og C2). Ni av registrerte arter/grupper av bunndyr var sensitive overfor forsuring (i følge Fjellheim & Raddum 199). Artsmangfoldet er noenlunde likt det som ble registrert i 22 (Fjellheim & Raddum 23). Ingen av de artene som ble registrert kan karakteriseres som sjeldne (Aagaard & Dolmen 1996). Resultatene fra Kvinavassdraget viser at det fremdeles er store forskjeller i mangfoldet av bunndyr mellom referansestasjonene og de kalkete delene av elva (Vedlegg C1 og C2). Forsuringsindeksene for den kalkete delen av vassdraget var ganske lik det som ble registrert i 22 (Figur 4.1). Indeksene viser at bunndyrsamfunnene i den ukalkete delen av Kvina hadde størst skader om våren. Dette er en tendens også var tydelig i 22 og som også vises i flere av de andre vassdragene som overvåkes innen det Norske kalkingsprosjektet (Fjellheim & Raddum, 1995, 21). Forsuringsindeksene i den ukalkete delen av vassdraget hadde bedret seg markant sammenlignet med Dette settes i sammenheng med en generell reduksjon i nedfallet av forsuringskomponenter fra luft en trend som også vises i andre vassdrag (Fjellheim & Raddum 21, SFT 22). Forsuringsindeks Forsuringsindeks 1,9,8,7,6,5,4,3,2,1 1,9,8,7,6,5,4,3,2,1 Kvina, Indeks 1 Kalket Referanse V 99 H 99 V 2 H 2 V 4 H 4 Kvina, Indeks 2 Kalket Referanse V 99 H 99 V 2 H 2 V 4 H 4 Figur 4.1. Gjennomsnittlige forsuringsindekser for stasjonene i Kvinavassdraget i perioden

170 5 Samlet vurdering 5.1 Vannkjemisk og biologisk måloppnåelse Vannkjemi Etableringen av doseringsanlegget ved Nyland våren 2 har gitt en klar forbedring av vannkvaliteten i de nedre delene av Kvina de senere årene. I 24 ble det likevel for første gang siden 2 målt ph-verdier under 6, både ved Trælandsfoss og ved Kloster (hhv. 5,9 og 5,7 i januar). På samme tid ble det målt ph 5.4 i nedre del av Litleåna. Det antas at tilførsler av surt vann fra Litleåna var en viktig årsak til at ph sank med,2 enheter på strekningen mellom Trælandsfoss og Kloster. Den kontinuerlige ph-overvåkingen ved Kloster viste at det fastsatte ph-målet stort sett ble nådd i 24, men også at det var noen avvik. Det mest langvarige avviket inntraff i smoltifiseringsperioden, mellom april, da laveste målte ph var 6,. Det ble registrert 7 døgn med ph,3 enheter under fastsatt mål, og 2 av disse oppstod innenfor smoltifiseringsperioden. Det var en større tendes til overdosering i 24 sammenlignet med 23. I alt ble det registrert 129 døgn med ph mer enn,3 enheter over det fastsatte målet, mot 35 døgn i 23. De midlere LAl-konsentrasjonene ved Trælandsfoss og Kloster var på omlag samme nivå som foregående år. Maksimalverdien for begge stasjoner ble målt utenom smoltifiseringsperioden i 24, mens prøver tatt i perioden 15/2-31/5 lå i intervallet 3-14 µg/l. Ved disse LAl-nivåene vil det være liten eller ingen fare for skader på laksesmolt i ferskvann, mens det kan oppstå moderat skade i forbindelse med utvandringen til sjøen (Hindar et al. 1997). I nedre del av Litleåna ble det målt 26 µg/l LAl i smoltifiseringsperioden (15. mars). Dette er klart ugunstig med tanke på aluminiums-blandsoner og giftighet for fisk i nedre del av Kvina. Fisk Vannkvaliteten i Kvina ser ut til å ha variert en del i de første årene etter kalking, og i perioder har forholdene for fisk variert fra svært gode (bl.a og 24; uten påvist metallakkumulering på gjellene til fisk) til dårlige (2; høy metallakkumulering på gjellene). All metallakkumulering i gjelleepitelet er et uttrykk for at fisken har vært eksponert for en suboptimal vannkvalitet. Det er funnet laksyngel på alle stasjonene i Kvina i de tre siste årene (22-24). Selv om utbredelsen av laksyngel var god allerede det første året etter kalking, var tettheten av laksyngel lav i Fra og med 1999 økte imidlertid både utbredelsen og tettheten av laksyngel i hele vassdraget. Gjennomsnittlig tetthet ble beregnet til 2-3 laksyngel pr. 1 m 2 i mens det tidligere år lå på 3-8 individer. Første året etter kalking (1995) ble det ikke funnet eldre laksunger i noen del av elva, og dette indikerte at det ikke var laksyngel i Kvina før kalkingen startet. Tettheten av eldre laksunger var 7 individer pr. 1 m 2 i gjennomsnitt i 24, som var det samme som de to foregående årene. Det har likevel vært en positiv økning i tettheten av eldre laksunger i perioden Reguleringen av Kvina har ført til sterkt regulert vannføring i hovedvassdraget, og den lave minste vintervannføringen i Kvina vil virke begrensende på vassdragets produksjon av laksunger og smolt. Biotopforbedrende tiltak og økt minste vintervannføring vil sannsynligvis bidra til å stabilisere og øke elvas produksjon av anadrom fisk. Det ser ut til at effekten av reguleringene nå betyr mer for å forklare endringene i ungfisktettheten enn de eventuelle moderate endringene som skjer i vannkvalitet mellom år. Fra midten av 199-tallet ble det funnet ørretyngel på alle stasjonene i den lakseførende delen av Kvina, men fra 22 er utbredelsen redusert til 7 % av stasjonene. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger var henholdsvis 8 og 1 individer pr. 1 m 2 i 24. Etter 1995 har det vært en klart negativ tendens og tettheten av ørretyngel har avtatt på lakseførende del av Kvina. Antall eldre ørretunger har vært lav i hele perioden , men det er likevel en tendens til en nedgang i tettheten etter I motsetning til resten av vassdraget har det vært det en økning i tettheten av ørretyngel og eldre ørretunger i Kvina mellom Kvinlog og Rafoss i årene etter kalking. I Litleånas øvre deler var gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger henholdsvis 17 og 1 individer pr. 1 m 2 i 24. I Litleåna har det vært en voldsom økning i antall ørekyte i de siste årene. Undersøkelsene våre i Litleåna har vist at både ørret og ørekyte økte i antall etter kalking. Men når tettheten av ørekyte blir for høy avtar tettheten av ørret igjen. Bunndyr Artsrikdommen av bunndyr i Kvina var lav, spesielt om våren. Resultatene fra overvåkingen i 24 viser at kalkingen av Kvina har hatt en positiv effekt på bunndyrsamfunnene. Den ukalkete delen av vassdraget var markert forsuringsskadd, spesielt om våren. Dette gjenspeiles i store forskjeller i biologisk mangfold mellom referansestasjonene og de kalkete delene av elva. Store forskjeller mellom vår og høst og mellom kalkete og ukalkete stasjoner viser et vassdraget har et stort potensiale med hensyn økt biodiversitet. Det er spesielt sensitive bunndyr innen gruppene snegl, igler og døgnfluer som ventes å kolonisere den kalkete delen av Kvina. 5.2 Vurdering av kalkingen og eventuelle anbefalinger om tiltak Vannkjemien i 24 var i perioder den dårligste som er målt på anadrom strekning etter at Nyland-anlegget ble etablert i 2. Dette understreker behovet for å iverksette tilleggstiltak (ekstra doserer) i nedre del av Litleåna. Den utilstrekkelige kalkingsstrategien i Litleåna medfører at det er vanskelig å nå vannkvalitetsmålene nedenfor samløpet av de to grenene under flomforhold, selv med optimal drift på Nyland-anlegget. I perioder med surt vann i Litleåna vil det dessuten være stor fare for dannelse av giftige aluminiumsblandsoner i nedre del av Kvina. Det ble i alt registrert 129 døgn med ph mer enn,3 enheter over det fastsatte målet i 24, mot 35 døgn i 23. Dette viser at det i perioder forekommer overdosering fra Nyland-anlegget, og at det kan være aktuelt å gjennomgå rutiner for å optimalisere driften i perioder med lite kalkbehov i elva. Midlertidig stans i doseringen i løpet av sommeren er et av tiltakene som bør vurderes. 18

171 6 Referanser Berger, H.M Ørekyte (Phoxinus phoxinus) i Litleåna i Kvinavassdraget i Vest-Agder. - NINA Oppdragsmelding 58: Bohlin, T., Hamrin, S., Heggberget, T.G., Rasmussen, G. & Saltveit, S.J Electrofishing - Theory and practice with special emphasis on salmonids. - Hydrobiologia 173: Fjellheim, A. and Raddum, G. G Acid precipitation: Biological monitoring of streams and lakes. The Science of the Total Environment, 96, Fjellheim, A. & Raddum, G. G. 2. Overvåking av bunndyr i Kvinavassdraget. - Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat 2-2, s Frost, S., Huni, A. and Kershaw, W.E Evaluation of a kicking technique for sampling stream bottom fauna. Can. J. Zool., 49, Haraldstad, Ø Vassdragsområder og kalkingsprosjekter i Vest-Agder. Fylkesmannen i Vest-Agder. Miljøvernavdelingen. Rapport s. Hindar, A Kalkingsplan for Kvinavassdraget og Litleåna. NIVA-rapport 2775, 34 s. Hindar, A., Kroglund, F. & Skiple, A Forsuringssituasjonen i lakseførende vassdrag på Vestlandet; vurdering av behovet for tiltak. NIVA-rapport 366, 96 s. Kvellestad, A. & Larsen, B.M Histologisk undersøking av gjeller frå fisk som del av overvaking av ungfiskbestandar i lakseførende vassdrag. - NINA-Fagrapport 36: Lien, L., Raddum, G. G. Fjellheim, A. and Henriksen, A A critical limit for acid neutralizing capacity in Norwegian surface waters, based on new analysis of fish and invertebrate responses. The science of the total environment 177: met.no 25. Nedbørhøyder for 24 fra meteorologisk stasjon Risnes i Fjotland, samt normalperioden Meteorologisk institutt, Oslo. NVE 25. Vannføring ved NVE-stasjonene Stegemoen og Mygland i 24. Norges vassdrags- og energidirektorat, hydrologisk avdeling, Oslo. Ousdal, J.-O. & Haraldstad, Ø Fiskeribiologiske undersøkelser på strekningen Homstølvann - Liknes i Kvina høsten Forslag til framtidige utsettinger. - Fylkesmannen i Vest- Agder, Miljøvernavdelingen. Rapport s. Raddum, G. G Large scale monitoring of invertebrates: Aims, possibilities and acidification indexes. In Raddum, G. G., Rosseland, B. O. & Bowman, J. (eds.) Workshop on biological assessment and monitoring; evaluation of models. ICP-Waters Report 5/99, pp.7-16, NIVA, Oslo. SFT, 24. Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Årsrapport Effekter 23. SFT-rapport 913/24. Sivertsen, A Forsuringstruede anadrome laksefiskbestander og aktuelle mottiltak. NINA Utredning 1: Taugbøl, T., Hesthagen, T., Museth, J., Dervo, B. & Andersen, O. 22. Effekter av ørekyteintroduksjoner og utfiskingstiltak - en vurdering av kunnskapsgrunnlaget. - NINA Oppdragsmelding 753: Ugedal, O., Berger, H.M., Larsen, B.M. & Hoem, S.A. 24. En vurdering av produksjonspotensialet for anadrom fisk i Kvina. - NINA Oppdragsmelding pp. Kviljo, T Kartlegging av oppgangen av anadrom laksefisk i Trelandsfossen (25-Kvina) ved varierende vannføringer. - Fylkesmannen i Vest-Agder, Miljøvernavdelingen. Rapport s vedlegg. Larsen, B.M Kvina. s i: Kalking i vann og vassdrag. Overvåking av større prosjekter DN-notat : Larsen, B.M., Berger, H.M., Forseth, T. & Johnsen, B.O. 25. Yngel- og ungfiskundersøkelser i nedre del av Kvina (Vest- Agder) i 24. NINA Rapport pp. Lien, L., Henriksen, A., Raddum, G.G. & Fjellheim, A Tålegrenser for overflatevann - fisk og evertebrater. Foreløpige vurderinger og videre planer. Tålegrenser for overflatevann, fagrapport nr. 3, Miljøverndepartementet, NIVA-rapport 2373, 32 s. 181

172 Vedlegg A. Primærdata vannkjemi 24 Forkortelser: Ca Kalsium LAl Labilt aluminium Na Natrium NO 3 -N Nitrat ALK-E Alkalitet TOC Totalt organisk karbon K Kalium TOT-N Total nitrogen RAl Reaktivt aluminium Kond Konduktivitet Cl Klorid TOT-P Total fosfor ILAl Ikke-labilt aluminium Mg Magnesium SO4 Sulfat ANC Syrenøytraliserende kapasitet Nr. Stasjon Dato ph Ca ALK-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 -N TOT-N TOT-P ANC mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 12/1/4 5,86 1, ,9 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 15/3/4 6,37 1, ,2 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 5/4/4 6,46 1, ,6 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 19/4/4 6,64 2, ,3 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 3/5/4 6,71 2, ,4 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 18/5/4 6,67 2, ,7 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 1/6/4 6,65 1, ,6 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 14/6/4 6,68 1, , 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 13/9/4 5,97 1, , 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 18/1/4 6,46 2, ,4 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 15/11/4 6,28 1, ,9 3 Kvina nedst. Trælandsfoss 13/12/4 6,15 1, ,7 4b Kloster 12/1/4 5,69 1, ,4 3,17,4 3,28,33 5,55 2, b Kloster 15/3/4 6,13 1, ,4 3,31,43 3,35,59 4,75 2, b Kloster 5/4/4 6,21 1, ,4 2,5,36 2,51,3 4,1 1, b Kloster 19/4/4 6,49 1, ,2 2,53,32 2,38,25 3,63 1, b Kloster 3/5/4 6,65 2, ,3 2,67,34 2,4,31 3,49 2,15 < b Kloster 18/5/4 6,62 2, ,6 2,55,35 2,2,31 3,9 2, b Kloster 1/6/4 6,7 2, ,7 2,32,31 2,3,29 3,5 2, b Kloster 14/6/4 6,7 1, ,1 2,11,27 1,86,25 2,91 1, b Kloster 13/9/4 6,19 1, ,5 2,52,38 2,49,38 3,7 1, b Kloster 18/1/4 6,3 2, ,5 2,79,45 2,52,32 4,11 1, b Kloster 15/11/4 6,15 1, ,2 2,79,36 2,69,27 4,7 1, b Kloster 13/12/4 6,14 1, ,5 2,82,29 2,73,26 4,65 1,

173 Nr. Stasjon Dato ph Ca ALK-E RAl ILAl LAl TOC Kond Mg Na K Cl SO4 NO 3 -N TOT-N TOT-P ANC mg/l µekv/l µg/l µg/l µg/l mg/l ms/m mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l µg/l µg/l µekv/l 5 Litleåna oppstr. doserer 12/1/4 4,81, ,1 2,19,21 1,74,13 2,49 1, Litleåna oppstr. doserer 15/3/4 5,1, ,4 2,21,22 1,85,24 2,74 1, Litleåna oppstr. doserer 5/4/4 4,86, ,3 1,76,18 1,4,12 2,26 1, Litleåna oppstr. doserer 19/4/4 4,98, ,4 1,63,16 1,27,12 1,78 1, Litleåna oppstr. doserer 3/5/4 5,1, ,4 1,54,16 1,34,13 1,75 1,45 < Litleåna oppstr. doserer 18/5/4 5,29, ,1 1,41,17 1,33,11 1,74 1, Litleåna oppstr. doserer 1/6/4 5,7, , 1,48,19 1,62,2 2,21 1,65 < Litleåna oppstr. doserer 14/6/4 5,84, ,7 1,52,19 1,66,17 2,28 1, Litleåna oppstr. doserer 13/9/4 4,84, ,1 1,75,14 1,28,13 1,9 1, Litleåna oppstr. doserer 18/1/4 4,86, ,5 1,86,2 1,49,17 2,5 1, Litleåna oppstr. doserer 15/11/4 4,78, ,7 1,98,15 1,64,1 2,65 1, Litleåna oppstr. doserer 13/12/4 4,77, ,4 2,2,13 1,72,7 2,82 1, Litleåna før Kvina 12/1/4 5,41 1, ,4 8 Litleåna før Kvina 15/3/4 5,69 1, ,3 8 Litleåna før Kvina 5/4/4 5,67 1, ,2 8 Litleåna før Kvina 19/4/4 6,4 1, ,2 8 Litleåna før Kvina 3/5/4 6,5 1, ,6 8 Litleåna før Kvina 18/5/4 6,59 1, ,6 8 Litleåna før Kvina 1/6/4 6,85 2, ,3 8 Litleåna før Kvina 14/6/4 6,9 2, ,4 8 Litleåna før Kvina 13/9/4 6,14 1, ,3 8 Litleåna før Kvina 18/1/4 5,79 1, ,9 8 Litleåna før Kvina 15/11/4 5,82 1, , 8 Litleåna før Kvina 13/12/4 6,5 1, ,5 183

174 Vedlegg B. Primærdata fisk Vedlegg B1. Fangst av fisk ved elfiske og beregnet tetthet av laks og ørret i Kvina Fangst Beregnet tetthet/1 m 2 Areal Laks Ørret Laks Ørret St. m 2 + >1+ + >1+ + >1+ + >1+ Andre arter ,4 37,9 Ål ,2 12,5 Ål ,8 1,5 3, , 4,1 18,4 Ål ,6 8,4 4,3 1,9 Ål ,5 2,4 31,7 2,7 Trepigget stingsild ,5 4,5 11,9 1,6 Trepigget stingsild, ål ,8,7 Trepigget stingsild, ål, niøye ,9 4,9,8 Trepigget stingsild, nipigget stingsild, ål, skrubbe ,7 Trepigget stingsild, ål, skrubbe ,8±3,2 7,2±,5 7,8±1,3,7±,8 Gj.sn. 28,3±23,1 8,2±12,1 8,4±1,4,6±1, ,6 5,3 Ørekyte, bekkerøye ,9 26,2 Ørekyte, bekkerøye ,7 3,7 Bekkerøye ,9 3,2 Ørekyte ,±2,9 9,7±3,4 Gj.sn ,5±1,4 9,6±11, ,4, ,7, ,3 16, ,1 3, ,7±3,4 6,4±4,5 Gj.sn ,4±48,9 5,4±7,7 184

175 B2. Utbredelse og tetthet av laks og ørret i Kvina - lakseførende del Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin et al. (1989). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. ÅR Dato og Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 8,2 (2,2) 2,6 (,5) 5, (,6) 4,6 (,8) 3, (1,5) 22,6 (1,4) Tetthet 2 8,2 (13,) 2,5 (2,7) 6,1 (11,6) 3,9 (5,2) 34,9 (27,) 23,4 (17,5) Median 5, 2,2 1,3 2, 32,1 21,8 Min. tetthet Maks. tetthet 43,4 8,3 35,1 14,3 95,2 6,5 LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 1,2 (,3) 5,7 (,8) 1,9 (,3) 3,2 (,1) 8, (,5) Tetthet 2 1,7 (2,7) 5,3 (1,4) 1,7 (2,7) 3,2 (5,2) 7,9 (1,7) Median,4 2,,4 2, Min. tetthet Maks. tetthet 8,6 34,3 7,4 16,5 27,3 ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 27,8 (1,7) 17,9 (1,1) 21, (3,) 13,7 (1,1) 2,3 (1,8) 9,5 (,6) Tetthet 2 29,8 (27,5) 13,9 (16,5) 21,6 (24,7) 14,5 (14,9) 2,3 (13,7) 9,5 (6,5) Median 2,6 7, 8,5 8,7 18, 8,2 Min. tetthet 7,9 1,1,6 1,4 Maks. tetthet 95,7 51,6 68,8 54,8 45,8 2,4 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 1,5 (,2) 4,6 (1,9) 3,5 (2,4) 2,2 (,3) 2,8 (,5) 2,4 (,3) Tetthet 2 1,2 (2,8) 4,8 (5,3) 2,8 (4,1) 2,4 (3,2) 3,1 (4,2) 2,4 (2,9) Median 3,2 1,6 2,2 1,2 1, Min. tetthet Maks. tetthet 8,9 13,7 13,3 11,1 14, 7,1 185

176 B2. forts. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m LAKS + Utbredelse Tetthet 1 2,2 (2,6) 28, (2,8) 31,1 (3,) 25,8 (3,2) Tetthet 2 2,1 (17,7) 3,8 (24,4) 31,1 (32,1) 28,3 (23,1) Median 13,8 25,5 22, 23,5 Min. tetthet 5,7,7,7 Maks. tetthet 52,1 78,7 18,6 76, LAKS >1+ Utbredelse Tetthet 1 3,7 (,3) 6,9 (,7) 6,5 (,3) 7,2 (,5) Tetthet 2 3,8 (4,9) 7,8 (1,8) 7,5 (13,) 8,2 (12,1) Median 1,9 3,6 1,1 4,3 Min. tetthet Maks. tetthet 13,1 35, 39,4 37,9 ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 7,7 (1,7) 5, (,6) 3,1 (,5) 7,8 (1,3) Tetthet 2 7,9 (8,) 5,4 (6,9) 3, (3,8) 8,4 (1,4) Median 5,7 2,7 1,2 4,1 Min. tetthet 1,1 Maks. tetthet 27,8 21,2 11,3 31,7 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 2,5 (,5) 1,5 (,1) 1,8 (,7),7 (,8) Tetthet 2 2,8 (5,2) 1,6 (1,9) 1,6 (1,9),6 (1,) Median,5 1,6,8 Min. tetthet Maks. tetthet 16,1 6,1 4,6 2,7 186

177 B3. Utbredelse og tetthet av ørret i Kvina ovenfor lakseførende del (Øvre Kvinlog-Rafoss) Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin et al. (1989). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 7,8 (6,3) 17,2 (2,8) 18,6 (2,9) 13,1 (1,1) 24,9 (3,) 19, (2,1) Tetthet 2 7, (15,6) 16,6 (13,9) 19,6 (17,3) 12,6 (11,2) 25,1 (17,8) 19,5 (4,2) Median 17,7 16,4 6,6 2, 21,4 Min. tetthet 1,5 3,4 5,1 14,2 Maks. tetthet 34,8 32,8 47, 3,7 54,1 24, ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1,1 (,),2 (,) 1,2 (,2) 6,3 (1,2) 3,2 (,8) 3,8 (,3) Tetthet 2,1 (,2),2 (,4) 1,2 (1,8) 7, (4,6) 3,9 (3,5) 4,2 (2,7) Median 8,9 3,5 4,9 Min. tetthet 1, 1,3 Maks. tetthet,5,9 4,1 12,3 9,8 6,9 B3. forts. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 36,3 (2,9) 53,5 (4,6) 33,4 (4,8) 61,7 (3,4) Tetthet 2 38,6 (21,8) 58,7 (4,7) 38,2 (29,1) 65,4 (48,9) Median 4,2 51, 39,5 56,2 Min. tetthet 1,4 18, 7,8 16,4 Maks. tetthet 63,6 114,9 65,9 132,7 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 5,1 (,4) 3,3 (1,7) 9,4 (5,3) 6,4 (4,5) Tetthet 2 5,7 (4,) 3, (3,3) 9,7 (11,) 5,4 (7,7) Median 5,7 2,2 7,4 2, Min. tetthet,8,8,8 Maks. tetthet 1,5 7,5 23,4 16,8 187

178 B4. Utbredelse og tetthet av ørret i Litleåna ovenfor lakseførende del (Mygland-Åmot) Utbredelse er angitt som prosentandel av stasjonene som hadde den aktuelle arten og aldersgruppen. Tetthet 1 er beregnet ved å summere respektiv fangst i de tre omgangene på alle de avfiskede stasjonene i henhold til Bohlin et al. (1989). Tetthet 2 er gjennomsnittlig tetthet av de beregnede tettheter på alle enkeltstasjonene. Tetthet 1, tetthet 2, median og min. og max. tetthet er angitt som antall individer pr. 1 m 2. For tetthet 1 og tetthet 2 er standardavvik angitt i parentes. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 5,7 (,5) 5, (1,3) 11,8 (2,3) 9,8 (,8) 29,5 (1,4) 21,9 (1,6) Tetthet 2 6, (8,) 5, (4,2) 15,4 (12,5) 12,2 (4,6) 32,8 (14,1) 22,9 (8,3) Median 3,2 4, 12,3 14, 4,6 22,3 Min. tetthet 1,5 3,9 4,7 8,5 13,5 Maks. tetthet 17,7 1,6 33, 16,1 41,6 33,7 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1,3 (,1),4 (,) 3,7 (,6) 5,1 (,3) 1, (,4) 8,5 (,2) Tetthet 2,3 (,4),4 (,4) 3,7 (2,3) 5,4 (2,7) 1,2 (5,4) 9,7 (7,9) Median,2,4 3,5 5,7 11,2 1,4 Min. tetthet 1,2 1,5 2,,8 Maks. tetthet,9,8 6,4 8,6 16,2 17,1 B4. forts. ÅR Dato Ant. stasjoner Areal, m ØRRET + Utbredelse Tetthet 1 4,2 (1,) 8,8 (,4) 13, (2,6) 17, (2,9) Tetthet 2 4,7 (4,) 8,6 (8,7) 12,8 (1,5) 9,7 (3,4) Median 3,8 5,2 11,9 15,3 Min. tetthet 1, 2,7 1,8 7,6 Maks. tetthet 1,3 21,2 25,6 27,9 ØRRET >1+ Utbredelse Tetthet 1 2,9 (,6) 6,6 (,2) 16,1 (1,7) 9,7 (3,4) Tetthet 2 3,3 (2,9) 6,7 (2,7) 17,4 (12,4) 9,6 (11,1) Median 2,4 6,5 16,7 4,5 Min. tetthet,8 3,7 3,2 3,2 Maks. tetthet 7,5 1,2 33,2 26,2 188

179 Vedlegg C. Primærdata bunndyr Vedlegg C1. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Kvinavassdraget Stasjonsnettet er vist i Figur 1.4. Stasjon Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp. 5 Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis sp. 1 1 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sp. 2 Leuctra fusca Leuctra sp. 4 2 Taeniopteryx nebulosa 1 1 ** Perlodidae indet. 8 2 Trichoptera Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe Polycentropus flavomaculatus 2 2 ** Lepidostoma hirtum ** Wormaldia sp ** Hydropsyche pellucidula 2 ** Hydropsyche siltalai Chironomidae larver Chironomidae puppe Ceratopogonidae Simuliidae Diptera Coleoptera Crustacea Ostracoda 1 Sum Forsuringsindeks 1,5 1 1, Forsuringsindeks 2,5 1,,55,5, 1, 1, 1, 1,, *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 189

180 Vedlegg C2. Antall bunndyr i kvalitative prøver fra Kvinavassdraget Stasjonsnettet er vist i Figur 1.4. Stasjon Nematoda Oligochaeta Acari Bivalvia * Pisidium sp. 5 6 Ephemeroptera *** Baetis rhodani *** Baetis sp. Heptagenia fuscogrisea Leptophlebia vespertina 1 2 Leptophlebia marginata 4 1 Leptophlebia sp. 11 Plecoptera Amphinemura borealis Amphinemura sulcicollis Amphinemura sp. Leuctra hippopus Leuctra fusca Leuctra sp. 2 2 Brachyptera risi Nemouridae indet. 1 Protonemura meyeri Taeniopteryx nebulosa Siphonoperla burmeisteri ** Isoperla sp Trichoptera Athripsodes sp. 1 Rhyacophila nubila larve Rhyacophila nubila puppe Polycentropus flavomaculatus Plectrocnemia conspersa Polycentropodidae indet. 1 1 Limnephilidae indet 1 Oxyethira sp ** Oecetis testacea 1 2 ** Lepidostoma hirtum ** Wormaldia sp. 1 1 ** Hydropsyche siltalai ** Hydropsyche sp. 2 Chironomidae larver Chironomidae puppe 1 1 Ceratopogonidae 2 1 Simuliidae Tipuloidea Diptera Anisoptera 1 Coleoptera Collembola 1 Crustacea Ostracoda 1 Harpacticoida 2 1 Chydoridae indet. 4 1 Sum Forsuringsindeks , ,5 Forsuringsindeks 2 1, 1,,67 1,,5,73 1, 1,,96,5 *** Meget følsom, ** Moderat følsom, * Lite følsom 19

181 Lygnavassdraget Koordinator: Ø. Kaste, NIVA 1 Innledning 1.1 Områdebeskrivelse Vassdragsnr: 24 Fylke(r): Vest-Agder Areal nedbørfelt: 663,5 km 2 (inkl. Møska, 124,6 km 2 ) Regulering: Nei Spesifikk avrenning: 54 l/s/km 2 Middelvannføring: 3 m 3 /s Kalket siden: 1991 (Rossevatn), 2 (Gysland) Lakseførende strekning: Til Kvåsfossen (ca 2 km) (Figur 1.1) 1.3 Kalking 24 Doserer v/rossevatn: 738 tonn NK3 (86% CaCO 3 ) Doserer v/gysland: 134 tonn (85 tonn NK3 og 184 tonn skjellmel) Doserer i Litleåna: 18 tonn grovdolomitt I tillegg ble et antall innsjøer i nedbørfeltet kalket med 257 tonn NK3 kalksteinsmel. Kalkdataene er innhentet fra Fylkesmannen i Vest-Agder v/miljøvernavdelingen. 1.2 Kalkingsstrategi Bakgrunn for kalking: Laksestammen i Lygna var før kalking utdødd og sjøauren var truet av forsuring (Vikøyr et al. 1989). Det har hele tiden vært rester av de naturlige aurebestandene i Lygne og i hovedelva nedstrøms. Kalkingsplan: Vikøyr et al. (1989) Biologisk mål: 1) Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet til at aure kan leve i Lygne og kalkede innsjøer i nærområdet. 2) Å sikre tilstrekkelig god vannkvalitet for reproduksjon av laks i elva. Dette vil samtidig sikre livsmiljøet for de fleste andre forsuringsfølsomme vannorganismer. Vannkvalitetsmål: Lakseførende strekning i 24: 15/2-31/3: ph 6,2, 1/4-31/5: 6,4, 1/6-14/2: ph 6, Kalkingsstrategi: Vassdraget kalkes ved hjelp av en kalkdoserer plassert ved innløpet til Rossevatn, oppstrøms innsjøen Lygne. I tillegg kalkes flere innsjøer i nedbørfeltet. Doserer ved Gysland, rett oppstrøms den lakseførende strekningen, ble satt i drift i mars 2. Figur 1.1. Lygnavassdraget med nedbørfelt. 2 2 Kilometer 14

182 Lautj nnbkn 1.4 Hydrologi 24 Stasjonen på Hægebostad er nedlagt. Vi bruker derfor Åseral. Meteorologisk stasjon: 4148 Åseral Årsnedbør 24: 1664* mm Normalt: 1726 mm % av normalen: 96* 5 4 ÅSERAL Norm Møska Tingvatn mm nedbør m 3 /s JAN FEB MAR APR MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV DES jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 Figur 1.2. Månedlig nedbør i 24 ved meteorologisk stasjon Åseral. Normal månedsnedbør for perioden er angitt (met.no 25). * NB! Nedbørdata for månedene juni, august, september og november er interpolert av Meteorologisk institutt. Figur 1.3. Vannføring (døgnverdier) i 24 ved stasjonene Tingvatn (utløp Lygne) og sidevass draget Møska (utløp Lyngdal sentrum) (NVE 25). 1.5 Stasjonsoversikt Vannkjemistasjoner Fiskestasjoner Bunndyr Vannvegetasjon/begroing 12 5 Rossevatn 4 Storåni 11 Landdalen Lygne Møska Lyngdalselva Kalkdoserer Gaukdalsvatn Hellevann Skolandsvann Lyngdal 1 6 Lyngdafjorden Figur 1.4. Prøvetakingsstasjoner for vannkjemi, anadrom fisk, bunndyr og vannvegetasjon (mørke sirkler: makrovegetasjon+begroing, lyse sirkler: kun makrovegetasjon) i Lygnavassdraget. Makrovegetasjon og begroing ble ikke undersøkt i

183 2 Vannkjemi 6, Lygna o. kalking 1 per. Mov. Avg. (Lygna o. kalking) Forfattere: Ø. Kaste og L. B. Skancke, NIVA Medarbeidere: R. Høgberget og J. Håvardstun, NIVA Prøvetakere: Åge Tveiten, Eiken og Edgar Vegge, Lyngdal ph 5,5 5, De tre doseringsanleggene i Lygnavassdraget doserte omlag 195 tonn kalk dette året (se Kapittel 1). Det er en liten økning fra de to foregående årene (165 tonn i 23 og 16 tonn i 22). Den største økningen i kalkmengde fra 23 til 24 skyldes øket dosering ved Rossevatn. Ukalket referansestasjon Stasjonen oppstrøms kalking er sterkt påvirket av forsuring, og her har årsmiddel-ph vist en svakere økning på 199-tallet enn det som har vært tilfelle i mange andre vassdrag (Figur 2.1). Stikkprøvene fra 24 hadde ph-verdier i omlag samme intervall (4,6-5,2) og med samme middel-ph (4,8) som året før. Dette tilsier at det fortsatt er svært surt i dette området (Tabell 2.1, Figur 2.2 og 2.4). Verdiene for aluminium indikerer det samme. Minimumsverdien til labilt aluminium (LAl) dette året var 28 µg/l, og med middelverdi på 39 µg/l tilsier dette at den ukalkede delen av elva trolig fortsatt er giftig for fisk i store deler av året. Årsmiddelverdiene for ANC i perioden har ligget mellom -17 og -5 µekv/l. De to foregående årene kom maksimumsverdien opp i 1 µekv/l, mens den i 24 var - 3 µekv/l. Alle disse verdiene er lavere enn kritisk kjemisk verdi for innlandsaure (ANC 2 µekv/l; Lien et al. 1989). Kalsiumkonsentrasjonen på stasjonen er svært lav, og årsmiddelverdien for 24 (,3 mg/l) er litt lavere enn i 23. Innløp/utløp Lygne Etter at doseringsanlegget ved Gysland ble satt i drift i mars 2, var det grunnlag for å redusere kalkdosene ved Rossevatn. I forslaget til ny kalkingsstrategi for vassdraget ble det antydet et målnivå for Lygne på ph 5,8-6,, forutsatt at en ny doserer ble plassert oppstrøms den lakseførende strekningen (Kaste et al. 1998). Basert på empirisk sammenheng mellom ph 4,5 4, Figur 2.1 ph-utvikling i Lygna oppstrøms kalkingsanlegget ved Rossevatn punkts flytende middel ( moving average ) er angitt med tykk linje. og kalsiumkonsentrasjon i innsjøen (Kaste 1995), bør kalsiumkonsentrasjonen i Lygne holdes omkring 1,7 mg/l dersom en skal oppnå dette. Konsentrasjonene av kalsium i innløpet til Lygne varierte i intervallet 1,-3,3 mg/l i 24, men til tross for økt dosering ved Rossevatn i 24 ble årsmiddelverdien ikke høyere enn 1,6 mg/l. ph-verdiene lå i området 5,6-7, (se Tabell 2.1 og Figur 2.2). Resultatene fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt viste at ph ved to anledninger sank til ph 5,4 5,5 (hhv. 3.august og 15.mars) ved innløpet til Lygne (Figur 2.4). Doseringen ved Rossevatn ble redusert til under en tredel fra 21 til 22, og til tross for en liten økning i doseringen i 23 falt årsmiddelverdien ved utløpet av Lygne fra 1,36 mg Ca/L i 22 til 1,25 mg/l i 23. Verdien i 24 var bare 1,6 mg/l og reduksjonen synes derfor å fortsette til tross for økte doser ved anlegget dette året. Dette indikerer at oppholdstiden i innsjøsystemet bidrar til å forsinke responsen i utløpet. ph-verdiene i utløpet av Lygne varierte i området 5,5-5,9 i 24, og middelverdien for året ble ph 5,7 (som i 23). Middelkonsentrasjonen av LAl i utløpet av Lygne var omlag som året før. Det ble imidlertid registrert verdier opp mot 3 µg/l i vårmånedene, og med dette er konsentrasjonene av labilt aluminium i ferd med å nærme seg giftige nivåer for fisk. I tillegg vil det bli større belastning (total transport av aluminium) på de nedre, anadrome strekningene i elva. Det er tidligere observert Tabell 2.1. Middel-, min- og maksverdier for 24. Nr. Stasjon ph Ca ALK-E LAl TOC ANC mg/l µekv/l µg/l mg/l µekv/l 2 Oppstr. kalking Mid 4,79, ,5-3 Min 4,61, ,7-19 Max 5,24, ,1 16 N Innløp Lygne Mid 6, 1,6 37 Min 5,64 1, 12 Max 6,95 3, N Utløp Lygne Mid 5,67 1, ,8 Min 5,48, ,6 Max 5,94 1, ,6 N Vegge Mid 6,15 1, ,2 58 Min 5,91 1, ,6 34 Max 6,49 1, ,7 83 N

184 at kalkingen ved Rossevatn har vært med på å redusere den totale mengden reaktivt aluminium med omlag 3% ned til utløpet av Lygne. 7,5 7, Vegge Manuell ph-mål Kontinuerlig ph-måling Det kan se ut som det har skjedd en gradvis endring av kalsium/ph-forholdet i vassdraget siden midten på 199-tallet, og det er nå en tendens til høyere ph-verdier ved samme kalsiumkonsentrasjon. Det kan derfor være aktuelt å revidere målet om en gjennomsnittlig kalsiumkonsentrasjon i Lygne på 1,6-1,7 mg/l. Basert på kalsimkonsentrasjonene som ble målt i 24, er det likevel grunn til å opprettholde dosenivået som ble brukt ved Rosseland-anlegget dette året. ph 6,5 6, 5,5 jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 jan.5 DM-temp 25, Kontinuerlig måling 2, 8, Oppstr kalking Inn Lygne C 15, 1, 7, 5, 6,, jan.4 mar.4 mai.4 jul.4 sep.4 nov.4 jan.5 5, 4, jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 8, Ut Lygne Vegge Figur 2.3 Resultater fra kontinuerlig ph- og temperatur måling i 24 ved stasjonen Vegge i Lygna. Resultater fra den manuelle prøvetakingen ved samme stasjon samt det fastsatte ph-målet er lagt inn i phfiguren. 7, 6, 5, 4, jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan Oppstr kalking Vegge jan. jan.1 jan.2 jan.3 jan.4 Figur 2.2 Utvikling av ph og labilt aluminium i Lygna for perioden Anadrom strekning Data fra DNs vannkjemikontroll-prosjekt viser at ph oppstrøms doseringsanlegget ved Gysland i 24 stort sett lå under 6,, med unntak av sommermånedene (Figur 2.4). Laveste ph (5,3) ble målt i smoltifiseringsperioden, den 15.mars. Dette illustrerer hvor viktig Gysland-anlegget er for å opprettholde akseptabel vannkvalitet på den anadrome strekningen i elva. Verdiene fra den kontinuerlige ph-overvåkingen ved Vegge viste at ph-målene stort sett ble nådd i 24 (Figur 2.3), og laveste ph for året som helhet var Det ble registrert ett døgn hvor ph lå mer en.1 ph-enhet under det fastsatte målet, og ingen episoder med mer enn.3 enheters avvik. På den annen side ble det registrert 145 dager hvor ph-verdiene ved ph ph ph 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 Oppstr. kalking Lygne, innløp 4, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 Gysland oppstr. doserer Vegge (SFT-st./kont.pH) 4, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 Litleåna, oppst. doserer Litleåna, nedstr. doserer 4, jan.4 apr.4 jul.4 okt.4 Figur 2.4 Resultater fra DNs vannkjemikontrollprosjekt i Lygna i 24, analysert ved M-lab AS i Stavanger. 143

185 Vegge lå mer enn.3 ph-enheter over det fastsatte målet. Dette indikerer at det er et potensiale for å redusere kalkdosene og spare kalk, iallfall innenfor deler av året. Den høyeste LAl-verdien i de manuelle prøvene ved Vegge, 17 µg/l, ble målt i stikkprøve tatt 19. august. I resten av året, inkludert smoltifiseringsperioden, lå verdiene i området 4-14 µg/l (Figur 2.2). Ved disse LAl-nivåene vil det være liten eller ingen fare for skader på laksesmolt i ferskvann, mens det kan oppstå moderat skade i forbindelse med utvandringen til sjøen (Hindar et al. 1997). Litleåna Sidevassdraget Litleåna (38 km 2 ) renner inn i Lygna på nedre del av den anadrome strekningen (Figur 1.1). Det står et gammelt doseringsanlegg for dolomitt et stykke opp i elva, men dette er ikke tilstrekkelig til å gi stabil ph nedstrøms (Figur 2.4, nederst). Både Litleåna og det større sidevassdraget Møska (123 km 2 ) vurderes nå med hensyn til tiltak å optimalisere kalkingen av Lygna (Hindar et al. 25). 3 Fisk Forfattere: B. M. Larsen 1,H.M.Berger 1, K. Hårsaker 2, E. Kleiven 3, A. Kvellestad 4 og J. H. Simonsen 5 1 Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim 2 NTNU, Vitenskapsmuseet, Zoologisk avdeling, Erling Skakkesgt. 47A, 712 Trondheim 3 Norsk institutt for vannforskning Sørlandsavdelingen, Televeien 3, 4879 Grimstad 4 Veterinærinstituttet, Postboks 8156, Oslo dep., 33 Oslo 5 Roligheten, 4818 Færvik 3.1 Innledning Den opprinnelige laksestammen var utdødd i Lygna, og fisk som har vandret opp på 198- og 199-tallet har antagelig stammet fra tilfeldig feilvandring av voksen laks, rømt oppdrettslaks eller utsatt smolt fra andre lakseelver (Vikøyr et al. 1989). Det ble gjennomført ungfiskregistreringer i Lygna og Møska i 198 uten at det ble funnet laksunger (Kildal 1982). Det er ikke kjent at det finnes flere undersøkelser i vassdraget før NINA i 1991 startet en årlig overvåking av ungfiskbestandene i Lygna i forbindelse med kalkingstiltakene (Larsen 1993). Dette ble videreført i etter samme opplegg, men med en justering av antall undersøkte stasjoner fra Fra 1994 er det i tillegg gjennomført ungfiskundersøkelser i Møska og Litleåna, som referanse til utviklingen i den kalkede delen av Lygna. 3.2 Metode Det ble fisket med elektrisk fiskeapparat på 9 stasjoner i lakseførende del av vassdraget i august 24 (Figur 1.4). I tillegg ble det fisket på tre stasjoner ovenfor den lakseførende strekningen mellom innsjøen Lygne og Kvåsfossen. Sideelvene Møska og Litleåna ble undersøkt på to stasjoner hver. Arealene ble avfisket tre ganger (utfiskingsmetoden) i henhold til standard metodikk (Bohlin et al. 1989). All fisk ble artsbestemt og lengdemålt til nærmeste millimeter i felt, og et utvalg av fisken ble konservert og lagret for senere aldersbestemmelse. Det er skilt mellom årsyngel (+) og eldre ungfisk (>1+). Det er beregnet tetthet av ungfisk på alle stasjoner og gjennomsnittlig for hele vassdraget basert på sum fangst for alle stasjonene samlet (tetthet 1). Alle tettheter er oppgitt som antall individer pr. 1 m 2. Primærdata er gitt i vedlegg B1-B3 som også oppgir gjennomsnittet av beregnet tetthet på alle enkeltstasjonene (tetthet 2). Det ble tatt gjelleprøver av 8 laks- og 8 ørretunger på stasjon 7. Andre gjellebue på fiskens venstre side ble dissekert ut i felt og fiksert på 1 % fosfat-buffra formalin. Metode og framgangsmåte for videre bearbeiding og analysering er gitt av Kvellestad & Larsen (1999). Resultatene presenteres som andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering på gjelleoverflaten eller i gjelleepitelet. Andre typer av histologiske forandringer omtales bare hvis de kan settes i sammenheng med metallakkumuleringen. 144

186 3.3 Resultater og diskusjon Ungfiskundersøkelser Laks Laksyngel ble første gang påvist i Lygna i 1993 (Larsen 1995), og fra 1994 er det også fanget eldre laksunger hvert år. Det ble påvist laksyngel på 2-6 % av stasjonene i lakseførende del av Lygna i (Figur 3.1), men yngeltettheten var hele tiden svært lav (Figur 3.2). Laks ble hovedsakelig påvist nedenfor Kvellandsfossen i de første årene (Figur 3.3). Det var først i 1999 at laksyngel for første gang ble funnet i høye tettheter på alle stasjonene opp til Kvåsfossen. Selv om tettheten gikk ned igjen i 2 og 21 var det fortsatt yngel på 78-1 % av stasjonene (Figur 3.1). I de tre siste årene har det igjen vært høy tetthet av laksyngel i hele vassdraget, selv om den gjennomsnittlige tettheten gikk ned igjen i 24 sammenlignet med 23 (henholdsvis 36 og 69 individer pr. 1 m 2 ). Det er ikke satt ut laks- eller ørretyngel i Lygna etter 199, slik at all yngel som observeres er et resultat av naturlig rekruttering. 1 8 Lygna Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Andel, % Figur 3.1. Utbredelsen av laksyngel og eldre laksunger i Lygna i Utbredelsen er angitt som andel av elfiskestasjonene der henholdsvis laksyngel og eldre laksunger er funnet. Figur 3.3. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i ulike deler av lakseførende del av Lygna i Stasjon 1-6: Kvåsfossen-Kvelland og stasjon 7-1: Kvelland-Rom. Figur 3.2. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i lakseførende del av Lygna i Tettheten varierte mellom 1 og 83 individer pr. 1 m 2 på de ulike stasjonene i 24. Det var en jevnt god tetthet i hele vassdraget, men det er fortsatt høyest tetthet av laksyngel i nedre del. Reetableringen av laks har gått sakte i Lygna, men det er nå en positiv tendens for vassdraget etter tre gode år med høy tetthet av laksyngel i hele vassdraget (lineær trendlinje for : y = 4,1x - 14,2; R 2 =,57). I den samme perioden har det også vært en økning i fangstutbyttet av laks, og det er en klar sammenheng mellom mengde oppfisket laks ett år og antall laksyngel året etter (Larsen et al. 24). Størst avvik var det i 21 da antall laksyngel var vesentlig lavere enn det som var forventet utfra fangststatistikken i 2. Dette kan tyde på at det var en overdødelighet av laksyngel vinteren 2/

187 Eldre laksunger har hatt en sporadisk opptreden i Lygna på 199-tallet, og ble så sent som i 1999 bare funnet i lite antall på to av stasjonene (Figur 3.1). I 2 var det en liten økning i tettheten av eldre laksunger (Figur 3.2), og utbredelsen økte til 89 %. Men det var først i 23 og 24 at vi fikk en ny positiv utvikling i vassdraget. Da økte tettheten til eldre laksunger pr. 1 m 2 i gjennomsnitt. Dette hadde en klar sammenheng med den høye tettheten av laksyngel i 22 og 23. Overlevelsen fram til ettårige laksunger var tilsynelatende bedre i 23 og 24 enn i 2 etter en tilsvarende høy tetthet av laksyngel i Møska har vært et typisk forsuringsvassdrag uten noen fast laksestamme (Kildal 1982). Det ble ikke funnet laksunger i Møska i perioden , og det var først i 1999 at det for første gang ble funnet laksyngel i den nedre delen av Møska (Figur 3.4). Senere er det funnet laksyngel i lite antall i I 22 ble det også for første gang bekreftet laksyngel i den øvre delen av anadrom strekning. Det er funnet laksyngel i Møska i de samme årene som tettheten av laksyngel har vært høy i hovedvassdraget. Eldre laksunger ble funnet for første gang i 23 i lite antall på begge stasjonene, men bare på den nederste stasjonen i 24. Når antall gytefisk øker i hovedvassdraget vil vi forvente at stadig flere laks finner veien opp i Møska i årene framover. Antall fisk pr. 1 m Møska Laks Årsyngel (+) Eldre fiskunger (>+) Innsjøer i nedslagsfeltet til Litleåna ble kalket første gang i 1985, og i 1988 ble det påvist laksyngel i nedre del av vassdraget (Vikøyr et al. 1989). Det er funnet laksunger hvert år fra 1995 i de nederste ca 2,5 km av vassdraget. Tettheten av laksyngel var lav i de første årene i Litleåna, men økte betydelig fra 22 (Figur 3.5). I 24 ble det også for første gang funnet laksyngel på den øverste stasjonen i vassdraget (ca 4 km fra samløpet med Lygna). Tettheten av eldre laksunger har økt betydelig i de siste årene fra mindre enn 1 individer pr. 1 m 2 på slutten av 199-tallet til nær 5 individer i 23 og 24. Det er undersøkt gjeller fra laks i Lygna i (Tabell 3.1). Det er ikke påvist metallakkumulering på gjelleoverflaten i noen av årene. I 1999, 22 og 24 ble det heller ikke funnet metallakkumulering i gjelleepitelet, men i de andre årene er det påvist varierende mengder i gjelleepitelet hos 42-1 % av laksungene. Det er antatt at dette er et uttrykk for at fisken i perioder har vært eksponert til en suboptimal vannkvalitet. År Ørret Figur 3.4. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i Møska i Antall fisk pr. 1 m Litleåna Laks Årsyngel (+) Eldre fiskunger (>+) Laksungene i Lygna varierte i størrelse fra 33 til 133 mm i begynnelsen/midten av august 24 (Figur 3.6). Årsyngelen var gjennomsnittlig 44 mm, og det var best vekst i øvre del av vassdraget (Tabell 3.2). Lengden av ett- og toårige laksunger i lakseførende del av Lygna var henholdsvis 84 og 114 mm i 24 (Tabell 3.3). Lengden av de ettårige laksungene har gått ned med mer enn 2 mm fra til 24 (Tabell 3.3). Andelen treårige smolt vil øke med avtagende vekst, og antall toårige laksunger har økt i vassdraget i de siste årene. Begrepet eldre laksunger omfattet ett- og toårige individer i 24, og andelen var henholdsvis 71 og 29 % av materialet. Tabell 3.1. Resultat av histologisk undersøkelse av gjeller fra fisk i Lygna i ASA+int. = ASA-positivt materiale i gjelleepitelet. Andel av fisken som har ulike grader av metallakkumulering (-3) i gjelleepitelet er oppgitt. N er antall fisk undersøkt. = ikke påvist, 1 = særskilt sparsom/ sparsom forekomst, 2 = moderat forekomst og 3 = betydelig forekomst. N er antall fisk undersøkt. Det er ikke funnet ASApositivt materiale på gjelleoverflaten verken til laks eller ørret i Lygna i disse årene. For nærmere beskrivelse se Kvellestad & Larsen (1999). ASA+int., % Art År Stasjon N Laks , , 7, Ørret , År Ørret Figur 3.5. Tetthet pr. 1 m 2 av laks og ørret i Litleåna i

188 Tabell 3.2. Gjennomsnittslengder (i mm) med standardavvik (x±sd) for årsyngel av laks og ørret i ulike deler av Lygna, Møska og Litleåna august 24. N er antall undersøkte individer. Stasjon Laks Ørret x±sd N x±sd N 1-6 Kvåsfossen-Kvelland 46± ± Kvelland-Rom 42± ± Lygna anadrom 44± ±4 137 del samlet Lygne-Kvåsfossen ±5 4 L1-L3 Litleåna 53± ±9 47 M1-M3 Møska 52±9 2 61±6 74 Andel, % Lygna laks (N = 467) Laksyngel (+) Eldre laksunger (>+) Lengde, mm Figur 3.6. Lengdefordeling av laks fra lakseførende del av Lygna i begynnelsen/midten av august 24. Tabell 3.3. Gjennomsnittslengder med standardavvik (x±sd) hos ungfisk av laks og ørret i lakseførende del av Lygna i Aldersbestemmelse av spritfiksert materiale. N er antall undersøkte individer x±sd N x±sd N x±sd N x±sd N Laks ±4 2 17± ±4 4 14± ± ± ± ±5 8 96± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± Ørret* ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ± ±6 56 9± ± ± ± ± * Tillegg 1998: 5+: 263 mm (N=1); 1999: 5+: 26 mm (N=1) Ørret Det blir normalt fanget ørretyngel på alle eller nær alle de undersøkte stasjonene i Lygnavassdraget (Vedlegg B1), men i 24 manglet det ørretyngel på tre av stasjonene. Samtidig var det en betydelig nedgang i antall yngel slik at den gjennomsnittlige tettheten av ørretyngel bare var 12 individer pr. 1 m 2 i 24 (Figur 3.2). Det var nesten ikke ørretyngel i den nedre delen av vassdraget (bare tre individer nedenfor Kvellandsfossen). Det var fortsatt gode tettheter på enkelte stasjoner i den øvre delen slik det har vært i de fleste årene etter kalking (Figur 3.3). Forskjellen mellom øvre og nedre del har økt fra slutten av 199-tallet, og kan komme av at laks har hatt de største tetthetene nedenfor Kvellandsfossen til nå. Det har vært en betydelig variasjon i tettheten av ørretyngel i årene etter Det var en økning fra 1991 til Deretter var det tre dårligere år før et nytt toppår kom i Etter et nytt dårlig år i 2 har tettheten økt gradvis igjen, og i 23 var den igjen like høy som i Men etter det dårlige resultatet i 24 er det nå bare en ubetydelig, ikke signifikant, økning i tettheten av ørretyngel for perioden Tettheten av ørret vil antagelig ta seg noe opp igjen, men utviklingen gjenspeiler sannsynligvis at tettheten av laksyngel er økende i Lygna. Det er så langt ingen sammenheng mellom oppgang av sjøørret og tetthet av ørretyngel året etter. For eldre ørretunger var den gjennomsnittlige tettheten 4 individer pr. 1 m 2 i 24. Dette var en nedgang sammenlignet med de siste årene og tilbake til nivået gjennom det meste av

189 tallet. Selv om det har vært en generell økning i tettheten av eldre ørretunger som gjenspeiler økningen i antall ørretyngel etter kalking er det bare små forskjeller, og sammenhengen er bare svakt positiv. Gjennomsnittlig tetthet av ørretyngel og eldre ørretunger på strekningen mellom Lygne og Kvåsfossen var henholdsvis 14 og 8 individer pr. 1 m 2 i 24 (Figur 3.7). Dette var en nedgang i tetthet for begge aldersgrupper sammenlignet med foregående år. Selv om det var en betydelig økning i tettheten av ørretyngel i 1999 og 2 har det bare vært en moderat økning av ørretyngel for hele perioden (lineær trendlinje: y = 2,1x + 8,5; R 2 =,22). For eldre ørretunger var det en økning i tetthet fram til 1997 på strekningen mellom Lygne og Kvåsfossen. Etter den tid har tettheten avtatt noe, for så å øke igjen i 23 og 24. Dette gir bare en moderat økning av eldre ørretunger for hele perioden (lineær trendlinje: y =,5x + 1,6; R 2 =,3). men holder seg fortsatt lav (1-25 individer pr. 1 m 2 ). Det er ingen sammenheng mellom tettheten av ørret i Litleåna og Møska eller mellom Litleåna og den lakseførende delen av Lygna. Tettheten av eldre ørretunger har også variert mye mellom år i Litleåna; fra 2 til 24 individer pr. 1 m 2. Tettheten var lavest i 24. Det er undersøkt gjeller fra ørret i Lygna i de ti siste årene ( , Tabell 3.1). Det er ikke påvist metallakkumulering på gjelleoverflaten i noen av årene. I fire av årene ble det heller ikke funnet metallakkumulering i gjelleepitelet. I de andre årene er det funnet varierende mengder i gjelleepitelet hos 17-1 % av ørretungene som indikerte at vannkvaliteten i perioder var dårligere enn forventet for fisk i 2, 21 og 23. Ørret i lakseførende del av Lygna varierte i størrelse fra 35 til 15 mm i begynnelsen/midten av august 24 (Figur 3.8). Årsyngelen var i gjennomsnitt 45 mm (Tabell 3.2). Veksten var noe dårligere i 24 enn tidligere. Generelt har lengden av årsyngelen gått ned mer enn 1 mm sammenlignet med de første årene etter kalking. Ørretyngelen i Litleåna var i gjennomsnitt 54 mm i august 24 (Tabell 3.2). I Møska har ørretyngelen hatt best vekst i alle år, og var i gjennomsnitt 61 mm i 24 (Tabell 3.2). Det har ikke vært noen endringer i veksten i Litleåna og Møska i de siste ti årene. Lengden av ett- og toårige ørretunger i lakseførende del av Lygna var henholdsvis 84 og 123 mm i 24 (Tabell 3.3). De ettårige ørretungene har i gjennomsnitt blitt 15 mm mindre fra 1998 til 24. Dette gjør at smoltalderen øker, og flere ørretunger må stå tre år på elva før smoltutvandring. Begrepet eldre ørretunger omfattet bare ett- og toårige ørretunger på lakseførende strekning i 24. Det er også enkelte stasjonære ørret på elva, og fisk opp til fem år er aldersbestemt i 1998 og Lygna ørret (N = 187) Ørretyngel (+) Eldre ørretunger (>+) 25 Andel, % Figur 3.7. Tetthet pr. 1 m 2 av ørret i Lygna mellom Lygne og Kvåsfossen (stasjon 21-24) i Møska hadde fortsatt en liten sjøørretstamme nederst i vassdraget på begynnelsen av 198-tallet, men antall ørretunger var lavt (Kildal 1982). Den gjennomsnittlige tettheten av ørretyngel har økt fra mindre enn 1 individer pr. 1 m 2 i 1994 til 44 individer i 24 (Figur 3.4), og har hatt en klart positiv utvikling i denne perioden (lineær trendlinje : y = 2,9x - 4,5; R 2 =,65). Det har vært en mindre økning av eldre ørretunger enn forventet; fra mindre enn ett individ pr. 1 m 2 i til 3-8 individer i de andre årene (Figur 3.4) Lengde, mm Figur 3.8. Lengdefordeling av ørret fra lakseførende del av Lygna i begynnelsen/midten av august 24. Den gjennomsnittlige tettheten av ørretyngel varierte betydelig i Litleåna på 199-tallet. Tettheten var ca 6 individer pr. 1 m 2 i tre av årene, men mindre enn 2 individer i andre år (Figur 3.5). Fra 2 til 24 har tettheten av ørretyngel økt noe igjen, 148

190 Andre arter Generelt fanges og observeres det lite ål i Lygnavassdraget. Det ble bare fanget til sammen 5-1 ål fordelt på tre av stasjonene i 24. I tillegg ble det påvist skrubbe og trepigget stingsild nederst i vassdraget. Tidligere år er det også påvist niøye og nipigget stingsild. I Møska og Litlåna ble det bare fanget ål i lite antall på de fire stasjonene i 24. Tidligere er det påvist trepigget stingsild og nipigget stingsild i Møska, og skrubbe, trepigget stingsild og niøye i Litlåna Fangststatistikk Som så mange andre steder på Sørlandet forsvant laksen fra Lygna på 197-tallet, og fisket etter laks og sjøørret stanset mer eller mindre opp i 2 år. I alle fall er det ikke levert inn fangstoppgaver fra midten av 197-tallet til begynnelsen av 199- årene (Figur 3.9). Fangsten av laks begynte å øke igjen først i 1998 etter at kalkingen i Lygna hadde pågått noen år. Senere har fangsten av laks tatt seg opp, og økte til om lag ett tonn i 23 og kg i 24 (Figur 3.9). Dette er de høyeste fangstene av laks siden 194-tallet da det ble tatt 3,5 tonn fisk på det meste. Fangsten av sjøørret økte utover på 199-tallet, og fikk en topp i 2 på nær 1,2 tonn. I de fire siste årene har fangsten ligget mellom 5 og 75 kg. Ser vi på økningen i antall laksyngel og eldre laksunger i de siste årene gir det forventninger om en høyere tilbakevandring av voksen laks fra 25 og 26. Utviklingen i Lygna har vært spennende i de siste årene, og det ser ut til at det endelig lysner for vassdraget slik at det igjen framstår som en attraktiv lakseelv. Fangst, kg Lygna Laks Sjøørret Figur 3.9. Årlig oppfisket kvantum av laks og sjøørret i Lygna i perioden (Norges Offisielle Statistikk). Det er ikke rapportert fangster av laks eller sjøørret i perioden År 4 Bunndyr Forfattere: T. Bongard og B. Walseng, NINA Det ble tatt sparkeprøver på 12 stasjoner i november 24. Stasjonsnettet er identisk med det som ble brukt ved undersøkelsene i 1978, 1998 og 21-3 (Halvorsen 1981). Det ble imidlertid kun tatt høstprøver i 24. Prøvene ble fiksert i felt og sortert og artsbestemt i laboratoriet. Gruppene klobiller, døgn-, stein- og vårfluer er artsbestemt. Prøvetakingsprogrammet har nå blitt gjennomført i seks sesonger. Resultatene er derfor mer konsistente og bedre å tolke. Langtidsserier er ønskelig å gjennomføre fordi naturlige svingninger dermed fanges opp og kan vurderes opp mot antropogene påvirkninger. Det er generelt få bunndyrgrupper i Lyngdalsvassdraget (Vedlegg C1). Antallet grupper varierer mellom tre, som ble funnet i det mest forsurede sidevassdraget Landdalen, og 11 grupper som ble funnet nederst i Lyngdalselva. De vanligste og mest tolerante dyregruppene dominerte. I 22 ble det for første gang i Lyngdalselva (stasjon 2) registrert snegl (Lymnaea peregra), i 23 ble det funnet et individ og i 24 to individer nederst i Lyngdalselva. Snegler er følsomme for forsuring fordi skalldannelsen krever kalk. I 1999 ble det registrert 11 individer av Lymnaea i det kalkede vannet Gletne. Vi har forventet å finne arten i prøvene fra Gletnebekken nedstrøms vannet etter dette, men den er ikke registrert ennå. Det ble funnet til sammen tre arter døgnfluer, ni arter steinfluer og 12 arter vårfluer i 24, det vil si relativt små endringer i forhold til det som ble funnet i 23 (tre, 1 og 18 arter). I og med at det kun ble tatt høstprøver i 24 blir det er mer usikkert å sammenligne artsantallet med prøvene fra tidligere år. Artsantallet er generelt lavt i Lyngdal i forhold til forventede forekomster i Vest-Agder. Tabell 4.1 illustrerer dette ved å vise anslag over forventet artsantall. Totalt ville antall arter for de samme gruppene sannsynligvis ligget nærmere 5 i et upåvirket økosystem. Siden 21 har artsantallet stabilisert seg, men det blir år om annet registrert eksemplarer av nye arter som har lave individtall. Kommentarer til de enkelte lokalitetene Også i 24 har Faråni (st. 12) et forholdsvis høyt antall grupper og arter til tross for at lokaliteten ikke er berørt av kalking og fortsatt har lav ph. Gruppene og artene som finnes her hører imidlertid til de mer tolerante og samtidig de mest utbredte artene i ferskvann. Det ble kun noen få eksemplarer av den middels følsomme steinfluen Isoperla grammatica. De middels følsomme vårfluene i Hydropsyche-slekten mangler i Faråni, selv om de påvises i store antall i kalkede elver i området. Begge de påviste artene i området er dårlige flygere, og derfor dårlige kolonisatorer enn f. eks. Rhyacophila nubila (Bagge 1995). I 22 ble det funnet et individ av Baetis scambus i Storåni (st. 4), nedenfor kalkdoserer. Denne døgnfluearten er ny for Sørlandet. Slekten regnes som forsuringsfølsom. Arten ble ikke påvist i 23 eller 24, men med så lave bestandstettheter må det en større fangstinnsats til for eventuelt å kunne påvise arten 149

191 Tabell 4.1. Anslag over forventet artsantall for døgn-, stein- og vårfluer i rennende vann i Lyngdalsvassdraget. Gjennomsnittlig antall arter registrert pr. prøve i materialet fra 24 i parentes. Døgnfluer Steinfluer Vårfluer Totalt registrert artsantall for Vest-Agder Anslag over forventet artsantall i rennende vann i et upåvirket Lyngdal 7 (3) 15 (9) 3 (12) Anslag over forventet artsantall i en enkelt prøve fra et upåvirket Lyngdal 4 (1) 8 (5) 1 (4) hvert år. Prøvetidspunktet i 24 er såpass sent på høsten at artene som vil klekke våren 25 er kommet inn med store nymfer. Det er derfor relativt mange steinfluearter til stede i de kalkede delene av Storåni. Blant steinflueartene i den forsurede delen av hovedvassdraget (st. 5) er det kun Isoperla grammatica som er karakterisert som middels følsom. Dette er sannsynligvis resultatet av en rekolonisering med oppstrømsflukt. Bekken i Landdalen (st. 11) er sterkt forsuret, men har allikevel mange steinfluearter, hvorav Isoperla grammatica. Stasjonen ligger ikke så langt unna de kalkede delene av Storåni, og vil koloniseres kontinuerlig i forbindelse med flygeperiodene til de ulike artene. Vårartenes nymfer, som er godt representert i høstprøven fra 24 og som vil klekke våren 25, vil kunne unngå eventuelle surstøt under vårflommen. Disse artene vil ha fordeler framfor sommerartene, som har små nymfer under snøsmeltinga. Som i Faråni mangler Landdalen de middels følsomme vårfluene i Hydropsyche-slekten, selv om noe rekolonisering fra Storåni sannsynligvis foregår hele tiden under flygeperioden. Som i 22 og 23, ble det påvist Baetis rhodani nederst i Møska. Dette kan være resultatet av spredning fra Lyngdalselva. Arten har kohorter hele året, og vil kunne rekolonisere vassdraget kontinuerlig gjennom hele flygesesongen. Vannkvaliteten om våren er ikke god nok for Baetis rhodani i Møska. Tidligere år er arten ikke funnet på forsommeren, sannsynligvis på grunn av lavere ph etter snøsmeltinga. Ellers ble Baetis rhodani som de tidligere år funnet i Storåni nedstrøms kalkdoserer, i Gletnebekken, i Lautjønnbekken og i Lyngdalselva. Steinfluen Isoperla grammatica hadde en oppblomstring i 24 og ble funnet i alle lokaliteter. Vårfluen Hydropsyche siltalai, som er middels krevende, er fortsatt tilstede i Møska. I 24 ble det funnet to uvanlige vårfluearter nederst i Lyngdalselva, nemlig Goera pilosa og Ceraclea annulicornis. Begge arter er sparsomt forekommende, og er eksempelvis ennå ikke registrert i nabofylket Aust-Agder (Aagaard & Dolmen 1996). Opplysninger om eventuell følsomhet for forsuring mangler. Registrering av arter som forekommer fåtallig vil være tilfeldig fra år til år. Forsuringsindeks 1 fra de ulike lokalitetene (se Vedlegg C1) viser at stasjoner som er berørt av kalking har verdien 1, mens de sure referanselokalitetene har lavere verdier. Forsuringsindeks 2, som tar hensyn til økte forekomster av forsuringstolerante steinfluer, viser en klar surhetspåvirkning til tross for tilstedeværelsen av de følsomme Baetis-artene i kalkede områder (Fjellheim og Raddum 199). I lokaliteter med god vannkvalitet vil forsuringsindeks 2 ligge over 1, mens den vil raskt synke mot når ph nærmer seg 5,5 (Raddum et al. 1999). Forsuringsindeks 2 er lavere i 24 enn de foregående år, noe som sannsynligvis har sammenheng med at det bare ble tatt en høstprøve i fjor. Sannsynligvis er situasjonen relativt uendret.. 15

192 5 Krepsdyr Forfatter: B. Walseng, NINA 5.1 Kommentarer til registrerte arter Det ble påvist 39 arter (27 vannlopper og 12 hoppekreps) i 24 (Vedlegg D1). Det var gjennomgående noe færre arter i alle lokaliteter sammenlignet med tidligere år. Dette skyldes sannsynligvis en kombinasjon av at lokalitetene kun ble avlagt et besøk samt at det var ekstremt høy vannstand da prøvene ble tatt. En art var ny for vassdraget der det til sammen er funnet 5 arter, henholdsvis 35 arter vannlopper og 15 arter hoppekreps. A.exigua ble funnet i både Hellevatn og Skolandsvatn. Denne arten synes å være noe mer forsuringsfølsom enn A. excisa som er svært så forsuringstolerant og er vanlig i vassdraget. Flest arter, 26, ble registrert i Gletne. I Lygne ble det registrert færre arter enn i de foregående årene, 15 arter. Det var kun i Gaukdalsvatn det ble funnet færre arter (12 arter). Med unntak av få arter i Lygne, er mønsteret i artrikdom den samme som i tidligere år (Halvorsen 1981, Walseng & Bongard 21, Walseng 23), det vil si økende artsrikdom nedover i Møska og med mange arter i Gletne. Fem arter som er funnet etter kalking og som er nye i forhold til 1978, kan karakteriseres som følsomme mot forsuring. Blant disse finner vi de to Daphnia-artene, D. cristata og D. longispina. I 24 ble disse funnet henholdsvis i Lygne og Gletne, dvs de to kalkede vannene. I 1999 og 22 var begge artene vanlige i Lygne, men i 23 og 24 ble kun D. cristata funnet her. D. longispina er funnet i planktonet i Gletne alle fire årene dette vannet er blitt prøvetatt (1999, 22, 23 og 24). Den planktoniske rovformen Leptodora kindti er også en ph-følsom art som er funnet regelmessig i Lygne etter at kalkingen startet. Den er også kommet inn i Nesvatn etter kalking (Walseng & Bongard 2). Den forsuringsfølsomme litorale vannloppen Camptocercus rectirostris, ble funnet i Gletne. Denne er blitt mer vanlig etter kalking (Walseng et al. 21). A. intermedia, som er funnet i Gletne de to siste årene, ble i 1978 bare funnet i Lauvtjønn. Den gang var dette det eneste vannet i Lyngdalsvassdraget med ph over 5,. Etter kalking er den påvist årlig i flere av vannene. 5.2 Planktoniske krepsdyr Planktonsamfunnene i de fem undersøkte vannene varierte fra fem (tre vannlopper og to hoppekreps) i Gaukdalsvatn til åtte i Skolandsvatn (fire vannlopper og fire hoppekreps) (Vedlegg D2). Liksom i 23 mangler D. longispina, P. pediculus og B. longimanus i Lygne. Disse ble funnet i 22. Andelen av D. cristata er fortsatt høy (<1%) selv om den var ennå mer dominant i de foregående årene. I Møska, som er det største sidevassdraget til Lyngdalselva, har Hellevatn (6 arter) og Skolandsvatn (8 arter) i alle år hatt flere arter enn Gaukdalsvatn (5 arter). Samfunnene i disse vannene har hele tiden vært dominert av vannloppene Diaphanosoma brachyurum, Holopedium gibberum og Bosmina longispina samt calanoiden Eudiaptomus gracilis. De to førstnevnte som kun har forekommet fåtallig i Hellevatnet, ble ikke påvist i 24. Alle de fire artene er kjent for å være tolerante mot forsuring. I Lygne utgjorde C. scutifer mindre enn 1% i 1978, mens den etter kalking har vært dominerende art. Også i Skolandsvatn har det vært en svak økning av arten i de seinere år. I 24 utgjorde den 11% (copepoditter), mens det også var et betydelig innslag av nauplier (32,8%) som høyst sannsynlig også tilhører arten. C. scutifer er relativt tolerant overfor lav ph, men er aldri funnet ved ph lavere enn 4,. I vann med ph fra 4,5 til 5, er arten funnet i ca 35% av lokalitetene, mens den i ph-intervallet 5,- 7, er funnet i nesten 6% av vannene. I Nesvatn, Nisser og Fyresvatn, som er de tre store innsjøene i Arendalsvassdraget, er det registrert en økning av C. scutifer etter kalking (Walseng & Bongard 2). Undersøkelser i fra Sverige har også vist at Cyclops sp, sannsynligvis C. scutifer, i de fleste tilfeller synes å være favorisert av kalking, og en økning i bestanden er ofte registrert (Naturvårdsverk 1981, Eriksson et al. 1983, Hörnström et al. 1992). Undersøkelser har vist at arten bl a får nedsatt eggproduksjon ved lav ph (Sandøy & Nilssen 1987). I Lygne ble det konkludert med at den markerte økningen av C. scutifer etter at det ble kalket, kunne tilskrives en bedring av vannkvaliteten. En økt andel av arten i Skolandsvatn er sannsynligvis også et resultat av en ph-økning i dette vannet. Helt siden 1999 har det vært et innslag av Cyclops abyssorum i planktonet i Skolandsvatn. I de to siste årene har den også dukket opp i Hellevatn. Dette er en art som synes svært så tolerant mot ekstreme fysiske forhold og er ofte første art som etablerer i vann når isbreene trekker seg tilbake. Den er vanlig i Svelavatn i Bjerkreimsvassdraget som er et gjennomstrømningsvatn som har mottat vann med svært varierende vannkvalitet. Holopedium gibberum, også kjent som gelekreps, manglet i Lygne i både 23 og 24. Den ble funnet fåtallig i 22, men manglet både i 1999 og noe overraskende også i 1978, dvs før kalking. Arten regnes som kalkskyende og i undersøkelser fra blant annet Bjerkreimvassdraget og Arendalsvassdraget har arten gått tilbake etter kalking. De to Daphnia-arterne D. longispina og D. cristata er begge funnet i Lygne etter at det ble kalket. I 1999 var Daphnia longispina langt vanligere enn D. cristata og utgjorde hele 8,2% i høstprøven. I 22 var forholdet det motsatte, dvs D.cristata var mer tallrik enn D. longispina som utgjorde mindre enn 1% ved begge besøk dette året. I 23 og 24 har D. longispina manglet helt. Hva som forårsaker skiftet i fra D. longispina til D. cristata er usikkert. D. longispina er vurdert som en av de sikreste indikatorartene på en bedret vannkvalitet. Den fins i omtrent halvparten av vann med ph høyere enn 5,5. Også D. cristata er en sikker indikator på en bedret vannkvalitet og er vanligst i de sørøstlige deler av landet. I få lokaliteter er den registrert ved ph under 5,5. Den er etter kalking registrert i flere vann i Østfold (Walseng & Hansen 1994). I Sverige er den liksom D. longispina funnet i Stora Härsjön etter kalking (Appelberg 1995). Det er kjent at Daphnia sp kan overleve i bunnsedimentet i mange år og egg kan klekke når forholdene ligger til rette (Weider et al. 1997). Dette forklarer hvorfor arten ofte responderer raskt på en bedret vannkvalitet. Yndesdalsvatnet er eksem- 151

193 pel på et vann der D. longispina har etablert seg etter kalking (Walseng et al. 1995). Fra Sverige er det i flere lokaliteter dokumentert at Daphnia-arter kommer inn etter kalking (Eriksson et al. 1982, Hultberg & Andersson 1982, Hasselrot et al. 1984, Alenäs 1986, Hörnström et al. 1992). Leptodora kindti, som er funnet ved alle besøk i Lygne etter kalking, er en stor planktonisk rovform som sjelden er funnet i lokaliteter med ph<5,5. Den er aldri registrert i de sureste lokalitetene (ph < 4,5). Arten er hyalin (gjennomsiktig) og er favorisert i vann med stor fiskepredasjon. Den er registrert som ny art i Nesvatn etter kalking. I ti undersøkte innsjøer i Midt- Sverige ble den etter kalking registrert som ny art i to vann mens den hadde økt i antall i fire andre (Hörnström et al. 1992). 5.3 Litorale krepsdyr Vannloppene Diaphanosoma brachyurum, Sida crystallina, B. longispina, Alonopsis elongata, Chydorus sphaericus, Pleuroxus truncatus samt hoppekrepsen E. gracilis forekom som dominante (>1%) i litoralsonen (Vedlegg D3). Selv om Lygne har respondert på kalking mht artssammensetning har vannet et forholdsvis artsfattig litoralsamfunn med færre arter enn i 1978 da det ble registrert 28 arter. Blant arter som ble registrert i 1978, men som manglet etter 22 er de survannstolerante vannloppene Alona rustica og Alonella excisa. I Gletne er det et forholdsvis rikt litoralsamfunn med 21 arter (16 vannloppearter og fem hoppekrepsarter), med B. longispina som dominerende art (31,7%). Flere er karakterisert som følsomme arter (D. longspina, A. intermedia og Camtocercus rectirostris). C. rectirostris har vært funnet i Lygne etter kalking men manglet her i 24. Arten var ny for Gletnei 24. Den forsuringstolerante arten A. curvirostris, som var tilstede fram til 23, manglet i 24. Skolandsvatn og Hellevatn har hele tiden hatt rike litoralsamfunn med blant annet flere av de vanlige survannstolerante artene. Etter 1999 har det også vært innslag av moderat følsomme arter med blant annet til dels store tettheter av Pleuroxus truncatus som i Skolandsvatn utgjorde 24,6% i 24. Gaukdalsvatn hadde det mest artsfattige litoralsamfunnet med 12 arter, 1 vannloppearter og to hoppekrepsarter. 5.4 DCA-ordinasjon Artslistene for henholdsvis 1978, ble analysert ved hjelp av DCA ordinasjon (jfr metodekapittelet) (Figur 5.1). Oslandsvatn i Bjerkreimvassdraget er inkludert i analysen som uforsuret referansevann. Vannet ligger riktignok ca 2 km vest for Lyngdalsvassdraget, men faunistisk er det store likhetstrekk mellom de to områdene og faunaen i Oslandsvatn skulle langt på vei representere den faunaen vi skulle kunne forvente oss å finne i et uforsuret vann. Artslister fra seks års undersøkelser i Oslandsvatn er brukt som input i analysen. Forsommer og høstdata ble slått sammen da tidligere undersøkelser har vist at disse datasettene supplerer hverandre. Daphnia galeata og D. cristata er behandlet som en art da begge arter indikerer god vannkvalitet, men forekommer i respektive hvert av de to områdene. Erfaring fra andre undersøkelser som har inkludert lokaliteter med variasjon i ph, har resultert i ordinasjonsplott der variasjonen lang 1-aksen er sterkt korrelert med ph. DCA-ordinasjon resulterte i at 32% av variasjonen i artssammensetningen i materialet kunne forklares av de to første aksene, hvorav 24,6% av 1-aksen. 1-aksen er korrelert med ph (r 2 =,46, p<,1). Med unntak av Lygne etter 1999 plasserer alle artslistene fra Lyngdalsvassdraget seg i den sure enden av 1-aksen. Korrelasjonen mellom 1-aksen og ph øker kraftig når vi utelater Gletne (r 2 =,82, p<,1) (Figur 5.2). En viktig grunn til at Gletne opptrer som en outlayer i plottet skyldes både innslaget av mange arter og av at flere av de artene som forekommer regelmessig her, er sjeldne i de øvrige vannene i Lyngdalsvassdraget og i referansevannene. Forekomsten av forsuringsfølsomme arter indikerer at vannet har respondert på en bedret vannkvalitet. Figur 5.1 viser at Lygne har flyttet seg fra den sure enden og i retning den nøytrale enden av 1-aksen. Dette er et resultat av at flere forsuringsfølsomme arter har kommet inn etter kalking. Fortsatt er det forskjeller i artssammensetningen mellom Oslandsvatn og Lygne. Dette skyldes blant annet at Oslandsvatn har flere forsuringsfølsomme copepoder enn Lygne. En forskjell mellom disse vannene er forventet da Oslandsvatn også før den antropogene forsurningen tok til, hadde en gunstigere ph enn Lygne. Etter at faunaen i Lygne beveget seg mot den sure enden av 1- aksen i 22 tyder resultatene fra 23 og 24 på at utviklingen går i retning av større likhet med det nøytrale referansevannet. I Arendalsvassdraget ble det i 21 registrert en økning av survannstolerante arter samtidig med at forsuringsfølsomme arter gikk tilbake. Dette ble satt i sammenheng med høstflommen i 2 som resulterte i et kraftig surstøt. Krepsdyrfaunaen i Lyngdalsvassdraget har sannsynligvis også vært preget av surstøtet som også her har resultert i en mer forsuringstolerant fauna. De to ukalkede vannene i Møska, Hellevatn og Gaukdalsvatn, hadde en artsammensetning som flyttet vannene mot den nøytrale enden av 1-aksen. Ser vi på utviklingen fra 1978 er det tydelige tegn på at alle tre vannene er i ferd med å få en fauna som reflekterer en bedre vannkvalitet. Endringer i planktonsamfunnet bekrefter denne utviklingen. 152

194 Figur 5.1. DCA-ordinasjon for sammensetningen av krepsdyr i Lyngdalsvassdraget i 1978, 1999, 22, 23 og 24 basert på forekomst/fravær av arter. 7 ph 6 Ly 4 Ly 99 Ly 3 Ly y = -1,988x + 6,68 R 2 =,8213 Ly 78,5 1 1,5 akse 1 Figur 5.2. Korrelasjon mellom ph og akse (se Figur 5.1). 153