Technical ReportPDF Available

Sikker toveis fiskevandring forbi vannkraftverk. Kunnskapsoppdatering og mønsterpraksis Forfattere

Authors:
  • NORCE LFI Norwegian Research Center

Abstract and Figures

Denne rapporten gir en oppsummering av kunnskap om toveis fiskevandring forbi vannkraftverk. Basert på oppsummeringen og internasjonal praksis anbefales mønsterpraksis for fiskepassasjer. Rapporten er en del av SafePass-prosjektet, som primært omhandler fiskeartene laks, ørret, harr og ål, og fokuserer spesielt på oppvandring hos harr og innlandsørret og nedvandring hos ål og laks. Andre fiskearter omtales der det finnes relevant litteratur og kunnskap. Etter internasjonale anbefalinger har mange norske fisketrapper for oppvandring ikke optimal utforming. Dette gjelder særlig denil- og kulpetrapper i innlandselver med arter som harr og ørret. Det anbefales å benytte ramper, naturtypiske omløp og spaltetrapper for disse artene og å halvere høydeforskjell mellom bassenger i kulpetrapper, samt å redusere energitetthet i forhold til kulpetrapper for laks. For nedvandring av fisk finnes det i Norge få passasjer. En rekke internasjonale studier viser at fisketilpassede varegrinder med fluktåpninger og omløpsarrangement gir gode resultater for nedvandring, særlig for ørret og laks og i de siste årene også for blankål.
Content may be subject to copyright.
SINTEFEnergiAS
Vannressurser
2018‐02‐01
2017:00723‐Åpen

Rapport
Sikkertoveisfiskevandringforbi
vannkraftverk
Kunnskapsoppdateringogmønsterpraksis
Forfattere
Hans‐PetterFjeldstad,SintefEnergi
UlrichPulg,LFI,UNIResearchMiljø
TorbjørnForseth,NINA
SINTEFEnergiAS
Vannressurser
2018‐02‐01
2 av 69
SINTEF Energi AS
Postadresse:
Postboks 4761 Torgarden
7465 Trondheim
Sentralbord: 73597200
Telefaks: 73597250
energy.research@sintef.no
www.sintef.no/energi
Foretaksregister:
NO 939 350 675 MVA
PROSJEKTNR
50200131-13
RAPPORTNR
2017:00723
VERSJON
1.0 3 av 69
Historikk
DATO
VERSJONSBESKRIVELSE
1.0
2018-02-01
Endelig versjon
PROSJEKTNR
50200131-13
RAPPORTNR
2017:00723
VERSJON
1.0 4 av 69
Innholdsfortegnelse
Innledning og målsetning ................................................................................................................. 5
Fiskevandring forbi kraftverk ............................................................................................................ 7
2.1 Vandringsmønster hos fisk og atferd i regulerte vassdrag ............................................................ 7
2.2 Ørret, med spesielt fokus på innlandsørret ................................................................................... 8
2.3 Harr .............................................................................................................................................. 10
2.4 Ål .................................................................................................................................................. 12
2.5 Atlantisk laks ................................................................................................................................ 13
Oppstrøms vandring og vandringsanlegg ........................................................................................ 15
3.1 Kunnskapsstatus .......................................................................................................................... 15
3.2 Mønsterpraksis og generelle anbefalinger .................................................................................. 15
3.2.1 Oversikt over egnethet og prioritering av trappetyper ................................................... 15
3.2.2 Generelle utformingskriterier .......................................................................................... 19
3.3 Fiskepassasjer til oppvandring ..................................................................................................... 24
3.3.1 Naturtypiske ramper, brekk og celleterskler ................................................................... 24
3.3.2 Passerbar dypål elv i elv ................................................................................................ 29
3.3.3 Naturtypisk omløp ........................................................................................................... 31
3.3.4 Spaltetrapp ...................................................................................................................... 34
3.3.5 Kulpetrapp ....................................................................................................................... 37
3.3.6 Ålepassasjer ..................................................................................................................... 40
3.3.7 Andre trappetyper: .......................................................................................................... 42
Nedstrøms vandring og vandringsanlegg ........................................................................................ 44
4.1 Kunnskapsstatus .......................................................................................................................... 44
4.2 Mønsterpraksis og generelle anbefalinger nedvandring .......................................................... 46
4.2.1 Generelle utformingskriterier .......................................................................................... 46
4.3 Fiskepassasjer til nedvandring ..................................................................................................... 47
4.3.1 Omløp og finmasket varegrind foran vanninntak ........................................................... 47
4.3.2 Alfa- og beta rister med omløp........................................................................................ 48
4.3.3 Coanda-rister ................................................................................................................... 52
4.3.5. Andre typer finmaskete varegrind .................................................................................. 54
4.3.4 Tiltak ved eksisterende konvensjonelle inntak ................................................................ 55
4.3.4 Andre løsninger for å bedre forhold for nedvandring av fisk .......................................... 57
5 Overvåking av vandringsanlegg ...................................................................................................... 62
6 Litteratur ........................................................................................................................................ 63
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
5 av 69
Innledning og målsetning
Fisk vandrer i vassdrag for å benytte seg av ulike habitater i forskjellige livsstadier. Laksens vandringer fra
gyteplasser og ungfiskområder i elver til beiteområder til havs (anadrom atferd) er godt kjent, og i
utgangspunktet vandrer alle fiskearter mellom forskjellige habitattyper som gyte-, oppvekst-, overvintrings-
og beiteområder. For mange arter foregår disse vandringene i samme vassdrag, og for arter det forskes på i
SafePass-prosjektet gjelder dette innlandsørret og harr. Vandringslengde kan variere mye. Mens for
eksempel stingsild kan finne nødvendige habitattyper i en avstand av noen meter kan harrens vandringer gå
over flere mil. Ål er den eneste arten i Norge med katadrom atferd. Gyteplassen ligger i Sargassohavet mens
beiteområder ligger langs kysten og i elver og innsjøer i Europa. Vandring er en viktig faktor for utbredelse
av fiskearter og naturlige vandringsbarrierer har definert rammer for artssammensetning og forekomst av fisk
i ferskvann.
Vassdragsregulering kan introdusere konstruksjoner som påvirker fiskevandring. Dammer, kraftverk, terskler
og kulverter kan være vandringshindre eller barrierer for fisk, og vannførings- og vanntemperaturendringer
kan påvirke vandringsatferden. Stans av fiskevandringer fører til fragmentering av habitater,
fiskepopulasjoner og begrensing for utbredelse av fisk. Dette kan på sikt føre til en betydelig reduksjon og i
noen tilfeller utrydding av fiskebestander og arter. Passerbarhet for fisk i vassdrag er en viktig forutsetning
for å opprettholde fiskebestanden og for å oppnå god økologisk tilstand/potensial i henhold til
vannforskriften. Reetablering av økologisk konnektivitet (sammenhengende elvestrekninger uten
vandringsbarrierer mellom viktige habitater) skal ha høy prioritet i vannforvaltningen i tråd med
vannforskriften.. I forskningsprosjektet SafePass er det et mål at artene laks, ørret, harr og ål trygt skal kunne
passere vannkraftverk og dammer for å ha tilgang til sine naturlige habitater for å fullføre sin livssyklus. I
tillegg inkluderes funksjonsevne av passasjetyper for andre arter der dette er kjent fra litteraturen. Effektive
vandringsanlegg kan også være viktig for å begrense tap av kraftproduksjon, ved at man i mindre grad
behøver å slippe vann for å få fisken forbi vandringsbarrierene (Sørensen 2013).
Denne rapporten er en kunnskapsoppsummering om fiskevandringer, og spesielt forbi
kraftverkskonstruksjoner, med fokus på prosjektets målarter i Norge. I forbindelse med denne
oppsummeringen er det samlet inn relevant litteratur fra både Norge og utlandet. Artikler, rapporter og
håndbøker er samlet fra forskningspartnere i SafePass og andre kilder, og er samlet i en "database" som kan
benyttes av de involverte institusjonene. SafePass arbeider nå aktivt med å tette flere kunnskapshull som er
identifisert (se kapittel 3 og 4).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
6 av 69
I denne rapporten har vi benyttet begrepet "mønsterpraksis". Naturmangfoldloven § 12 legger opp til
anvendelse av god praksis, når den krever at tiltak og driftsmåter skal gi de «beste samfunnsmessige
resultater». Valgt tiltakstype skal være godt egnet til formålet og ha vist miljøforbedrende effekt i
sammenlignbare vassdrag. Flere europeiske land har innført generelle krav om «best practice»-løsninger,
som i denne sammenhengen tilsvarer mønsterpraksis (f.eks. Østerrike, BMLFUW 2012). Mønsterpraksis er
den beste tilgjengelige løsning ut fra dagens kunnskap, og som gir høy passasjeeffektivitet. I utgangspunktet
er målet at all vandringsvillig fisk skal kunne passere med minst mulig forsinkelse. Det er imidlertid ikke
hensiktsmessig å bruke 100 % av fiskene som målsetting for passasjeeffektivitet siden det også finnes
naturlig mortalitet på vandring, overvåkingsbetinget mortalitet samt at enkelte fisk kan være «i mål» ved
barrieren. Internasjonalt har det derfor blitt vanlig å bruke minst 90 % som målsetting for
passasjeeffektiviteten (Calles m.fl. 2013, Nyquist m.fl 2017, Silva m.fl. 2017).
Løsningene som anbefales som mønsterpraksis i denne kunnskapsoppsummeringen gjelder på generelt nivå.
De har til felles at de kan oppnå 90 % passeringseffektivitet forutsatt at nødvendige designkriterier,
dimensjonering og riktig beliggenhet er overholdt. For enkeltsituasjoner i vassdrag anbefales å konkretisere
målsettinger med fiskepassasjer. Her bør vassdrags- og bestandsspesifikke faktorer hensyntas, for eksempel
opprinnelig konnektivitet før barrieren ble satt opp, habitatfordeling i vassdraget, og om det er flere barrierer
på vandringsveien og med dette akkumulert dødelighet eller om det er nok å lage en passasje for deler av
bestanden (f. eks. gytefisk).
Det er en forvaltningsmessig avgjørelse om det skal stilles krav om mønsterpraksis ved en gitt struktur. En
generell kost-nytte vurdering har ikke blitt gjennomført og bør avgjøres for hvert tilfelle og tilpasses lokale
forhold. Vi har kun unntaksvis angitt gjennomsnittlige, relative kostnader når dette gir mening (f. eks. for
tekniske fisketrapper). Kostnader vil variere sterkt fordi fiskepassasjer må tilpasses forskjellige barrierer og
lokale forhold. Kostnadsmessig spiller det også en stor rolle om barrierer og fiskepassasjer bygges på nytt og
i sammenheng eller om eksisterende barrierer skal få en fiskepassasje eller finmasket varegrind i etterkant.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
7 av 69
Fiskevandring forbi kraftverk
Fragmentering av elver som følge av vannkraftreguleringer er en hovedgrunn til nedgang og redusert
utbredelse av fiskebestander i ferskvann (Hart & Poff 2002, Fahrig 2003, Nilsson m. fl 2005 og Poulet
2007). Konstruksjon av dammer kan medføre redusert vannføring på fiskevandringsstrekninger og
manglende vandringsmulighet for fisk forbi konstruksjonene (Kraabøl m.fl. 2008, Calles & Greenberg 2009
og Haltunen 2011). De siste tiårene har det vært stort fokus på å oppnå bærekraftige fiskebestander ved å
gjenopprette elvenes konnektivitet, og spesielt med ønske om å redusere skader og dødelighet ved
turbinpassasje (Katopodis & Williams 2012, Coutant & Whitney 2000, Cada 2001, Cada m.fl. 2006,
Östergren & Rivinoja 2008, EPRI-DOE 2011 og Pedersen m.fl. 2012). Både norske og internasjonale studier
viser at mange av dagens fisketrapper ikke fungerer godt (Noonan m.fl. 2011 og Fjeldstad m.fl. 2013),
samtidig som det anses som et viktig mål at passeringseffektiviteten, både opp og ned, bør være over 90 %
for vandrende fisk (Noonan 2012, Ferguson & Williams 2002, Lucas & Baras 2001 og Quigley & Harper
2006). Lav effektivitet ved vandringsfasiliteter er knyttet til både teknisk design og fiskens atferd i forhold til
stimuli og omgivelser (Roscoe & Hinch 2010, Clay 1995 og Arnekleiv m.fl. 2007). Videre er det en
kjensgjerning at det finnes mange gode løsninger for fisketrapper, men ofte fungerer de dårlig for mindre fisk
eller fisk med lav svømmekapasitet (Kraabøl 2012, Jansen m.fl. 2007, FAO 2002, Williams m.fl. 2011 og
Mallen-Cooper & Brand 2007). For nedstrøms vandring kan man oppnå effektiv passasje forbi turbinene
både med atferdstiltak og stengsler, men for atferdstiltak er tiltakene artsavhengige (Katopodis & Williams
2012), og effektive stengsler (Calles m.fl. 2012, Greenberg m.fl. 2012 og Larinier m.fl. 2002) i form av
fingrinder innebærer tekniske utfordringer pga. falltap og vedlikehold (Chatellier m.fl. 2011, Raynal m.fl.
2014, Tsikata m.fl. 2014 og Szabo-Meszaros m.fl. 2018). Dette gjelder særlig når grinder og nedstrøms
vandringskorridorer etableres etter at kraftverk og inntak er ferdigstilt. Disse erfaringene har medført en
erkjennelse av at effektiv nedvandring hos fisk, og spesielt ved tilstedeværelsen av flere vandrende
fiskearter, bør baseres på en kombinasjon av atferdstiltak og fysiske stengsler (Allen m.fl. 2012, Noatch. &
Suski 2012, Larinier & Travade, 2002, Thorstad 2010 og Liao 2007).
2.1 Vandringsmønster hos fisk og atferd i regulerte vassdrag
Vandringsmønstre er avhengig av både biologiske faktorer og abiotiske habitatforhold. Biologisk motiverte
vandringer som gyte- eller næringsvandringer bestemmer i hvilken tidsperiode fisken vil vandre og hvilke
habitattyper fisken oppsøker. Hydromorfologiske forhold avgjør om fisken kan passere en strekning, og både
vannføring og temperatur er med på å bestemme når fisk kan vandre. Reetablering av konnektivitet krever
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
8 av 69
derfor kunnskap om artssamfunn, habitatfordeling, vannføringsmønster og temperaturregime i et vassdrag
(Gough m.fl. 2012 og Seifert 2016).
For artene SafePass fokuserer på (innlandsørret, harr, ål og atlantisk laks) er relevante atferdsaspekter
sammenfattet i det følgende kapittelet.
2.2 Ørret, med spesielt fokus på innlandsørret
Innlandsørret har en livssyklus med store variasjoner. Den kan være elvestasjonær og leve på noen få meter i
en bekk eller elv så lenge gyteplasser og vinterstandplasser er tilstede, men den kan også vandre mange
titalls km fra innsjøer og elver til gyteplasser (Pulg 2009, Jonsson & Jonsson 2011 og DWA 2014).
Vandrende ørretstammer nyttiggjør seg ofte av næringsressurser i større avstand fra gyte- og
oppvekstområder. Det er disse stammene som ofte har storvokst ørret og er kjente fiskeressurser (Kraabøl
2012). Velkjent er storørretstammene som vandrer til beiteområder i innsjøer (Hunderørreten i Mjøsa), men
også næringsvandringer til elver og innenfor elvesystemer er utbredt og kjent fra Hardangervidda (Sømme
1941) og til Glomma (van Leeuwen m.fl. 2016 og Museth m.fl. 2016). Barrierer som stopper vandringen kan
føre til at slike ørretstammer og fiskeressurser reduseres, selv om arten ofte vil kunne overleve lokalt som
småvokst stasjonær ørret. Felles for alle ørretbestander er at yngel betraktes som relativ stedbundet (< 100 m
forflytning) med behov for gode habitatbetingelser i nærheten av gyteplassen (Elliot 1954 og Jonsson &
Jonsson 2011). Eldre ungfisk (parr) er kjent for å kunne vandre flere kilometer i elven for å finne egnet
habitat og standplasser. En relativt stor andel av ørret som registreres i fisketrappene i f.eks. Glomma er eldre
ungfisk, noe som viser at disse livsstadiene også vandrer (Museth m.fl. in prep.). Samme type vandring
gjennomføres av voksen stasjonær brunørret og kan strekke seg over flere titalls km (Jonsson & Jonsson
2011).
Atferden til individer i innenlands ørretbestander kan likne de man ser ved sjøørretens vandringer. I noen
bestander finnes det en form for smoltifisering med et høydepunkt av vandring om våren, mens andre har en
mer gradvis vandring av ungfisk. Vandringen hos ungfisk kan skje til næringsressurser opp- og nedstrøms.
Atferden til nedvandrende ungfisk av ørret ligner laksesmoltens atferd (Dumont m.fl. 2005). I innsjøer finner
ørret ofte både beite- og overvintringshabitat. Voksen fisk vandrer fra beiteområder tilbake til gyteplasser på
grusbanker i elver og bekker, ofte til de områdene de ble klekket. Denne vandringen skjer vanligvis om
sommeren og høsten. Gyting skjer fra september i Nord-Norge til oktober og november i Sør-Norge. Voksen
fisk overlever som regel gytingen. Fisken kan da oppholde seg i noen timer eller dager i småbekker, men
også flere måneder i større elver med kulper og innsjøer. Deretter vandrer de tilbake til beiteområdet, ofte i
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
9 av 69
innsjøer. Også voksen ørret vandrer nedover elver og mange storørretstammer er kjent for slike
nedvandringer av store støinger. Utover dette finnes overordnete utbredelsesbevegelser som er relevant for
utbredelsen av arten, genetisk utveksling og rekolonialisering etter katastrofer (Seifert 2016). I store
innlandselver som Glomma og Gudbrandsdalslågen registreres det opp- og nedstrøms vandringer til ørret
gjennom hele den isfrie sesongen og nøkkelbetegnelser i beskrivelsen av disse vandringssystemene er
«variasjon» og «kompleksitet» (van Leeuwen m.fl. 2016 e.g. Museth m.fl. 2013)
Stasjonær brunørret kan være kjønnsmoden ved ca. 15-20 cm lengde, men når vanligvis lengder på 20-50
cm. Enkeltindivider kan også bli betydelig større. Elve- og innsjølevende ørret når ofte lengder mellom 30 og
90 cm (Seifert 2016).
Svømmekapasitet og størrelse
Blant Norges ferskvannsfisker hører ørret til de relativ sterke svømmerne. Ørret kan svømme med
hastigheter opptil 10 kroppslengder/s ved 15-18 graders vanntemperatur. Ved 2 grader reduseres dette til ca.
3,5 kroppslengder/s (DWA 2014). Ørreten kan dessuten hoppe, og i gunstige fosser med minst like store dyp
som fallhøyde er det beskrevet at stor ørret kan hoppe minst 1 m (Kolbinger 2000). Data fra gytefisktellinger
i bratte Vestlandselver tyder på at ørretens hoppeevne ligner laksens og det ble funnet sjøørret og laks
ovenfor fosser med fallhøyder på 2-3 m og like dype kulper (Skoglund m.fl. 2016). Fallhøyde i fosser
varierer med vannføringen, og observasjoner tyder på at store fisker (> 60 cm) kan forsere fosser med 2 -3
meters høyde dersom det er gunstige forhold, blant annet en kulp som er like dyp som fossens høyde
nedenfor og ikke overkritisk strøm på overkanten av fossen.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
10 av 69
Figur 1 Laks og ørret kan hoppe dersom betingelse er gunstig (bl.a. kulp som er minst like dyp som
fallhøyden). Bildet er tatt i Arnaelva/Bergen, der laks og sjøørret forserer fosser med 2 m fallhøyde
(Foto: Tore Wiers).
2.3 Harr
Harrens livshistorievariasjon er mindre mangfoldig en ørretens, selv om denne arten også finnes i en rekke
ulike miljøer og utviser variasjon i bl.a. vandringsmønster. Harryngel er mindre enn lakse- eller ørretyngel
og blir i liten grad stående på eller ved gyteplasser da den i hovedsak drifter nedover etter klekking.
Avstanden den drifter kan variere mellom noen meter og mange kilometer, og er avhengig av elvens størrelse
og morfologi (Jungwirth m.fl. 2003). I regi av RIVERCONN-prosjektet ble drift av harryngel undersøkt i
Ottaelva, som gjennomgående har relativt høy vannhastighet. På den 15 km lange strekningen mellom
samløpet med Gudbrandsdalslågen og Eidefoss kraftverk ble det påvist flere store gyteområder for harr, men
forekomsten av ung harr i elva var svært beskjeden. I denne elva ble det påvist driftende harryngel i slutten
av juni /begynnelsen av juli (ca. 10-dagers periode) og dette forklarer trolig den beskjedne forekomsten av
ung harr i Ottaelva (van Leeuwen m.fl. 2017 og Museth m.fl. 2013). Typisk ungfiskhabitat finnes i grunne
viker med svak strøm og munningsområder av innsjøer. Eldre ungfisk trekker tilbake til mer strømmende
vann i elven, der de lever i stimer og vandrer mellom beiteområder og overvintringsplasser fram til de er
voksne. Harr lever og vandrer hovedsakelig i elvesystemer også når de er voksne (Näslund m.fl. 2005) og
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
11 av 69
foretrekker å vandre i stimer (Jungwirth m.fl. 2003). Næringsvandringer kan strekke seg over flere mil
(Jungwirth m.fl. 2003, Heggenes m.fl. 2006 og Museth m.fl. 2012, 2013). Genetiske undersøkelser i Sentral-
Europa (Gum m.fl. 2009) tyder på en metapopulasjonsstruktur i store elvesystemer, der storskala vandringer
over 100 km forekommer regelmessig. Disse studiene, men også hydromorfologiske rammebetingelser, tyder
på at vandringsbevegelser og distanser er større i store elvesystemer enn i mindre. Dette gjelder både
neddrifting av yngel, men også næringsvandringer og gytevandringer oppstrøms. I Gudbrandsdalslågen viste
genetiske undersøkelser av harr genetiske forskjeller opp- og nedstrøms naturlige vandringsbarrierer, men
ingen genetisk strukturering på elvestrekninger mellom naturlige vandringshindre, noe som ble funnet for
ørret i samme elvesystem (Junge m.fl. 2014, Van Leeuwen m.fl. 2017b).
Voksen harr trekker til gyteplasser på grusbanker i rennende vann om våren (Pulg 2009 og Hauer m.fl.
2011). Som for elvelevende ørret i de store innlandselvene registreres at oppstrøms vandringer ikke bare
forekommer i forkant av gyteperioden om våren, men gjennom hele den isfrie sesongen (van Leeuwen m.fl.
2016). Vandringene om våren foregår i lave vanntemperaturer. Dette er viktig kunnskap i forbindelse med
design av effektive vandringsløsninger. Som for laks og ørret er det også hos harr beskrevet "homing"
(Jungwirth m.fl. 2003), men det er mye som tyder på at i store elvesystemer er ikke «homing» like sterk som
hos ørret, og individer av harr kan velge ulike gyteområder i to påfølgende år (Van Leeuwen m.fl. 2017b).
Gytevandring er ofte rettet oppover, men delvis ognedover (Näslund m.fl. 2005). Utgytt fisk overlever
vanligvis gytingen og vandrer tilbake til beiteområder. Også hos harr forekommer det altså vandring av
utgytt fisk, ofte rettet nedstrøms. Utover dette finnes overordnete utbredelsesbevegelser som er relevant for
utbredelsen av arten, genetisk utveksling og rekolonisering etter katastrofer. En av hovedkonklusjonene fra
RIVERCONN-prosjektet var at harrvandringer må sees i et livsløpsperspektiv og inkluderer nedstrøms drift
av yngel, oppstrøms vandringer til eldre ungfisk gjennom flere etterfølgende sesonger
(«kompensasjonsvandringer») og gytevandringer (opp- og nedstrøms).
Svømmekapasitet
Harr er en relativ sterk svømmer blant norske ferskvannsfisk, men kapasiteten er sterkt avhengig av
temperatur. Dumont m.fl. (2005), Seifert (2016) og BMLFUW (2012) betrakter vannhastigheter på inntil 1,6
m/s som passerbar for unge voksne og voksne harr også ved temperaturer mellom 6-8 grader. Harr hopper
vanligvis ikke når den vandrer. Harryngel drifter aktiv nedover med strømmen etter klekking og
svømmekapasiteten er ukjent.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
12 av 69
2.4 Ål
Europeisk ål vandrer mange tusen km fra gyteplassen i Sargassohavet til beiteområder i Vest-Europas elver
og innsjøer, men også i kystvann i Europa og Nord-Afrika (Frischmann 1924 og Thorstad m.fl. 2011).
Mengden ål som ankommer Europa er betydelig redusert siden basisperioden 1960-79. Ifølge siste ICES
rapport ankom det til Nordsjøområdet i 2016 ca. 2,7 % av basisbestanden, mens innsiget til resten av Europa
var på 10,7 %. Dette er noe bedre enn årene forut, men fortsatt lavt (WGEEL, 2017). Hele Europa deler en
felles ålebestand. Dette innebærer at tiltak i det enkelte vassdrag eller land ikke alene bidrar til å berge ålen,
men summen av tiltak lokalt, nasjonalt og internasjonalt vil ha betydning. Årsakene til bestandsnedgangen er
kjent, men deres relative betydning er usikker og vil sannsynligvis variere mellom vassdrag og land. Forhold
som miljøgifter, svømmeblæremark, overfiske, endringer i marine forhold og oppveksthabitat, deriblant
vandringsbarrierer og vannkraftverk regnes som de viktigste påvirkningsfaktorene. I Norge påvirkes ål også
av forsuring (Larsen m.fl., 2014).
I vandringen som foregår i elver begynner arten som glassål om våren, mindre enn 8 cm lang. I gjennomsnitt
er lengden mellom 6 og 7 cm og vekten da mellom 0,3 og 0,5 g. I Sør-Norge har glassål blitt observert i
april. Oppvandrende ål i elver kan ha svært varierende størrelse og vanligvis er det gulål (pigmentert, men
en ikke kjønnsmoden) i lengder mellom 8 og 45 cm som registreres under oppvandring i Norge.
Oppvandrende ål har blitt registrert mellom juni og august, og mest fisk i juni og juli (Thorstad m.fl. 2011). I
Dalälven i Sverige er det vist at den oppvandrende ålen i gjennomsnitt er omlag 40 cm lang(Wickström
2002). Fiskene vandrer til egnete beiteområder, ofte sakteflytende elvepartier og innsjøer med mudderbunn
eller mye skjul. Disse kan ligge over 1000 km oppstrøms i ferskvann (Frischmann 1924), men i Norge pleier
arten sjeldent å være over 300 moh. og antall avtar med avstand til kysten. Basert på registreringer i artskart
er hele 65% av de registrerte åleforekomstene < 10 km fra kystlinja og 95% er <40 km fra kysten. På samme
måte er 60% av alle kjente forekomster av ål i innsjøer < 100 moh. og 95% er under 300 moh.(Thorstad mfl.
2011). Dette innebærer at behovet for tiltak først og fremst gjelder en relativt smal stripe langs kysten. I løpet
av ferskvannsperioden vil ål forflytte seg mellom innsjø/bekk og bekk/elv flere ganger (Rosten m.fl., 2013).
Barrierer vil hemme/hindre ålens mulighet for å utnytte hele sitt naturlige utbredelsesområde. Huitfelt-Kaas
beskrev allerede i 1904 at fløtningsdemninger hemmet oppvandring og at hver dam mange dobbelt avtaket i
tetthet (Huitfeld-Kaas, 1904).
Etter 5-24 år i ferskvann, noen ganger enda lenger, begynner ålen å utvikle kjønnsorganer og pleier å vandre
tilbake til sjøen, og kalles da blankål. Blankålvandringer skjer hovedsakelig om høsten. I Norge har blankål
blitt fanget mellom august og november. Blankålvandringene kan ha høy intensitet i korte perioder og disse
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
13 av 69
varierer mellom elver. Ofte forekommer vandringstoppene i mørke høstnetter med nymåne eller skydekke og
ofte i forbindelse med høy vannføring (DWA 2014).
Svømmekapasitet
En oversikt over ålens kritiske svømmekapasitet (hastighet som ålen kan stå imot over tid) og kroppsbredde
finnes i Tabell 1 basert på Environment Agency (2011) og DWA (2014). Åleyngel (glassål) (<8 cm) har en
kritisk svømmekapasitet på 0,1-0,25 m/s og maksimal svømmekapasitet på 0,3 m/s, men har vist seg å ha
evne til å ta seg opp fuktige fjell og damvegger dersom overflaten er ru eller dekket med vegetasjon. Viktig
er at det finnes en fuktig struktur med sammenhengende hulrom f.eks. våt gress eller våte børster. Større åler
har ikke den samme evnen, men foretrekker også strukturer med sammenhengende hulrom der de kan «åle»
seg opp og kan unntaksvis også gå over «land» dersom det er vått og mye skjul. Antakelig har ålens evne til
å ta seg oppover vassdrag blitt overvurdert utfra iakttagelser av enkelte individer som har klart å ta seg langt
opp i vassdraget og forbi en serie av vandringshindre. Det er mulig at bare en ubetydelig andel av rekruttene
klarer å vandre så langt (Porcher 2002). Eldre juvenile ål (gulål 8-20 cm) klarer å svømme med hastigheter
opp til 0,8 m/s (DWA 2014), kritisk svømmekapasitet er 0,15-0,3 m/s . Ål over 25 cm pleier å vandre i og
langs elvebunnen og foretrekker gjennomgående ru elvebunn. Ål som vandrer tilbake til sjøen er vanligvis
mellom 0,3 og 1,5 m lange og trenger vannhastigheter under 0,5 m/s for å kunne motstå å bli trukket inn i
kraftinntak eller bli presset mot rister og bli hengende der (DWA 2014, Calles m.fl. 2013).
Tabell 1 Kritisk svømmekapasitet og kroppsbredde ved kraftverksinntak for forskjellige ålestadier etter
Environment Agency (2011)
Kritisk svømmekapasitet
Kritisk spaltevidde/kroppsbredde
Ål, livsstadium
Vinkel* 21-90o
Vinkel* < 20o
Vinkel* 21-90o
Vinkel* < 20o
Glassål (< 8 cm)
10 cm/s
25 cm/s**
1-2 mm
1-2 mm
Gulål (14 cm)
15 cm/s
30 cm/s
3 mm
3 mm
Gulål (30 cm)
20 cm/s
40 cm/s
9 mm
12.5 mm
Blankål (50 cm)
40 cm/s
50 cm/s
15 mm
20 mm
*Vinkel: strømretning-varegrind
** maksimal lengde varegrind for glassål: 10 m
2.5 Atlantisk laks
Laksesmolt vandrer fra oppvekstområder i elver og innsjøer til beiteområder i havet. Denne vandringen
foregår i hovedsak synkront om våren og tidlig sommer (Hvidsten m.fl. 1995, Rikardsen & Dempson, 2011,
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
14 av 69
Otero m.fl. 2014). Vandringsmønsteret til smolten varierer i tid og rom mellom vassdrag, og skjer generelt
senere på året i nord enn i sør, og mekanismene som setter i gang vandringen er blant annet knyttet til
vanntemperatur og vannføring i elva, samt endringer i disse. Smolten (12-15 cm) følger strømmen aktivt
nedover elva. I stilleflytende områder eller innsjøer leter smoltene aktivt etter veien nedover. Smolt kan nå
kortvarige svømmehastigheter på ca. 8-10 kroppslengder/s (dvs. 0,9-1,5 m/s), men trenger for eksempel
varige vannhastigheter under 0,5 m/s for å kunne motstå å bli suget inn i inntak over en lengre periode (timer
og dager). Smolten orienterer seg etter hovedstrømmen og kan i varierende grad ledes med atferdsbarrierer
(lys, lyd, el-spenning) og i større grad med finrister (Dumont m.fl. 2005, Adam m.fl. 2007 og Calles m.fl.
2013).
Voksen laks har høy svømmekapasitet og vandringsmotivasjon. I havet vandrer laksen tusenvis av kilometer,
og i noen av de norske elvene kan den vandre flere hundre kilometer fra sjøen til gyteplassene (eks Tana og
Målselva). Evnen til å forsere stryk og fosser er stor, og spurthastigheter på 8-10 m/s hos storlaks ansees som
sannsynlig (Thorstad m.fl. 2001). Litteraturen om laksens svømme- og hoppeevnen i elv er likevel svært
sparsom og baserer seg ofte på lokale observasjoner. Løkensgård (1984) beskrev at laks kan forsere fosser på
5 meter, men la i tillegg til at maksimal spranghøyde bestemmes av lokale parametere ved selve fossen, slik
som dybde under fossen og fossens helning. Det må ikke glemmes at fallhøyden i fosser er avhengig av
vannføring og at den ofte reduseres under flommer grunnet oppstuvingseffekter. I de fleste tilfeller og
vannføringer vil fossesprang over 2-3 m virke som vandringshinder. I tillegg styres svømmekapasitet og
sprangevne av vanntemperatur, hvor det i mange laksetrapper og fossestryk er kjent at det vandrer lite eller
ingen fisk før temperaturen passerer 7-8˚C.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
15 av 69
Oppstrøms vandring og vandringsanlegg
3.1 Kunnskapsstatus
Internasjonalt har forskning på fisketrapper og oppvandring blitt et stort og flerfaglig fagfelt (Katopodis &
Williams 2012), og kunnskapen er også økende i Norge. Mer enn 500 fisketrapper (Fjeldstad 2012) er bygget
her til lands, og laksetrappene har tilsammen økt lakseførende strekninger med over 2000 km. Likevel er det
ikke utviklet et godt rammeverk for hvordan man skal utforme norske fisketrapper. I de fleste norske elver
og bekker finnes det kunstige vandringshindre og barrierer, først og fremst kulverter, terskler, demninger og
kraftverk. Slike kan både begrense utbredelsen av fiskearter og fragmentere bestander. Vannforskriften
krever god økologisk tilstand eller godt økologisk potensial og i mange tilfeller vil det bety en reetablering
av konnektivitet i elvene.
Ved gunstig utforming av inn- og utganger samt gunstige hydrauliske forhold i passasjen kan effektiviteten i
tekniske fisketrapper ligge innenfor 90 % målet (Kolbinger 2002, Dumont m.fl. 2005, BMLFUW 2012,
Calles m.fl. 2013). I Tabell 2 og Tabell 3 finnes en kunnskapsoppsummering for oppvandringsløsninger for
artene laks, harr, ørret og ål.
3.2 Mønsterpraksis og generelle anbefalinger
I de følgende avsnittene presenteres løsninger som regnes som mønsterpraksis for oppvandring for ål, harr,
ørret og laks i forbindelse med oppstrøms fiskevandring forbi kraftverksstrukturer, basert på dagens
kunnskap. Kapittelet begynner med en oversikt over egnethet og prioritering av forskjellige løsninger.
Deretter følger kunnskapsoppsummeringer om generelle trekk som inngang, lokkestrøm, vannstyring og
bunnsubstrat i fiskepassasjer. Deretter presenteres de vesentlige passasjetyper i enkeltkapitler.
3.2.1 Oversikt over egnethet og prioritering av trappetyper
Med utgangspunkt i erfaringer fra de siste tiårene med tiltak gjennomført i Europa for bedring av
konnektivitet, anbefaler BMLFUW 2012, Calles m.fl. (2013), Seifert 2016 og Pulg m.fl. (2017) følgende
prioritering:
Dersom konnektivitet skal reetableres, bør det i utgangspunktet vurderes om vandringsbarrieren kan
fjernes. Det er ofte den beste og mest langvarige løsningen hvis målet er å gjenskape konnektivitet.
SafePass fokuserer på kraftregulerte elver der demninger i utgangspunktet skal bestå. Men også i
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
16 av 69
kraftregulerte elver finnes ofte muligheter til fjerning av vandringshinder. Særlig terskler har blitt
fjernet i restfelt eller minstevannføringsstrekinger i Norge med god suksess.
Hvis fjerning av barrieren ikke er mulig, kan fiskepassasjer gjøre barrieren passerbar for fisk. De
beste løsningene fungerer både for opp- og nedvandring, går over hele elvebredden og inkluderer
hele vannføringen. Eksempler på slike løsninger er ramper, terskeltrinn og celleterskler. Fisk finner
disse raskt og kan bruke dem i begge vandringsretninger. Dersom slike løsninger reetablerer full
konnektivitet, er naturtypiske og ikke krever vedlikehold utenom et eventuelt vanlig og generelt
vassdragsvedlikehold, betraktes disse som restaurering av konnektivitet.
Hvis situasjonen medfører at bare deler av vannføringen kan brukes i fiskepassasjen, eller fallhøyden
er for stor for ramper og terskeltrinn, så benyttes i stedet forskjellige former for omløp. Dette er ulike
typer omløp og fisketrapper som velges etter formål og lokale forhold. De må ha en velplassert inn-
og utgang for å fungere. Inngangen må være lokalisert der fiskene naturlig søker etter en
vandringsvei. Ofte er dette rett ved vandringsbarrieren, men dette varierer mellom arter og
aldersklasser. Det kan derfor være nødvendig med flere innganger. I tillegg kreves forskjellig
utforming for opp- og nedvandring. Omløpet må ha en tilstrekkelig god utforming for å kunne
fungere, og det kreves at det har tilstrekkelig vannføring ved ulike vannføringer i elva, samt
vedlikehold. Fisketrapper og omløp betraktes som tiltak for å fremme konnektivitet. De krever
vedlikehold og en form for drift, er kunstige anlegg og betraktes derfor ikke som restaureringstiltak.
Tabell 2 sammenfatter kunnskap om hvilken type fisketrapp som er egnet for artene SafePass fokuserer på.
Dessuten inkluderes andre arter der det finnes kunnskap. I del to av tabellen sammenfattes designkriterier
som skal legges til grunn slik at trappene kan fungere.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
17 av 69
Tabell 2 Calles m.fl. (2013), BMLFUW 2012, Seifert (2016) og Pulg m.fl. (2017) foreslår følgende
prioritering ved løsninger for å fremme oppvandring.
Prioritering Fiskepassasje Arter Anmerkninger
1
barrieren
Alle fiskearter i
ferskvann
Fungerer også for nedvandring. Ved kraftverk vil barrierer
ofte ikke kunne fjernes. I restfelt og
minstevannføringsstrekninger kan dette være en effektiv og
realistisk løsning.
2
ramper og
Alle fiskearter i
ferskvann
Fungerer også for nedvandring. Lengde vil variere med
høyden av barrieren og løsningen brukes oftest for barriere
under 5 m høyde.
3
Alle fiskearter i
ferskvann
Trenger mere plass enn trapper men gir i tillegg
habitatfunksjon som f. eks. gyteplasser
4
Alle fiskearter i
ferskvann
Trenger mindre plass en naturtypiske omløp og kan likevel gi
god passasjeeffektivitet.
5
Laks, sjøørret, storørret
Med bunnutsparing
også gulål
Kan være enda kortere enn spaltetrapper men er best egnet for
svømmesterke arter og aldersklasser
6
Ofte selektiv for få arter
og størrelser
Bør bare velges i spesielle tilfeller og under særegne forhold
Figur 2 Fjerning av kunstige vandringsbarrierer kan gi full konnektivitet for fisk og bunndyr. Bildet
viser fjerning av terskler i den kraftregulerte elva Tokkeåni (Foto: Ulrich Pulg).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
18 av 69
Tabell 3 Designkriterier for tekniske trapper oppstrøms basert på retningslinjer i Tyskland (Nordrhein-
Westfalen, Bayern og nasjonalt, Østerrike. Dumont m.fl. 2005, DWA 2014, BMLFUW 2012, Seifert 2016,
Grande 2010).
"godt egnet": Full konnektivitet mulig. Ved riktig utforming kan potensielt alle aldersklasser av arten vandre med en
passasjeeffektivitet større enn 90 %.
"delvis egnet": Selektiv konnektivitet. Ved gunstig utforming kan visse størrelsesklasser vandre i visse tider av året.
"ikke egnet": Ingen konnektivitet. Fisk kan bare unntaksvis passere.
Type tiltak
Laks
Resident Ørret
Harr
Gulål3)
Glassål
Andre arter/økotyper
Sjøøret,
storørret
Røye
Sik, stam,
mort,
gullbust, lake,
asp
Brasme, sørv,
abbor, gjedde,
gjørs
Fjerning av barrieren
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
Naturtypiske ramper og
celleterskler
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
Naturtypiske sideløp
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
Spaltetrapper
godt egnet
godt egnet
godt egnet
godt egnet
Ikke egnet
Kulpetrapp
godt egnet
delvis egnet
delvis egnet
ikke egnet
ikke egnet
Kulpetrapp med bunnutsparing
godt egnet
delvis egnet
delvis egnet
delvis egnet
Ikke egnet
Deniltrapp
delvis egnet
delvis egnet
Ikke egnet
ikke egnet
ikke egnet
Hydrauliske karakteristika i
tekniske trapper
Anbefalt maks. høyde2) mellom
bassenger (dh) [cm]
20-50
18-20
15-20
13-15
Trenger
spesiell
glassål-
passasje
Anbefalt maks. Energitetthet
[W/m
3
]
160-250
160-250
120-200
100-150
Minste bassenglengde [cm]
280-400
210-310
150-250
150-250
Minste bassengbredde[cm]
170-225
140-150
170-185
140-180
Minste vanndyp [cm]
50-105
50-105
60-70
75
Minste spaltebredde i
spaltetrapper [cm]
30
15
20
25-30
Minste utsparingshøyde (h) og
bredde (b) i kulpetrapper [cm]]
h: 50-60
b: 40-60
h: 30-50
b: 20-50
h: 30-50
b: 25-50
h: 30-60
b: 35-60 m.
bunnustparing
Noter:
1) I BMLFUW (2012) argumenteres for at hvis fiskepassasjen er bygget etter retningslinjene trengs det
ikke ytterlige dokumentasjon om passasjen fungerer. Dersom retningslinjene ikke tilfredsstilles bør
funksjonsevnen dokumenteres med overvåking.
2) Det bør legges merke til at anbefalingene for maksimal høyde mellom bassenger har blitt redusert
betydelig de siste 20 årene, basert på erfaringer med mange hundre fiskepassasjer i Østerrike, Sveits
og Tyskland. Mens det ble anbefalt dh 30-50 cm i retningslinjene fra DVWK (1996) (= FAO 2002),
ligger anbefalingene i de siste retningslinjer mellom 13 og 20 cm for ørret, ål og harr (Dumont m.fl.
2005, DWA 2014, BMLFUW 2012, Seifert 2016).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
19 av 69
3) Verdiene for ål er delvis sammenfattet med hele artssamfunn inkludert ål i typiske elvesoner for ål
(«epipotamal») i litteraturen.
3.2.2 Generelle utformingskriterier
Fiskepassasjens inngang og vannføring
Oppvandrende laksefisk søker seg generelt mot den kraftigste vannstrømmen, og ved kraftverksdammer er
ofte vannhastighetene større ved utløpet av turbinene enn gjennom fisketrappen (Linlökken 1993, Laine m.fl.
1998, Rivinoja m.fl. 2001, Williams 1998, Thorstad m.fl. 2003, 2008). Inngangen til en fisketrapp, et
naturtypisk omløp eller en rampe kan være avgjørende for trappas funksjon og bør plasseres i det området
fisken må stanse under vandringshinderet, og generelt inntil en fossefot eller utløpet fra et kraftverk.
Inngangen bør ikke under noen omstendighet plasseres for langt nedenfor vandringshinderet, slik at
inngangen ikke oppdages der fisken samler seg. Dersom vannføringen fra trappas inngang (lokkevannet) er
liten i forhold til vannføringen i elva skal man forsøke å styre lokkevannet ut mot elvas hovedstrøm, mens
ved stor lokkevannføring bør utstrømmingen skje mer parallelt med hovedstrømmen (NOAA 2012).
For å lokke fisk inn i fisketrappa bør vannføring i fisketrapp i forhold til elvas vannføring ifølge ICPDR
(2013) være i henhold til tallene i Tabell 4.
Tabell 4 Anbefalt vannføring i fiskepassasjer
Vannføring i elva [m3/s]
Vannføring i fiskepassasje [m3/s]
Andel av elvas vannføring i passasje [%]
5
0,25
5
10
0,5
5
20
0,8
4
50
1
2
100
1,5
1,5
200
2
1
Tallene i Tabell 3 stemmer med anbefalinger fra blant andre Larinier m.fl. (2002) som generelt anbefalte at
lokkevannet bør representere 2-5 % av elvas vannføring, mens Turnpenny m.fl. (1998) anbefalte at
lokkevannet bør være minst 2 % av turbinvannføringen for laksefisk. Andre studier peker mot at det trengs
ytterligere lokkevann for å få fisk til å søke inn i fisketrapper. Arnekleiv & Kraabøl (1996) fant at vandringen
hos Hunderørreten stoppet opp når lokkevannet kom under 9 % av turbinvannføringen. I fisketrappa ved
Marieberg i svenske Mørrumsån er vannføringen ca. 1 m3/s, men ved vannføringer i elva på over 20 m3/s
viste det seg at trappa ikke tiltrakk seg laks og sjøørret effektivt. Vannføringen i trappa representerte da 3,5-5
% av den totale vannføringen. Anbefalingene og studiene over viser at vannføringen i norske trapper i mange
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
20 av 69
tilfeller er for liten. Dette kan avbøtes ved å slippe en økt lokkevannføring gjennom egne rør ved siden av
trappa, slik at man får ekstra attraksjonsvann i nærheten av fisketrappinngangen. Ved innledningen av
attraksjonsvannet skal det skapes en tydelig og rettlinjet strøm mot inngangen. Ved dammer i store vassdrag
(> ca. 100 m3 QM) viser mange undersøkelser at stedsspesifikke studier er nødvendig for å finne
tilfredsstillende mengde lokkevann fra trappa. Clay (1995) og Grande (2010) foreslår at man ved store
dammer kan behøve flere innganger til fisketrappa, eller flere trapper, eksempelvis en trapp på hver side av
elva. ICPDR (2013) oppgir som retningslinje at i elver bredere enn 100 m bør det være minst to trapper, men
for laks har det vist seg at en enkelt trapp kan fungere godt (Fjeldstad m.fl. 2013). Typiske situasjoner hvor
flere innganger eller trapper er nødvendig er når:
nedstrøms vannivå ved vandringshinderet varierer mye med elvas vannføring, der fisken vandrer
langs bredder og har vanskeligheter med å krysse elvas hovedløp ved høy vannføring,
når elva er så bred at fisk ikke oppdager lokkvannet fra en fisketrapp på den ene siden av elva
(Washington Department of Fish and Wildlife 2000a) og
når de aktuelle fiskeartene vandrer på ulikt dyp; for eksempel ål og laksefisk (Robson m.fl. 2011).
Fergusson (m.fl. 2006) foreslo at det er optimalt med store åpninger og høy vannføring for laksefisk, noe
som stemmer overens med norske erfaringer. Vannhastigheten, som også er en funksjon av
lokkevannsmengde, anses å være avgjørende. Pavlov (1989) har gjennom studier fastslått at lokkevannets
hastighet bør være omkring 7080 % av respektive individs maksimale svømmehastighet. DWA (2014)
angir at i utløpet av trappa (ikke i selve trappa) bør vannhastigheten være minst 1 m/s, og egentlig enda
høyere for laksefisk som harr, ørret og laks.
Kraftverksutløp (gjelder også utløp direkte til fjord eller innsjø) bør forsynes med fysisk stengsel i form av
en varegrind, med spalteåpning tilpasset de minste fiskene man antar er tilstede på sin oppstrøms vandring.
Slike varegrinder finnes på en del norske kraftverksutløp, men det er også mange eksempler på utløp hvor
varegrinder er utelatt, og hvor det har vist seg at fisken vandrer inn i utløpstunnelen. Ved å hindre fisk i å
vandre inn i utløpskanalen reduseres vandringsforsinkelsen, og man forhindrer at fisken svømmer inn i
potensielt farlige områder som kan gi fysiske skader eller hvor de kan eksponeres for gassovermetning og
undertrykk.
Dersom fisk skal vandre forbi kraftverksutløpet må det i tillegg etableres et attraktivt vandringsalternativ i
form av en lokkestrøm med tilstrekkelig vannhastighet og vannføring så nært utløpet som mulig, eller i det
området fisk samler seg, slik som beskrevet over. Om man ikke kan styre fisk med lokkevann kan det være
aktuelt å etablere et fysisk ledegjerde. Dette er brukt med en viss suksess ved noen anlegg i Danmark (Koed
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
21 av 69
m.fl. 1996) og i Storbritannia (Gowans m.fl. 1999b), men slike rister har ikke vært brukt i for eksempel
Norge eller Sverige. En ulempe med slike konstruksjoner er at de kan tette seg til eller ødelegges av flom og
is, og dessuten kan det være vanskelig å dokumentere at slike rister faktisk har en effekt.
Det bør være en gradvis overgang mellom elvebunn og bunn i trappens inntak, og det bør være naturtypisk
ruhet på den overgangen. Dette gjelder inn- og utgang av trappen og særlig for ål og andre arter som vandrer
langs bunnen (DWA 2014).
Vanninntak (= utgang) til fiskepassasjer
Ramper og celleterskler tåler stor variasjon i vannføringer og med dette vannstandsvariasjon. Naturtypiske
omløp tåler vannføringsvariasjon i et visst omfang. Det er imidlertid et kjent problem at vannføringen i
fisketrapper kan bli enten for liten eller for stor, dette gjelder særlig kulpetrapper som i utgangspunktet
trenger en stabil vannstand for å fungere optimalt. Dersom vannstanden oppstrøms dammen varierer mye,
bør man generelt velge spaltetrapper framfor kulptrapper med overflateoverløp, fordi spaltene i trappen
regulerer vannføringen i forhold til oppstrøms vannivå, samtidig som spranghøyden mellom kulpene forblir
konstante. Vannføringen i trappa påvirker ikke bare vandringen i selve trappa, men også lokkevannstrømmen
fra trappa ved vandringshinderet. Det anbefales generelt å etablere en reguleringsmulighet i trappas øvre
ende. Med den kan vannføringen optimaliseres i forhold til trappas dimensjonering og vannføringen kan
stenges helt for å gjennomføre vedlikehold eller installasjon av fisketeller.
I Norge er det oftest en luke med bunnjustering som har vært benyttet (horisontal luke). En slik luke
medfører imidlertid meget ugunstige vandringsbetingelser når det forekommer relativt store
vannstandsforskjeller siden den reguleres til en smal åpning med stor vannhastighet langs bunnen. I sånne
tilfeller kan selve luken bli et vandringshinder (for eksempel Høyegga, Jørpelandsåna; Figur 3). Det
anbefales derfor i utgangspunktet å bruke luker som stenger inntaket fra siden, slik at det skapes en vertikal
spalte (vertikale luker) eller en nålestengsel som også skaper en vertikal spalteåpning. Horisontale luker som
lukker opp-ned mot bunnen anbefales kun der vannstandsvariasjonen er så liten at det alltid kan sikres en
passerbar luke. Alle reguleringstyper må tilpasses lokale hydrauliske forhold og skal ikke ha dårligere
passerbarhet enn andre trinn i fiskepassasjen. De skal altså ha lignende høydeforskjell, vannhastighet og
energitetthet.
Utgangen til fiskepassasjer bør ligge langt nok fra kraftverksinntak eller vandringsbarrieren slik at fisk som
nettopp har vandret opp ikke faller tilbake over luker eller inn i kraftverk. Hvor langt den avstanden må være
avhenger av lokale hydromorfologiske forhold. Generelt sett bør vannhastigheter i elva ovenfor trappen være
lavere enn i trappen slik at fisk kan fortsette vandringen oppover. Vannhastigheter under 0,5 m/s betegnes
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
22 av 69
som trygge. Det bør være en gradvis overgang mellom elvebunn og bunn i trappens inntak, og det bør være
naturtypisk ruhet på den overgangen. Dette gjelder inn- og utgang av trappen og særlig for ål og andre arter
som vandrer langs bunnen (Dumont m. fl. 2005, DWA 2014, Seifert 2016).
Figur 3 Venstre bilde: Inntak til fisketrapp ved Høyegga i Glomma med horisontal luke. Ved høy
vannstand ovenfor ble luken stengt til en 2-5 cm høy åpning med meget høy vannhastighet som virket
som vandringshinder.
Høyre bilde: Nålestengsel ved spaltetrapp Nedre Foss i Akerselva til finjustering av vannføring og
stenging ved behov. Ved alle aktuelle vannføringer er det en passerbar vertikal spalte som har minst
samme passerbarhet som trinn inne i trappen (Foto: Ulrich Pulg).
Helning, fallhøyde og energitetthet i fiskepassasjer
Ramper og naturtypiske omløp utformes generelt sett som naturlige vassdrag. Utformingen rettes etter
naturlige morfologiske forbilder (Pulg m.fl. 2017). Høydeforskjeller (dh) mellom kulper er avhengig av
vassdragstype og fiskearter som skal vandre. Det anbefales å følge oversikten gitt i Tabell 2. Det vil si at dh
bør ligge mellom 10 og 20 cm for gulål, harr og innlandsørret, og mellom 20 og 50 cm for laks og sjøørret.
Gradienten bør maksimalt ligge ved 0,1 (laks) og 0,08 - 0,05 for ørret og harr. Høy ruhet langs bunnen gir
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
23 av 69
generelt bedre muligheter for vandring siden det oppstår et nettverk av vandringskorridorer i forskjellig
målestokk som også kan være egnet for ungfisk og svømmesvake arter.
Det store flertallet av norske trapper består av støpte eller sprengte kulptrapper (tekniske trapper), som i
mange tilfeller og med riktig utforming har vist seg effektive for voksen laks og sjøørret. Ved siden av at fisk
vandrer i slike trapper, har tekniske trapper den fordelen at de ikke krever like mye plass som naturtypiske
omløp og lar seg tilpasse i terrenget, også i trangt lende, slik det ofte er i Norge. På bakgrunn av
kunnskapsoppsummeringen over er det likevel mye som antyder at mange norske trapper ikke har ideell
utforming, og spesielt for mindre fisk. Dette gjelder særlig spranghøyden mellom kulpene. Voksen laks har i
Norge vist seg å vandre i tradisjonelle kulptrapper med spranghøyde på 0,5 meter mellom kulpene, men dette
kan vise seg å være i høyeste laget (Grande 2010), og spesielt med tanke på vandring ved lave temperaturer.
Dette kan forklare hvorfor enkelte trapper kan forårsake forsinkelser i oppvandringen. Calles m.fl. (2013)
anbefaler at spranghøyden for laks ikke bør overstige 30 cm, og støtter seg særlig på Degermann (2008). Den
brede norske erfaringen med fisketrapper tilsier likevel at dette bør kunne økes til 40 cm (Fjeldstad 2012) for
tradisjonelle kulpetrapper, men at spranghøyden ikke bør overstige 30 cm i kulpetrapper med spalter (vertical
slot). Bassenglengde og dyp må da økes for å unngå for høy energitetthet. I en rekke kulpetrapper registreres
oppvandring av flere hundre laks, også med 50 cm høydeforskjell mellom bassengene (Arnaelva,
Hålandselva), delvis også 60 cm (Ekso) og 60-80 cm i Gaula (Osfossen). Her er samlet høyde imidlertid
begrenset (4 m til 11 m) og bassengene er minst 1,2 m dype. Dessuten må det forventes at trappene ville
fungert betydelig bedre med lavere høydeforskjell, med lengre funksjonsevne gjennom sesongen og mindre
forsinkelse. For innlandsørret og ikke minst for harr bør spranghøyden halveres, og der harr er tilstede vil det
være nødvendig med spalter mellom kulpene fordi harren ikke hopper under vandring. I spaltetrapper for
harr bør det etableres et grovt bunnsubstrat som sikrer lave vannhastigheter langs bunnen (se Figur 13). Lav
høydeforskjell er også nødvendig for at harren skal kunne vandre på lave vanntemperaturer i sin
oppvandringsperiode om våren.
Kulpenes størrelse bestemmes av høydeforskjellen mellom kulpene og trappas vannføring. For laks og
sjøørret bør ikke energiomsetningen i kulpene overstige 200-250 W/m3, og for mindre innlandsørret og harr
bør den ikke overstige 150-200 W/m3. For kulpetrapper med spalter bør slissbredden være minst tre ganger
bredden på den største fisken som skal vandre i trappen. Tilsvarende bør kulplengden i slike trapper være
minst ti ganger slissebredden eller tre ganger fiskelengden til den lengste fisken (DWA 2014, Katopodis
1992), og kulpbredden minst 8 ganger slissbredden. Trappas helning gis av kulpstørrelsen og spranghøyden,
og typiske helninger både i Norge og mange europeiske land er 7-10%.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
24 av 69
Lysforhold
Lysforholdene kan være viktige i fisketrapper. I Norge finnes eksempler der laks, ørret og ål har passert flere
hundre meter lange mørke kulverter eller lukkinger (bl.a. Apeltunelva, sjøørret, 200 m, Akerselva, laks og
sjøørret, 580 m). I Lærdalselva ble det dokumentert at vandringen hos laks ikke ble forsinket i en 200 meter
lang tunnel i fullt mørke (Romundstad, 1991) og Fjeldstad m.fl. (2013) viste at vandring i helt mørke
tunneler kan fungere, mens det andre steder har vist seg å være nødvendig med kunstig lys. Vandrende fisk
vil ikke eksponere seg unødvendig, men samtidig må den være i stand til å se selv. Lindmark & Gustavsson
(2008) fant at flere ørret vandret i en fiskekanal når den ble malt mørk. Turnpenny m.fl. (1998) viste at
laksefisk unnvek en naturlik omløpsvei som ikke slapp inn dagslys. En rekke internasjonale retningslinjer
(bla. fra USA og Australia) anbefaler lyssetting for en rekke arter, inkludert laksefisk. Dette inkluderer også
inn- og utgang av passasjer for å unngå bratte overganger i lysintensitet. Generelt anbefales at fisketrapper
bør ha dagslys og ingen brå endring av lysforholdene. (ICPDR 2013). DN-veilederen (2002) konkluderer
imidlertid med at det ikke trengs lys i det hele tatt. Årsaken til de tilsynelatende motsigende standpunkt er at
erfaringene er basert på forskjellige forventninger om effektivitet, forskjellige arter og ikke minst forskjellige
passasjetyper og hydraulikk.
Som tommelfingerregel anbefales for norske forhold (Pulg m.fl. 2017):
Skarpt lys bør unngås, skygge og indirekte lys er å foretrekke ved innganger og inne i passasjer
Ved hydraulisk enkle passasjer, for eksempel naturlig elvebunn i kulverter og lav gradient (< 0,05)
trengs det vanligvis ikke kunstig lys
Ved hydraulisk krevende og bratte passasjer anbefales moderat lyssetting inne om dagen
(artsavhengig, gradient > 0,05-0,1; E > 150-300 W/m3)
3.3 Fiskepassasjer til oppvandring
I dette kapittelet gis en nærmere beskrivelse av fiskepassasjer som anbefales som mønsterpraksis, med
opplysninger om egnethet og rammebetingelser samt vesentlige utformingskriterier. Tegninger er hentet fra
Pulg m.fl. (2017).
3.3.1 Naturtypiske ramper, brekk og celleterskler
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
25 av 69
Konstruksjonen består av en rampe eller flere små terskeltrinn (celleterskel) som plasseres nedenfor en
barriere. Den etterligner naturlige, passerbare stryk. Helningen bør tilsvare naturtypiske passerbare
elvestrekinger og bør være 5-10 % i laks- og ørretelver og 1-5 % i lavlandselver med karpefisk
(lavlandselver gradient < 0,5 %). Rampen utformes etter gitte hydromorfologiske rammer som kaskade,
trinn-kulp type eller jevnt stryk (Montgomry & Buffington 1997) med høy hydraulisk ruhet. Det etableres en
lavvannsrenne og V-formet tverrprofil slik at vannet samles ved lave vannføringer og danner en
vandringskorridor. Det anbefales at mellomterskler har spalteformete overløp og maks. 50 cm høydeforskjell
(dh) i laks- og ørretelver, og 10-20 cm i lavlandselver med karpefisk. I større eller bratte anadrome elver kan
høydeforskjell økes til 1-1,5 m hvis det er en dyp kulp nedenfor og det bare er voksen fisk som skal vandre
opp. Vanndypet i lavvannsrennen bør tilsvare vanndypet i dypålen i elva ovenfor og nedenfor. Energitetthet
(i praksis forteller dette noe om turbulens) i vandringskorridoren ved typiske vannføringer i de viktigste
vandringsperioder bør ligge under 250-300 W/m3 i lakseelver, og under 100-150 W/m3 i lavlandselver med
karpefisk (DWA 2014, Seifert 2016).
Faktaboks
Reetablering av konnektivitet for opp-
og nedvandring, god funksjonsevne for alle arter og
aldersklasser
Tåler vannstandsendringer og er selvrensende
Miljømessig bedre alternativ til terskler eller demninger dersom vannstand og bunnnivå ovenfor skal
sikres.
Spesielt egnet ved lave barrierer med 0,5-10 m høydeforskjell
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
26 av 69
Figur 4 Djupa, utløp fra Langesjøen på Hardangervidda 2015. En geometrisk terskel fra 1960-tallet ble
ombygget til en naturtypisk rampe med buner og lavvannsrenne. Høydeforskjellen er 2 meter (Foto:
Ulrich Pulg).
Figur 5 Prinsippløsning i planskisse for en rampe med buner langs siden (og) med step-pool-struktur i
dypålen (lavvannsrenne).
Dersom vandringshinder ikke kan fjernes, er dette en løsning som kan sikre en god funksjonsevne for opp-
og nedvandring av alle arter og størrelsesklasser. Ramper er godt egnet ved lave barrierer (0,5-5 m) og når
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
27 av 69
hele vannføringen kan disponeres. Ved økende høydeforskjell blir løsningen lengre og større og trenger
uforholdsmessig mye volum.
Som tradisjonelle terskler egner tiltaket seg også til å stabilisere elvebunnen og opprettholde ønsket
vannspeil ovenfor. Ved menneskeskapte vandringshindre kan slike anlegg representere ett av få steder på
elvestrekningen med betydelig fall, og dermed økte vannhastigheter. I slike tilfeller kan ramper og
celleterskler utformes slik at det skapes andre kvaliteter i tillegg til vandringsmuligheter, slik som gyteplasser
og skjulrike oppvekstarealer. Valg av steinstørrelse anbefales å orienteres etter elvestrekningens morfologi.
Det er lite hensiktsmessig å bruke for store steinblokker i en liten bekk med lav gradient eller finmasser i en
bratt elv. En oversikt over dimensjoneringsmetoder og planlegging finnes i Jenssen m.fl. (2009) og i Fergus
m.fl. (2010).
Figur 6 Prinsippskisse av tverrprofil: Det anbefales en V-formet profil med dypål (lavvannsrenne) som
sikrer vandringsmuligheter ved varierende vannføringer.
Figur 7 Lengdeprofil gjennom dypålen i en rampe utformet som trinn-kulp-type (venstre del) og
kaskade (høyre del). Det anbefales en kulp med sikring rett nedenfor rampen for å unngå uønsket
erosjon.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
28 av 69
Figur 8 Detaljer fra lavvannsrennen i Djupa. Den er utformet som trinn-kulp-type med spalteformete
overløp, til venstre ved en vannføring omkring medianvannføring, til høyre ved lavvannføring om
vinteren. Vandringsmuligheter for fisk finnes ved alle forekommende vannføringer (Foto: Ulrich Pulg).
En rampe må dimensjoneres for flommer med tanke på stabilitet og hydraulisk kapasitet. For å ivareta
fiskevandring må dimensjoneringen også tilpasses typisk vannføring i vandringsperioder (f. eks.
medianvannføring sommer) og lavvannføring (f. eks. Q90). Stabilitet sikres med tilstrekkelig dimensjonering
og forankring av stein. Fiskevandring sikres med høy ruhet, altså sterkt varierende steinoverflate, ingen glatt
plastring, og et V-formet tverrsnitt med lavvannsrenne som samler vannet ved mindre vannføringer. Som
ved terskler kan det være nødvendig med en tetning (f.eks. trekjerne, duk), særlig der det forekommer meget
lave vannføringer på porøs undergrunn. Det anbefales å utforme et naturtypisk brekk ovenfor rampen. Dette
gir mer skjul enn geometriske terskelkanter. Steinutlegg ovenfor kan dessuten sikre rampen ytterligere. På
brekket er det vanligvis gode gytemuligheter for grusgytende fisker, dersom det er gytegrus tilstede. Et
eksempel finnes i Figur 7.
Hvor og når?
For å gjenskape mulighet for fiskevandring når vandringshindre ikke kan fjernes helt. Spesielt egnet for
relativt lave barrierer (< 5 m)
Vanligvis bedre enn omløpsløsninger
Som erstatning for tradisjonelle terskler - stabiliserer elvebunn og sikrer vannspeil ovenfor
Effekt
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er til stede og
nødvendige utformingskriterier er overholdt.
Kan gjenskape full konnektivitet for fisk og bunndyr året rundt.
Kan fremstå som en naturtypisk del av elven, ved tilsvarende planlegging.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
29 av 69
Kan bidra til å demme opp elven og redusere sedimentdynamikk ovenfor. Dette kan være ønskelig, men
det kan også føre til dårligere habitatforhold og bør avveies mot dette.
Varighet og vedlikehold
Forventet varighet kan sammenlignes med tilsvarende konstruksjoner i vassdrag (terskler). Ved tilstrekkelig
dimensjonering og utføring kan det forventes en potensiell levetid på mange tiår eller mer. For vedlikehold
av konstruksjonen gjelder det samme som for lignende tekniske anlegg i elver. Ved behov må erodert stein,
forankringer og tetninger erstattes. Det trengs oppsyn og reparasjon ved behov, særlig etter større flommer.
Dette kan integreres i vanlig vassdragsvedlikehold. Vandringsforhold for fisk i seg selv trenger vanligvis lite
vedlikehold siden konstruksjonen er selvrensende ved flom.
3.3.2 Passerbar dypål elv i elv
Redusert vannføring, sedimentavsetninger, utretting av elveløp, uttak av stein og døde trær samt utvidelse av
vassdragsbredde kan føre til at det oppstår et unaturlig homogent, bredt og grunt avløpstverrsnitt. Slike
tverrsnitt har ofte dårligere habitatforhold for fisk, og kan også virke som vandringsbarriere. Dette gjelder
særlig når maksimalt vanndyp er lik eller mindre enn kroppshøyde til fisk som skal passere. Dersom
årsakene til denne utviklingen ikke kan fjernes ved elverestaurering, kan det gjennomføres habitattiltak for å
tilpasse elvesengen til endrete hydromorfologiske rammer. Med hjelp av buner og steinutlegg ledes vannet
slik at det oppstår en mer konsentrert vannstrøm med varierende naturtypisk vassdragsmorfologi (kulper,
renner, stryk, brekk m.m., avhengig av gradient og sedimentregime). Det anbefales å utforme dypålen direkte
med naturtypisk variasjon ved utgraving. Dersom de hydrauliske rammene rundt dimensjoneres tilstrekkelig,
vil disse kunne vedlikeholde dypålen over tid. Tiltaket gir ofte et redusert vanndekt areal, men betydelig
bedre habitat- og vandringsforhold for fisk, som i summ oppveier for tapt areal. Resultatet ser ofte ut som en
mindre elv i en større elveseng, derfor blir dette også betegnet som «elv i elv». Ved siden av miljømessige
fordeler er tiltaket ofte egnet til å kunne håndtere store flommer, siden det store avløpstverrsnittet fortsatt vil
ha effekt ved stor vannføring. Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige
rammebetingelser er til stede og nødvendige utformingskriterier overholdt.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
30 av 69
Figur 9 Øvre tverrsnitt: Redusert vannføring, uttak av stein og døde trær, samt sedimentavsetninger kan
gi et kunstig bredt tverrsnitt med dårlige habitatforhold og vandringsmuligheter. Nedre tverrsnitt:
Habitatforholdene kan bedres med en variert dypål som har naturtypiske habitattyper og som er
tilpasset de nye vannførings- og sedimentforholdene (Foto: Ulrich Pulg).
Figur 10 Buneformete steinutlegg som bidrar til dypål og variasjon i en tidligere homogen del av
Frafjordelva (Foto: Ulrich Pulg).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
31 av 69
3.3.3 Naturtypisk omløp
Naturtypiske omløp etterligner naturlige sideløp og plasseres ved siden av vandringsbarrierer. Et naturtypisk
omløp bør være førstevalg når en barriere verken kan fjernes eller kombineres med rampe, og det er
tilstrekkelig plass til omløpet. Det har blitt dokumentert god funksjonsevne for oppvandring av fisk, også for
svømmesvake arter, ungfisk og bunndyr (DWA 2014, Calles m.fl. 2013, Calles m.fl. 2015, Silva m.fl. 2017).
Også for nedvandring kan denne typen omløp benyttes, men krever da oftest tilleggsstrukturer i hovedelven
(f. eks fysiske hindringer og ledeelementer for nedvandrende fisk). I tillegg til å fungere som vandringsvei
skapes det også naturtypiske habitater i omløpet.
Figur 11 Omløp kan ha større omfang, slik som f.eks. «Blekeløpet» i Otra. Det er 460 m langt, utformet
som naturtypisk elveløp av kulp-stryk-type, har dynamisk substrat i erosjonssikrete rammer, og 7- 24 m
bredde. Qdimensjonerende 3-15 m3/s, gradient 0,002-0,008.
Faktaboks
Bypassløsning utformet som en naturtypisk sidebekk eller elv
Kan gi full konnektivitet for oppvandring ved riktig plassering, dimensjonering, og utforming
Innganger skal ligge ved barrieren
Opp- og nedvandring trenger oftest forskjellig design
Gir også habitatfunksjon
Trenger mer plass enn tekniske fiskepassasjer
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
32 av 69
Figur 12 Eksempel på et lite omløp ved terskel med vanninntak i Apeltunelva, Bergen. Sideløpet til
venstre for vanninntaket ble åpnet og sikret med stein. Fisk kan nå vandre fritt ved de fleste
vannføringer. Tidligere kunne fisk bare passere ved større flommer (vannføringsavhengig
vandringshinder). Sideløpet ble lagt slik at vanninntaket fortsatt fungerer etter hensikten (bidrag til
sirkulering av brakkvannspoll), Bilder: Ulrich Pulg.
Inngangen til passasjen bør ha en tydelig lokkestrøm for fisk, og ligge like ved vandringsbarrieren og i
vandringsveien til fisken. Dette øker sannsynligheten for at vandrende fisk finner inngangen til passasjen.
Inngangsområdets beliggenhet kan variere ved forskjellige vannføringer og for ulike arter, og dette bør tas
hensyn til ved utformingen, f.eks. med V-formet profil, spalteformete overganger i dypålen og høy ruhet. I
større elver og i flerartssamfunn kan flere innganger være nødvendig. Også ved vanninntaket er en
spalteformet utforming som går ned til elvebunnen gunstig, siden en slik utforming tåler et bredt spekter av
vannføringer. Det trengs ikke nødvendigvis luker som kan styre vannføringen i omløpet, men slike kan være
praktiske. Luker må imidlertid ikke stenge vandringsveien. Derfor bør luken åpne utsparingen fra siden slik
at det oppstår en vertikal spalte ved åpning. Også nålestengsler tillater denne typen reguleringsmulighet og
har gitt gode resultater (se Fig. 14). Mange luker som går opp-ned virker som vandringshindre i eldre
fisketrapper.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
33 av 69
Selve omløpet føres som en elvestrekning forbi vandringshinderet og ledes inn i eller ovenfor det oppstuete
området. Mange naturtypiske omløp har blitt utformet som trinn-kulp-type med stabile terskel-kulp
sekvenser. Med dette kan omløpet være relativt kort (gradient = 0,1 for laks). Det er imidlertid også mulig å
utforme omløpet med lavere gradient som stryk, eller med kulp stryk-sekvenser med dynamisk substrat,
innenfor erosjonssikrete grenser. For laks og ørret kan høydeforskjellen på enkeltrinn ligge på opptil 50 cm
(gradient 0,05-0,1, energitetthet < 250W/m3). For voksen laks og sjøørret i bratte elver og store omløp (> 1
m3/s) kan høydeforskjellen unntaksvis også være opptil 75 cm hvis det er en dyp kulp nedenfor. For harr og
innlandsørret anbefales høydeforskjeller på maksimalt 20 cm (gradient ca. 0,05-0,08 og med energitetthet <
200 W/m3) og for karpefisker 10-15 cm (gradient 0,01-0,05 og med energitetthet < 100-150 W/m3).
Det er ofte gunstig å etablere kantvegetasjon langs omløpet for å skape skjul for vandrende fisk.
Dimensjonerende vannføring velges slik at det skapes en vandringskorridor med tilstrekkelig vanndyp. For
de fleste arter i Norge vil dette ligge mellom 1 m i kulper og minst 0,3 m på stryk og terskler. Dumont m.fl.
2005 anbefaler som dimensjonerende vannføring i naturtypiske omløp minst 0,5 m3/s for laks, 0, 35 m3/s for
harr og 0,2 m3/s for ørret. Vannføring er også avhengig av vassdragets størrelse. I Østerrike anbefales en
vannføring i naturtypiske omløp som tilsvarer minst 5 % av middelvannføringen for vassdrag med
normalvannføring 20 m3/s og minst 1 2 % for større vassdrag (AG-FAH 2011). Vi anbefaler å bruke
dette som orientering, og å legge mest vekt på elvetypen, artssamfunn og vannføring i hovedperiodene for
vandring. Tiltaket må dimensjoneres slik at det tåler flomvannføring. Dette kan bl.a. gjøres ved å skjerme
omløpet bak inntaket for store flomvannføringer. Hjelp til dimensjonering og planlegging finnes i
vassdragshåndboka (Fergus m.fl. 2010).
Hvor og når?
Førstevalg dersom barrieren ikke kan fjernes og det ikke kan bygges rampe
Trenger mer plass og ofte mer vann enn tekniske fiskepassasjer
Effekt
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er til stede og
nødvendige utformingskriterier overholdt.
Bra funksjonsevne; i beste fall full konnektivitet for oppvandrende fisk og bunndyr
Gir ekstra gyte- og oppvekstareal
Varighet og vedlikehold
Varighet kan sammenlignes med et kunstig elveløp. Ved tilstrekkelig dimensjonering og vedlikehold, samt
skjerming mot flommer og sedimenttransport, kan det medregnes en varighet på mange tiår. Fiskepassasjen
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
34 av 69
trenger vedlikehold, særlig ved inntaket og utløpet. Også selve løpet trenger regelmessig tilsyn, særlig etter
flommer. Drivgods eller sediment som tilstopper løpet eller fyller kulper må fjernes. Ved behov må eroderte
stein, forankringer, tetning og kantvegetasjon erstattes.
3.3.4 Spaltetrapp
Spaltetrappen ble opprinnelig utviklet i USA for å håndtere store variasjoner i vannstanden (Clay 1995), og
har i de siste tiårene blitt en av Europas mest populære trappetyper. På grunn av spalter i tverrvegger og
gjennomgående ru bunnsubstrat, kan også svømmesvake arter og livsstadier av fisk komme seg opp langs
bunnen av trappen. Fisk kan svømme opp gjennom en spaltetrapp, uten at den trenger å hoppe. Trappetypen
tåler høy grad av vannstandsendringer, og betraktes som lite selektiv for arter og størrelsesklasser. Det er
viktig å ha høy ruhet i bunnen som sikrer at småfisk kan vandre opp i strømskyggen. Det er ikke risiko for at
fisk hopper mot betongvegger eller ut av en spaltetrapp, hvilket kan forekomme i kulpetrapper.
Utforming
Løsningen er godt egnet dersom vandringshinder ikke kan fjernes, ramper er uaktuelle og det er lite plass.
Som ved andre omløpløsninger er det avgjørende å velge rett plassering av inngangen. Den skal ligge der
fisken leter etter en vandringsvei, hvilket ofte er like ved barrieren. Inngangen kan også plasseres utenfor en
turbulent sone eller virvler dersom dette virker som selve barrieren. Spaltene skal ha samme høyde og bredde
gjennom hele trappen, inkludert inntak. Siden gradienten kan avvike ved inntaket anbefales en justerbar
spalte der, for eksempel et nålestengsel (se Fig. 13). Vannstrømmen i spalten blir ledet med en hake på
tverrvegg og en deflektor på sideveggen. Disse hindrer at vannstrømmen «kortslutter» fra spalte til spalte,
men i stedet svinger inn diagonalt i bassenget nedenfor og stuer seg opp der. Bunnsubstrat festes ved å støpe
fast større stein (10-40 cm) og å legge grovgrus innimellom (5-10 cm, kan variere etter elvetype). Det
anbefales å ha en jevn overgang fra bunnen i trappen til elvebunnen ovenfor og nedenfor. For voksne
Faktaboks
Bypassløsning med teknisk design
Fisk svømmer opp gjennom spalter i tverrvegger
Kan gi full konnektivitet for oppvandring ved riktig plassering, dimensjonering, og utforming
Spesielt egnet ved varierende vannstander
Spesielt egnet for fiskearter med svak svømmekapasitet, ungfisk og bunndyr.
Innganger skal ligge ved barrieren
Tar vanligvis mindre plass enn naturtypiske bypass, men tar samtidig litt mer plass enn tradisjonelle
kulpetrapper med samme vannføring
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
35 av 69
anadrome laksefisk er den maksimale anbefalte vannstandsforskjellen mellom kulper 0,3 m, spaltebredden
minst 0,3 m, bassenglengden minst 3 x fiskelengden eller 10 ganger slissbredden. Vanndyp bør være minst
0,8 m, vannføring minst 0,4 m3/s og energitetthet i basseng maks 250-300 W/m3 (Dumont mfl. 2005, DWA
2014, Seifert 2016). Med dette ligger gradienten for spaltetrapper for laks og stor ørret vanligvis maks. på
0,1.
For innlandstrapper med flerartssamfunn dominert av harr og resident ørret, anbefales en høydeforskjell på
20 cm, maks energitetthet på 150 W/m3 og spaltebredde minst 0,2 m. Gradienten vil da vanligvis ligge rundt
0,07-0,09. I lavlandselver med karpefisk som dominerende arter anbefales en høydeforskjell på 10-15 cm,
energitetthet på maks 150 W/m3 og med spaltebredde minst 0,2 m. Gradienten vil da vanligvis ligge rundt <
0,08. Spaltetrapper med gjennomgående bunnsubstrat fungerer også for ål eldre enn glassål.
Hvor og når?
Godt egnet hvis verken fjerning av barriere eller konstruksjon av rampe kan realiseres
Når vannstanden oppstrøms er svært varierende
Når mye fisk skal kunne vandre raskt, skånsomt og uten å hoppe.
Når også mindre fisk, ungfisk eller svømmesvake arter skal kunne vandre
Effekt
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er til stede og
utformingskriterier overholdt.
Bra funksjonsevne; i beste fall full konnektivitet for oppvandrende fisk og bunndyr
Varighet og vedlikehold
Varighet kan sammenlignes med betongkulverter og levetid er i stor grad avhengig av betongkvalitet,
sedimenttransport og isgang. Ved tilstrekkelig dimensjonering, fundament og betongkvalitet (veggtykkelse
vanligvis 20-30 cm) kan det regnes med en varighet på mange tiår.
Fiskepassasjen trenger drift og vedlikehold, da særlig i inntak og utløp, men også bassengene trenger
regelmessig tilsyn, f.eks. etter flommer. Drivgods eller sediment som tilstopper spalter eller fyller bassenger
må fjernes. Ved behov må erosjonsskader i betongvegger repareres.
Kostnader
Byggekostnader avhenger av en rekke forhold, deriblant nødvendige terrengtilpasninger og -egenskaper.
Erfaringsmessig ligger prisen per m3 byggvolum (ikke betongvolum) på ca. 10.000 NOK per 2016.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
36 av 69
Figur 13 Norges første spaltetrapp i Akerselva Oslo med typisk diagonalt strømningsmønster,
gjennomgående bunnsubstrat og nålestengsel ved inntaket til finregulering av vannføring (Foto: Ulrich
Pulg).
Figur 14 Lengdeprofil gjennom spaltetrappen i Akerselva ved middel vannføring.
Figur 15 Bilder fra ombygging av kulpetrappen på Høyegga/Glomma til en spaltetrapp i rammen av
SafePass-prosjektet (CEDREN, Foto: Ulrich Pulg).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
37 av 69
Figur 16 Harr tok i bruk de nye spaltene med en gang og svøm opp under byggearbeidet. Det er
registrert en økning i antall passeringer av ørret og harr etter ombygging, men spesielt stor er økningen
i antall vandrende sik. I tillegg er det registrert to nye arter i fisketrappa etter ombygging: Lake og
gjedde. Prosjektet evalueres fortsatt og resultater vil rapporteres i løpet av vinteren 2018 (Foto: Ulrich
Pulg).
3.3.5 Kulpetrapp
Kulpetrappen er per i dag Norges vanligste fiskepassasje (Direktoratet for naturforvaltning, 2002, Fjeldstad
2012). Den består av bassenger som er skilt av tverrvegger med utsparing. Passasjen kan fungere bra for
svømmesterke arter som voksen laks og ørret, mens den ofte har redusert funksjonsevne for andre fiskearter
og ungfisk. Bunndyr kan vanligvis ikke passere gjennom kulpetrapper. Bunnutsparinger som skal bedre
Faktaboks
Bypassløsning med teknisk design
Fisk svømmer og hopper opp gjennom utsparinger i tverrvegger
Fungerer bra for voksen laks og ørret
Krever relativt stabil vannstand og inntaksregulering.
Ikke egnet for svømmesvake arter
Innganger skal ligge ved barrieren
Kan være kortere enn spaltetrapper med samme vannføring
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
38 av 69
forholdene for disse artene har tendens til å tettes fort (DWA 2014) og er vanligvis ikke egnet for ål og
niøyer (Armstrong m.fl., 2010). Passasjen krever stabil vannstand for å fungere. Horisontale luker kan skape
stabil vannføring ved varierende vannstand, men ofte er det da selve luken med liten åpning som danner et
vandringshinder (se s. 22). Trappetypen kan være velegnet for voksen laks og stor ørret også når disponibelt
terreng er bratt.
Figur 17 Klassisk kulpetrapp for laks i Bergebyelva, Finnmark. (Foto: Hans-Petter Fjeldstad)
Utforming
Høydesprang mellom bassenger varierer fra 15 til 50 cm, maks 75 cm (for laks). Det anbefales at bassenger
skal være minst 1,5 m lange for ørret og 2,8 m lange for laks (Seifert 2016, DWA 2014), helst større.
Energitetthet skal ligge under 250-300 W/m3. For spranghøyde anbefales maksimalt 50 cm for laks og ørret.
Unntaksvis kan opptil 75 cm fungere for voksen laks og sjøørret i bratte elver, men da bør bassengdyp være
minst 1,5 m. For resident ørret og harr anbefales maks. 20 cm, for karpefisker 10-15 cm høydeforskjell, men
helst bør man lage spaltetrapper om man lager passasje for disse. Utsparingene bør være dypere enn
fallhøyden mellom bassenger, slik at utsparingens underkant ligger under vann. Med dette kan fisken delvis
svømme opp og er ikke nødvendigvis tvunget til å hoppe (DWA 2014). For laks og stor ørret ligger trappens
gradient mellom 0,1 og 0,2. For resident ørret og karpefisk bør den ligge under 0,1. Grovt bunnsubstrat vil
hjelpe til med å skape hvilesteder i bassengene, men må avveies mot redusert volum og vanndyp.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
39 av 69
Hvor og når?
Egnet hvis verken fjerning av barriere eller konstruksjon av rampe kan realiseres, dersom det er lite plass
og voksen laks, sjøørret og storørret er målartene
Når det er for bratt for andre løsninger
Ved relativt stabil vannstand i inntak eller tilpasset inntaksløsning.
Effekt
Kan fungere bra for svømmesterke arter som laks og ørret
Er ofte selektiv og fungerer mindre bra eller dårlig for andre fiskearter og ungfisk.
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er til stede,
utformingskriterier overholdt samt oppvandring av voksen laks og stor ørret er målet.
Varighet og vedlikehold
Varighet kan sammenlignes med betongkulverter og levetid er i stor grad avhengig av betongkvalitetet,
sedimenttransport og isgang. Ved tilstrekkelig dimensjonering, fundament og betongkvalitet (veggstyrke
vanligvis 20-30 cm) kan det regnes med mange tiårs varighet.
Fiskepassasjen trenger vedlikehold, særlig inntak og utløp. Kulpetrappen er mer utsatt for tilstopping enn
andre trappetyper. Også bassengene trenger regelmessig tilsyn, særlig etter flommer. Drivgods eller sediment
som tilstopper utsparinger eller fyller bassenger må fjernes. Ved behov må erosjonsskader i betongvegger
repareres.
Kostnader
Byggekostnadene avhenger av en rekke forhold, deriblant nødvendige terrengtilpasninger og egenskaper.
Erfaringsmessig ligger prisen per m3 bygget volum på ca. 10.000 NOK/m3 per 2016.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
40 av 69
Figur 18 Store gulål kan passere både ramper, naturtypiske omløp og spaltetrapper men ikke i
tradisjonelle kulpetrapper. Glassål og små gulålstadier trenger egne ålepassasjer. For nedvandrende
blankål presenteres løsninger i følgende kapittel, s. 50 (Foto: Ulrich Pulg).
3.3.6 Ålepassasjer
Avhengig av livsstadiet og passasjens utforming kan ål bruke oppvandringsløsninger nevnt ovenfor, bortsett
fra tradisjonelle kulpetrapper. Ål kan passere naturtypiske ramper og omløp samme måten som i lignende
elvestrekninger i naturen. Viktig er at passasjene også har en naturtypisk utforming av breddene, med
vegetasjon og ru, variert substrat ikke glatte vegger. Gulål og blankål kan vandre oppover langs bunnen i
spaltetrapper så lenge det er gjennomgående ru bunnsubstrat. I kulpetrapper kan disse stadiene vandre
dersom det finnes bunnutspringer. Disse skal ha en børstestruktur på minst en side, slik at også mindre gulål
kan «åle» seg gjennom. De yngste stadier i vassdrag (< 8 cm, glassål) samt små gulål krever imidlertid en
annen type passasje siden deres atferd er forskjellig fra eldre ål. Glassål vandrer nær overflaten og kan bare
forsere lave vannhastigheter. De kan overkomme hindringer ved å «åle» seg opp direkte på
substratoverflaten, også utenfor vannet, så lenge overflaten er fuktig og ru,for eksempel på mosekledd fjell.
For å etterligne slike betingelser er det utviklet egne åleleder eller ålepassasjer. Disse består av en kanal med
børster, kunstgress eller andre strukturer med gjennomgående hulrom som holdes fuktige (Armstrong m.fl.
2010, Environment Agency 2011 og DWA 2014). For hydrauliske detaljer for utformig og dimensjonering
av ålepassasjer anbefales den engelske veilederen for ålepassasjer (Enviroment Agency 2017).
Ålepassasjer anbefales som mønsterpraksis dersom glassål og små gulålstadier skal kunne vandre opp og
nødvendige utformingskriterier overholdes.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
41 av 69
Figur 19 Ålpassasje ved kraftverk i Frankrike. Her ledes oppvandrende ål til en rampe fylt med
«kunstgress» og vann. Denne og lignende metoder er benyttet på mange kraftverk i Frankrike,
Tyskland, Irland og England. (Foto: Frode Kroglund).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
42 av 69
3.3.7 Andre trappetyper:
Deniltrapp
Deniltrapper betegnes også som «motstrømstrapp» siden den består av spesielle deflektorer som fører til
spiralformede motstrømmer, stor energiomvandling og reduserte vannhastigheter i hovedstrømmen.
Svømmesterke fisker kan svømme rett opp i vannstrømmen og trappen kan konstrueres relativt bratt for laks
(gradient 0,2-0,25). De resterende strømforholdene er imidlertid fortsatt turbulente og ofte ligger
vannhastigheter over 2 m/s. Det har blitt vist at motstrømspassasjer er uegnet for de fleste fiskearter og
ungfisk, deriblant alle karpefisker, ål, sik og harr (DWA 2014). AG-FAH (2011) viser til at fiskepassasjen
ikke har vist seg å fungere i praksis. Armstrong m.fl. (2010) skriver at spesielt utformede Deniltrapper med
lav gradient kan fungere for flere arter, men de krever bestemte hydrauliske forhold og er derfor ikke egnet
ved varierende vannstander (Armstrong m.fl., 2010). Fiskepassasjen kan brukes i spesielle situasjoner og kan
være egnet for voksen laks og ørret ved begrenset plass og bratt terreng.
I de fleste tilfeller bør imidlertid andre trappetyper velges og trappen anbefales ikke som generell
mønsterpraksis.
Sluser og heis
Sluser for fisk fungerer i prinsippet som sluser for skip, mens heiser for fisk ligner vanlige heiser i hus.
Begge metoder krever teknisk omfangsrike konstruksjoner. De er kostbare og krevende driftsmessig, men
bruker relativt sett lite vann. Løsningen har blitt brukt særlig ved store høydeforskjeller og lite disponibelt
areal. I sluser blir oppvandrende fisk ledet inn i et kammer, så stenges inngangen og vannstanden økes til den
er på samme nivå som ovenfor barrieren. Så åpnes en utgang oppover og fisken kan svømme ut. I heiser blir
fisk ledet og fanget i bassenger som så heises opp og tømmes i vannet ovenfor barrieren. Også fiskepumper
har blitt brukt for å transportere opp fisk. Løsningene er ofte selektive siden en og samme fangstinnretning
sjelden fungerer for alle forekommende arter og aldersklasser. Dessuten har selve anlegget avskrekkende
effekt på en del fisk. I England, Tyskland og Frankrike har funksjonsevnen til slike anlegg blitt vurdert som
lav, ettersom bare en liten del av fiskene fant veien opp (Armstrong m.fl. 2010). Oss bekjent finnes det bare
ett slikt eksempel i Norge; en sluse som betegnes som «fiskeheis» i Vegårdvassdraget /Agder (Saltveit m.fl.
2007). Laks har vandret opp denne, men effektiviteten vurderes som usikker og mindre enn forventet.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
43 av 69
Passasjetypene kan betraktes som selektive, men kan bidra til passasje for en del fisk over store
vandringshindre som er ikke egnet for vanlige fiskepassasjer. Løsningen brukes i særegne tilfeller og
anbefales ikke som mønsterpraksis. Mer informasjon finnes i DWA (2014) og Armstrong m.fl. (2010).
Fangst og transport
Ved store vandringsbarrierer, og særlig der det er en serie barrierer etter hverandre, har det blitt brukt fangst
av fisk og transport i lastebiler og lignende. Metoden kan brukes for opp- og nedvandring og har blitt brukt
for ål, glassål og laksesmolt. I Norge har dette blitt brukt for å sette ut voksen laks og sjøørret ovenfor
kunstige og naturlige barrierer, for å sikre eller øke fiskeproduksjonen. Metoden er avhengig av god
fangsteffektivitet og krever relativt stor innsats. Den er i utgangspunktet meget selektiv, kortvarig og krever
gjentagelser på sikt, men kan likevel bidra til forekomst eller fiskeproduksjon av en art når andre varige
løsninger ikke er realiserbare. Fangst og transport kan også brukes som midlertidig løsning, inntil en varig
løsning er på plass. Løsningen brukes i spesielt tilfeller og anbefales ikke som mønsterpraksis.
Figur 20 Naturtypisk omløp i Ätran ved kraftverk Herting (Foto: Fiskevårdsteknik AB, Sverige, med
tillatelse)
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
44 av 69
Nedstrøms vandring og vandringsanlegg
4.1 Kunnskapsstatus
Fokuset på nedvandring hos fisk skyldes den økende bevisstheten og kunnskapen om at turbinvandring
innebærer uakseptabel dødelighet (Kroglund m.fl. 2011, Fjeldstad m.fl. 2012, Calles m.fl. 2013). Sikker
nedvandring forbi vannkraftstrukturer og inntak er komplisert fordi fisken i stor grad følger
hovedvannstrømmen, som ofte går inn i overføringstunneler og turbininntak. Samtidig er nedstrøms vandring
avgjørende for at fisk kan fullføre alle stadier av sin livssyklus. Effektiv nedvandring er derfor en betingelse
dersom fisken kan vandre opp. I følge en oppsummering basert på vurderinger fra Fylkesmennene
(Direktoratet for naturforvaltning 2012) finnes det 27 norske lokaliteter hvor det er fare for skader og
forsinkelser i forbindelse med nedvandring av anadrom smolt og vinterstøing, mens det samme tallet for ål
var 23. Fylkesmennene understreker likevel at dette kan være et underestimat på grunn av manglende
kjennskap til alle lokalitetene. For innlandsfisk er tallet ukjent, men det finnes hundrevis av bekkeinntak i
Norge som potensielt er en fare for fisk som vandrer inn i dem. Vandring gjennom turbiner innebærer
dødelighet, og tradisjonelle, bratte varegrinder er generelt lite egnet for å hindre fisk i å vandre inn i
kraftverksinntak, spesielt dersom det ikke finnes et alternativt, fisketilpasset omløpsalternativ.
Spesielt skadelig er turbinpassasje for voksen fisk (Montén 1985). Turbindødeligheten er avhengig av både
fiskens størrelse, og turbinens spesifikasjoner. Størst overlevelse er observert hos liten fisk i store Kaplan
lavtrykksturbiner i Nord-Amerika, med direkte dødelighet fra treff av turbinbladene i område 2-10 %. Dette
samsvarer med undersøkelser i Norge og Sverige hvor sannsynlighet for turbinbladtreff både er modellert og
studert i felt (se for eksempel Montén, 1985). Sannsynligheten for at fisk treffes av turbinblader øker lineært
med fiskens lengde, og kan bli opp mot 100 % for stor fisk. Det er utviklet "fiskevennlige" turbiner, som
generelt innebærer en utforming med økt turbinstørrelse, og dermed lavere vannhastigheter forbi løpehjulene
(Hogan m.fl. 2014). Dødeligheten øker med kraftverkets fallhøyde, og er størst i små turbiner. I tillegg kan
det være forsinket dødelighet, hovedsakelig som følge av:
Kavitasjon og turbulens
Trykkfall
Skjærspenninger og skrapeskader
Flere forskere påpeker at fiskens vandringsforsinkelse ved kraftverksmagasiner i seg selv er problematisk
fordi fisken går glipp av sitt "environmental window" for vandring, som er avgjørende for at fisken skal
gjennomføre en mest mulig gunstig vandring. Dette kan skape energitap og i verste fall at fisk velger å ikke
vandre, som igjen gir økologiske effekter (Cada 1997 og Acau m.fl. 2008).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
45 av 69
Utfordringen med sikker nedvandring hos fisk er global, og flere myndigheter har utarbeidet manualer og
retningslinjer for å hindre vandring inn i inntak, og i noen tilfeller også å sikre nedvandring for fisk forbi
vanninntak og dammer (Se for eksempel Calles m.fl. 2013 for Sverige, Environment Agency 2011 for
England og Dumont m.fl. 2005 for Nordrhein-Westfalen, Tyskland).
Selv om tradisjonelle varegrinder i seg selv ikke er effektive fiskestengsler, kan forbivandringen av fisk øke
betydelig dersom man utformer et fisketilpasset omløp til side for inntaket (Arnekleiv m.fl. 2007).
Det finnes i dag tekniske løsninger for å hindre fisk i å svømme inn i inntak, hovedsakelig basert på
forskjellige typer finmaskede varegrinder, herunder tradisjonelle varegrinder med liten spalteåpning og
såkalte coandainntak.
Situasjonen for nedvandrende ål i Norge er stort sett ukjent, men basert på situasjonen i andre land det
antas betydelig dødelighet hos ål i en rekke turbiner (Thorstad m.fl. 2011, Thorstad 2010). For innlandsørret
er situasjonen noe av det samme, mens antall lokaliteter med forekomst av harr er mer begrenset, men
fortsatt ukjent. For laks er det kjent at det vandrer smolt og støinger gjennom turbiner, i stor grad uten at man
kjenner omfanget, men dødeligheten følger trolig de samme resultatene man har sett fra internasjonale
undersøkelser (Montén 1985, Deng m.fl. 2011). Lovende forsøk har vært gjennomført og pågår for tiden i
Sverige og Danmark (Calles m.fl. 2012, DTA Aqua 2011), mens det i dag ikke finnes finmaskede
varegrinder for å hindre anadrom fisk i å vandre inn i kraftverksinntak i Norge. Coandainntak, selv om de i
utgangspunktet ikke benyttes med tanke på fiskevandringer, tas imidlertid i stadig større omfang i bruk
mindre inntak med forekomst av innlandsørret. For anadrom fisk og ål er det likevel ikke nok å kun stanse
vandringen foran inntakene, det må etableres alternative vandringskorridorer for at fisken kan fullføre
vandringen forbi sperringen (fluktåpninger og omløp). Her finnes et stort spekter av tekniske løsninger, og
ved mange lokaliteter har de vist seg å fungere godt, men løsningene er i stor grad stedsspesifikke. Spesielt
kan det være vanskelig å oppnå god effektivitet dersom den alternative vandringsveien befinner seg langt
unna vanninntaket/stengselet. Nyere forskning viser at en kombinasjon av lokketiltak og
skremmetiltak/stengsler er nødvendig for å oppnå suksessfull nedvandring i slike tilfeller.
I noen grad har man oppnådd effekt av skremmetiltak med lys og lyd, mens man i andre forsøk ikke har sett
en slik effekt. Dette kan være knyttet til de forskjellige artenes generelle atferd, og også stedlige forhold og
hvilken tid på døgnet fisken vandrer. I Mandalselva ga for eksempel strobelys en skremmeeffekt på
nedvandrende laksesmolt om natten, men ikke om dagen (Fjeldstad m.fl. 2012). Elektriske felt i forbindelse
med nedvandring har vist seg å være problematisk både med tanke på omgivelser, og faren ved at fisk kan
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
46 av 69
lammes og drive inn i inntak. Fysiske atferdsstengsler, eksempelvis ledegjerder eller såkalte "louvres" har
gitt gode resultater på enkelte lokaliteter, der disse er utformet sammen med omløpskonstruksjoner (Scruton
m.fl. 2008, se også kap. 4.3). I de neste kapitlene beskrives de enkelte passasjetyper, med henvisninger til
litteratur for ytterligere detaljer.
4.2 Mønsterpraksis og generelle anbefalinger nedvandring
4.2.1 Generelle utformingskriterier
Nedvandringsløsninger forbi vannkraftverk må utformes annerledes enn oppvandringsomløp fordi fisken i
stor grad følger hovedvannstrømmen, som ved kraftverk oftest går i vanninntaket til turbinen. For
nedstrømspassasje anbefales det derfor varegrind / ledeelementer for å lede fisken til en eller flere
fluktåpninger der den kan passere trygt inn i et omløp forbi kraftverket (Larinier & Travade 2002). Med
fluktåpning menes inngangen til omløpspassasjen, altså der man ønsker at fisken skal vandre.
Spalteåpningene i varegrinden må være så små at fisken ikke kan passere mellom dem. Fisk skal helst ikke
komme i direkte kontakt med ledeenheten, for å unngå at de blir skadet. Sannsynlighet for god funksjon av
varegrind er større jo mindre vinkelen på risten avviker fra retningen til hovedstrømmen. Calles m.fl. (2013)
anbefaler en vinkel på 35 grader eller mindre, relativt til hovedstrømmen. Det ble i 2010 igangsatt tiltak for å
lede ål utenom kraftverksturbiner ved Fosstveit kraftverk i Storelva (Kroglund m.fl., 2014). Når fluktruten
var etablert benyttet en betydelig andel av ålen denne. Dødeligheten forbi kraftverket ble redusert fra 80 % til
ca 40 %. Særlig viktig er plassering av fluktåpninger. Generelt skal disse ligge nært varegrinder, men må
tilpasses stedsavhengige hydrauliske forhold. Utforming og plassering varierer også mellom arter.
Omløpsløsninger for laksesmolt og ørret mår ofte utformes annerledes enn for ål, særlig i store vassdrag.
Som veiledere anbefales Calles m.fl. (2013), Environemt Agency (2011) og Calles m.fl. (2014).
Løsninger som skal avskrekke og på denne måten lede fisk (strøm, lys, lyd, luftbobler) har vist delvis men
ikke full effekt. De anbefales bare i kombinasjon med andre tiltak, eller om rister ikke er gjennomførbare.
Både avskrekking og lokkeløsninger (som ekstra lokkestrøm) har blitt brukt i kombinasjon, særlig dersom
vandringsveien ikke var i nærheten av kraftverksinntaket, for å hjelpe fisken til å finne vandringsveien
(Økland m.fl. 2013). Svært lange rister/ledeelementer bør utstyres med flere fluktåpninger. Calles m.fl.
(2013) anbefaler åpninger hver tiende meter. I nærheten av fluktåpningen bør det ikke være turbulens eller
markerte endringer i vannhastighet, for å unngå fluktreaksjoner fra fluktåpningen (Ebel 2013). Ved
fluktåpningen, i og ved omløp kan det være områder med økt tetthet av fisk. Disse fiskene kan være
desorienterte etter å ha passert gjennom ledeenheten og turbulente soner og være lett bytte for predatorfugler
og -fisk (Bureau of reclamation 2006). Økt dødelighet på grunn av predasjon ved vandringsbarrierer og
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
47 av 69
oppdemte strekninger kan i noen tilfeller gi større dødelighet enn turbinpasseringer (Jepsen m.fl. 1998 og
Koed m.fl. 2002). Predasjon kan reduseres ved å tilrettelegge for rask nedvandring med jevn og rask strøm,
uten bakevjer og med lite turbulens. Det kan lønne seg å lede omløp til nedvandring forbi kraftverkskulpen
til raskere stryk nedenfor. Ved inn- og utgang av omløp bør fysisk vern som netting mot fugl samt skremsel
vurderes. Det må sikres at fisk som vandrer ned i omløp ikke blir stående og snur oppover igjen.
Stoppesteder som kulper eller bakevjer i nedvandringsløp bør derfor unngås. Fisk bør skånsomt og raskt
ledes nedover til en lokalitet i elva der de kan fortsette sikker nedvandring (Ebel 2013). Løsninger for
transport som har vist seg å fungere er flomluker (<10 m fall), rørtransport (vannhastighet <12 m/s), og også
tanktransport (trap and truck) når fisken må passere flere vannkraftverk.
Konklusjon: Sikker nedvandring handler om 1) å hindre fisk i å trenge inn i kraftverkinntak, og 2) å lede den
raskt forbi kraftverksstrukturer, slik som dammer. Nedenfor presenteres løsninger som regnes som
mønsterpraksis for nedstrøms fiskevandring forbi kraftverksstrukturer for ål, harr, ørret og laks, basert på
dagens kunnskap.
4.3 Fiskepassasjer til nedvandring
4.3.1 Omløp og finmasket varegrind foran vanninntak
Den eneste sikre løsningen for å hindre at fisk går inn i vannkraftinntak er en finmasket varegrind, med
spalteåpning mindre enn fiskens bredde. For smolt av laks og ørret betyr det at spalteåpningen må være
maksimum 15 mm, noe som samsvarer med praksis i Sverige og Tyskland (Calles m.fl. 2013 og DWA
2014). En slik rist vil også være en fullstendig barriere for nedvandrende ål, samt voksen harr, ørret og laks.
Både horisontale og vertikale spalter kan benyttes, og valget avhenger blant annet av utformingen av et
omløpssystem og praktisk vedlikehold og installasjon. Vannhastigheten vinkelrett på varegrinda bør ikke
overstige 0,5 m/s for smolt av laks, ørret, harr og voksen ål. Både for å redusere vannhastigheten normalt på
varegrinden, og samtidig lede fisken mot et omløp anbefales det at grinden har en helning på mindre enn 35-
40º på strømningsretningen, helst under 30 º, enten man velger horisontalt eller vertikalt hellende varegrind
(såkalte β-varegrind og α-varegrind; Figur 16). Yngel og egg av harr kan ikke stoppes fysisk foran
kraftverksinntak, men overlevelsen ved turbinvandring til både egg og yngel har vist seg å være høy (over 90
%) i flere studier.
En suksessfull nedvandring er avhengig av at fisken fortsetter sin nedvandring forbi dammens lokalisering
eller kraftverksinntaket. Danske studier har vist at så få som 10-20 % av voksen ål vandrer trygt forbi
dammer og helt ned til havet (Pedersen m.fl. 2012), til tross for at inntak var forsynt med en finmasket
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
48 av 69
varegrind, noe som understreker utfordringen med et riktig utformet omløp. Omløpet kan enten 1) være
umiddelbart til side for kraftverksinntaket eller det kan 2) være plassert ved dammen, som kan være
lokalisert nedstrøms inntaket. Den første situasjonen gir den beste muligheten for en effektiv løsning fordi
fisken lettere oppfatter den alternative vandringsveien (omløpet), og fluktåpningen til omløpet bør i slike
tilfeller plasseres på det stedet hvor fisken mest sannsynlig oppdager den. Noen få meters feilplassering har
vist seg å redusere effektiviteten betydelig (Kroglund m.fl. 2014). For smolt av laks og ørret betyr dette at
fluktåpningen til omløpet bør plasseres i overflaten og for ål ved bunnen umiddelbart i nærheten av
kraftverksinntaket. Den vanligste anbefalingen er at åpningen bør være suksessivt avsmalnende og ha
avrundede sider og bunn, slik at man oppnår jevn vannaksellerasjon lavere enn 1,0 m/s pr. meter utløpskanal,
og med minst mulig turbulens. Åpningsbredden til omløpet bør være 0,5- 1,0 m, mens dybden ikke skal være
grunnere enn 0,4 m. Ved begrensninger til utforming bør dyp prioriteres foran bredde (DWA 2005). Ved
brede inntak bør det være minst en åpning til omløpet for hver tiende meters bredde (Calles m.fl 2013).
Avhengig av lokaliteten og varegrindas utforming anbefales at vannføringen i omløpet bør være 2-10 % av
totalvannføringen på stedet. Finmaskede grinder som er skråstilt mot fluktruten reduserer behovet for
vannslipp.
Dersom inngangen til omløpet befinner seg lenger unna kraftverksinntaket er det aktuelt å vurdere en rekke
forskjellige lokke- eller skremmetiltak for at fisken skal finne den ønskede vandringsveien. Dette må
tilpasses den enkelte lokalitet, og inkluderer både lys, lyd, ledeanordninger og ekstra vannslipp over
dammen. Bruk av elektriske felt ansees ikke som et anbefalt skremmetiltak. Det må her bemerkes at forsøk
med ål viser at det kan være vanskelig å oppnå en høy nedvandringseffektivitet i de tilfellene utløpsåpningen
befinner seg langt unna kraftverksinntaket, og at det her bør vurderes om fisken kan lokkes inn i spesielle
omløpssystemer plassert inntil inntaket.
Når fisken er lokket inn i et omløp må den håndteres slik at den skånsomt transporteres videre til en lokalitet
hvor den naturlig og effektivt kan fortsette sin nedvandring. Gode løsninger inkluderer flomluker med fall
lavere enn ca. 10 meter, rørtransport med vannhastigheter lavere enn 12 m/s, og tanktransport med bil.
I den grad det er teknisk mulig bør alle nedvandringsanlegg forsynes med utstyr for telling av fisk eller
annen overvåking, slik som for oppvandringsanlegg. I følgende kapittel beskrives typer av finmaskete
varegrind.
4.3.2 Alfa- og beta rister med omløp
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
49 av 69
Figur 21 Alpha-rist i lengdeprofil og plan Beta-rist i plan
Generell beskrivelse og anvendelse
Fisketilpassede varegrind er utformet med en vinkel på < 45°, helst ≤ 30°, mot elvebunnen (α) eller
elvebredden (β) og har en eller flere fluktåpninger ved overflaten i umiddelbar nærhet av risten. Vinkelen
fører til at vannhastigheten som virker parallelt med risten er større enn den som virker 90° gjennom risten.
Dette minker risikoen for at fisken skades av eller setter seg fast i risten. Fisken blir ikke bare hindret i å
vandre inn i turbinen, men blir også ledet aktivt mot fluktåpningen av selve vannstrømmen. Alfa-rister er
sammen med vinklede beta-rister i dag sett på som blant de mest effektive nedvandringsløsningene for fisk
forbi vanninntak (Calles m.fl. 2013 og Forum Fischschutz 2014).
Utforming
I henhold til litteraturoversikt i Calles m.fl. (2013) kan høy passasjeeffekt, der opptil 90 % av fisken passerte
uskadet, oppnås med følgende utforming:
Vinkel mot bunnen 30°
Dimensjonering slik at vinkelrett vannhastighet holdes under 0,5 m/s.
Faktaboks
Alfa-rist: Liggende rist med vinkel < 45o mot bunnen, helst < 30o
Beta-rist: Stående rist med vinkel < 45o mot bredden, helst < 30o
Vinkelen gjør at vannhastigheten langs risten er større enn gjennom risten, og slik leder fisken
langs risten
Anbefalt spaltevidde 10-18 mm for laksesmolt og blankål
Kombineres alltid med en eller flere fluktåpninger og bypass.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
50 av 69
Spaltevidde i rist: 10--18 mm, avhengig av art og vinkel.
0,9-3 % av vannføringen i fluktåpning
Figur 22 Vannkraftverk Herting i Ätran med beta-varegrind foran inntak, fluktåpning og omløp.
Løsningen har meget gode resultater for nedvandring av blankål (95 %), laksestøinger (96 %) og
laksesmolt (91-98 %, Foto: Fiskevårdsteknik AB, Sverige, med tillatelse, Calles m.fl. 2015, Nyquist m.fl.
2017).
15 mm β-varegrind, 40 m lengde, horisontale spiler, 80 m2 areal, vinkel
β
= 30 grader, maks.
slukeevne 40 m
3
/s
Fluktåpning
Omløp med
overvåkingsmulighet
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
51 av 69
Figur 23 Planskisse av
kraftverk Herting i
Ätran med naturtypisk
omløp (nordlig løp) og
15 mm beta-varegrind
med fluktåpning i det
sørlige løp. Den gamle
Deniltrappen er ikke i
bruk lengre. Omløpet
vises også på bilde i Fig.
20 (modifisert fra Calles
m.fl. 2015, med
tillatelse).
Dumont m.fl. 2005 anbefaler lignende vinkler og strømhastigheter som Calles m.fl. (2013), men anbefaler
10 mm spaltevidde i varegrind for smolt og ål, basert på erfaringer i Tyskland og Frankrike. DWA (2005)
anbefaler 12 mm spaltevidde for laksesmolt. Calles m.fl. (2015) og Nyquist m.fl. (2017) rapporterer om høy
passasjeeffektivitet for blankål (95 %), laksestøinger (96 %) og laksesmolt (91-98 %) ved kraftverk Herting
tran, Sverige) etter at en beta-varegrind med 15 mm spaltevidde og omløp ble installert. Studiene ved
Herting er omfattende, metodisk avansert og inkluderer før- og etter-data. Løsningen betraktes som «beste
mulige praksis» i Sverige (se Fig. 20, Fig. 22, Fig. 23). Varegrinden er 40 m lang, og har hydrodynamiske
horisontale staver av kompositt (CompRack, Halmstad, Sverige). Vinkel mot elvebredden er 30 grader.
Varegrinden er 2 m høy og har et totalt areal på 80 m2. Kraftverket en maks. slukeevne på 40 m3/s.
En nylig publisert studie fra 3 elvekraftverk med nedvandringstiltak i Tyskland beskriver høy
passasjeeffektivitet for blankål (Økland m.fl. 2017). Ved kraftverk Unkelmuehle (elven Sieg) passerte 96 %
og 92 % (2014 og 2015) av ålene. Kraftverket har en α-varegrind, 10 mm spaltevidde og fluktåpning ved
overflaten og flere ved bunnen. Maks. slukeevne er 27 m3/s. De fleste ålene passerte over dammen og
spyleluken ved varegrinden. Bunnstrukturene ble knapt tatt i bruk. Ingen ål ble trukket inn i turbinen.
Turbinen ved kraftverk Gengenbach (20 m3/s) i elven Kinzig er bevegelig og ligger innfor et kammer
beskyttet av en 15 mm bøyet rist. Her passerte minst 84 % av blankålene. Ved kraftverk Kuhlemuehle i elven
Diemel var det installert en «fiskevennlig» vannkraftskrue (Archimedesskrue, se lenger ned). Her passerte 76
% av blankålene, for resten kunne det ikke skilles om fiskene ble værende, spist av rovdyr eller døde i
turbinen. Resultatene bekrefter at det kan nås over 90 % passasjeeffektivitet også for ål ved bruk av
nedvandringstiltak, særlig finmasket varegrind og fluktmuligheter.
Hvor og når?
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
52 av 69
Ved barrierer med vanninntak som skader nedvandrende fisk og/eller hindrer nedvandring av fisk, f.
eks. elvekraftverk, inntak for drikkevanns- eller landbaserte oppdrettsanlegg.
Ved siden av vinklete varegrind trengs det fluktåpninger og omløp for å lede fisk trygt nedover.
Etterinnstallasjon ved gamle kraftverk/inntak kan være utfordrende. α- og β- rister krever stor overflate
og ofte omfattende ombygninger eller nybygg av inntak.
Effekt
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er gitt og nødvendige
utformingskriterier overholdes.
Hindrer fisk i å vandre inn i vanninntak.
Leder fisk til fluktåpninger
Fluktåpninger og omløp sørger for trygg nedvandringsmulighet
Fluktåpninger tilpasses lokale forhold og må være på riktig sted, gjelder særlig for ål, delvis trengs flere.
Høy passasjeeffektivitet mulig, med trygg passasje av 90 % - 100 % av nedvandrende laksesmolt og ål.
Varighet og vedlikehold
Omløp, rist og tilbehør som ristrensker og eventuelt netting mot fiskespisende fugl i omløpet, er tekniske
installasjoner som krever drift og regelmessig vedlikehold. Finrist må renses hyppig for å opprettholde
gjennomstrømming og lave vannhastigheter ved risten. Det anbefales automatisk ristrensker.
4.3.3 Coanda-rister
Figur 24 Prinsipptegning av Coanda rist i lengdeprofil
Faktaboks
Vannet renner over en spesiell, bøyet finrist, dropper gjennom og videre til et inntak.
Risten kan være meget fin med spaltevidder på 0,5-6 mm
Fisken sklir nedover på risten.
Høy overlevelse og lite skaderisiko for nedvandrende fisk
Risten er selvrensende, tåler is og beskytter også mot drivgods
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
53 av 69
Generell beskrivelse og anvendelse
Coanda-inntak er et overfallsinntak som ligner norske bekkeinntak, der vannet løper over en terskel og så
gjennom en rist. Coanda risten er imidlertid bøyet slik at den er selvrensende og kan bygges med liten
spaltevidde på 0,5-6 mm. Det meste av vannet går gjennom risten, mens fisk, drivgods og en del vann
(restvann) spyles videre nedover. Buell (2000) fant at både laksesmolt og yngel kan passere Coander-rister
uskadet.
Utforming
Risten har åpninger som er mellom 0,5-6 mm, med vertikale staver i strømretningen. Vannet kan renne
gjennom stavene mens fisk, sedimenter og drivved spyles over og videre nedover. For å sikre at fisken ikke
blir skadet bør det graves ut en samlekulp nedstrøms inntaket, slik at fisken lander i vann og ikke på stein
eller lignende. Denne kulpen kan også fungere som energidreper ved flom. Eventuell predasjon bør
overvåkes og håndteres ved behov. Inntaket må dimensjoneres slik at vannstrøm opprettholdes langs hele
risten, både for å sikre restvann og at fisken ikke strander på risten. Om vannføringer kan bli mindre enn
dimensjonerte verdier, må funksjonsevnen sikres ved at ristoverløp innsnevres gradvis eller at restvann sikres
med f. eks lavvannsluke (Bureau of reclamation 2006). Fisk på risten kan være utsatt for predasjon fra fugl
og det bør vurderes netting. Systemet kan også brukes til å telle nedvandrende fisk (som en Wulf-felle). I så
fall må fisk ledes til en fisketeller eller lagringsbasseng til manuell telling.
Hvor og når?
Ved barrierer med vanninntak som hindrer nedvandring av fisk, f. eks. vannkraftverk.
Ved nybygging av inntak.
Spesielt gunstig ved stor fallhøyde eller transport av mye sediment/drivved
Effekt
Løsningen anbefales som mønsterpraksis dersom nødvendige rammebetingelser er gitt
Hindrer at fisk vandrer inn i inntak. Gjelder både laks, ørret, harr og ål men det finnes lite kunnskap
om svært små stadier.
Leder fisk trygt nedover.
Ved tilstrekkelig utforming kan overlevelse av nedvandrende fisk økes betydelig, opptil 100 %
effektivitet.
Gir falltap på 1-2 m
Selvrensende, tåler is, sedimenttransport og drivgods
Varighet og vedlikehold
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
54 av 69
Risten bør renses for hånd eller med ristrensker ved jevne men sjeldne mellomrom (ca. 1 gang per måned).
Det trengs relativt lite vedlikehold og rensing i forhold til andre risttyper. Drivgods og sedimenter blir
transportert nedover i restfeltet. Risten er selvrensende og har ingen bevegelige deler. Bureau of reclamation
(2006) nevner at funksjonsevnen opprettholdes også selv under kalde værforhold med isdannelse.
4.3.5. Andre typer finmaskete varegrind
Det finnes en rekke andre typer varegrind som er tilpasset store elver eller trykkrør. Resultatene er delvis
lovende, men delvis ikke bra nok. Et utvalg er nevnt under og det henvises til litteraturen for nærmere
detaljer. Disse løsningene kan være egnet under norske forhold men det kreves ytterlige testing før de kan
anbefales som mønsterpraksis.
Eicher rister er høyhastighetsavledninger som brukes for avledning av fisk i trykkrør. En akse i midten av
risten gjør det mulig å vippe risten for rensning. EPRI (1992) rapporterer >90 % overlevelse for Coho,
Chinook og Steelhead smolt og yngel ved hastigheter på 2 m/s ved risten i en kraftstasjon med 147-170 m3/s
slukeevne. Risten hadde dimensjonen 14,2 x 7,2 m ((L x B), en vinkel på 16° og 0,9-3,2 mm spaltevidde.
«Partial depth fine screens» dekker bare en del av vannsøylen og brukes delvis i USA for å avlede
overflateorienterte laksesmolt (Peven & Mosey 1999).
Louver betarist lager en «louver» (et spjeld) av turbulens langs hele risten. Spilene er rettet 90° mot
hovedstrømmen, i motsetning til andre rister der spilene er rettet 90° mot ristflaten (se figur under). Når
vannet passerer forbi spilene, må det passere i en 90° sving som forårsaker turbulens ved hver spile.
Mange fiskearter unngår turbulente soner og svømmer derfor langsmed, men ikke inne i- det turbulente
området mot fluktåpningen. Derfor kan louver-rister ha en større spaltevidde enn tilsvarende konvensjonelle
rister, og fisk som fysisk ville kunne passere gjennom risten gjør likevel ikke dette. Vannhastigheten kan
også være høyere enn ved vanlige rister. I Nord-Amerika utgjør louver-rister en betydelig andel av rister. Et
problem med louvers med stor spaltevidde er at ikke alle fisker viser en avvikende respons til turbulens og
kan dermed passere videre mot turbinen.
I Holyoke canal i Connecticut river viste undersøkelser av en louver-rist med β=15°, 76 mm spaltevidde, 0,8
m/s vannhastighet og 2 % vann for fluktåpningen en gjennomsnittlig passasjeeffektivitet på 91 % for
laksesmolt. Det samme anlegget ble testet med 305 mm spaltevidde, og da sank passasjeeffektiviteten til 80
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
55 av 69
% (Harza & RMC 1992). Teknikken blir beskrevet som lovende og velfungerende i Amerika, men siden
spaltevidden ikke virker som fysisk barriere bør funksjonsevnen overvåkes. Kriewitz (2015) fant at
modifiserte bar-racks med alfa= 15-30°, en spilevinkel på 45° og 5 cm spaltevidde viste best resultater for
fem arter (78% effektivitet for ørret).
Figur 25 Konvensjonell og louver-typ betarist
4.3.4 Tiltak ved eksisterende konvensjonelle inntak
Figur 26 Inntaksvaregrind med fluktåpninger (bilde venste side, Foto: Frode Kroglund) og skjematisk
tegning (høyre)
Faktaboks
Ofte er det teknisk og kostnadsmessig utfordrende å installere mønsterpraksis passasjer for
nedvandring i eksisterende kraftverk. Men også her kan nevandringsmuligheter forbedres.
Etterinstallasjon av fluktåpninger og omløp ved konvensjonelle inntak kan redusere mortalitet
for nedvandrende fisk.
Innganger til omløpssystem bør ligge like rett ved varegrinden
Passesjeeffektivitet over 90 % krever vanligvis andre typer varegrind med lavere vinkel (s.n.
α- og β-rister)
Varegrind med lavest mulig spaltevidde og vannhastighet øker effektivitet.
Større behov for lokkevann inn i fluktåpninger enn ved α- og β-rister
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
56 av 69
Generell beskrivelse og anvendelse
De fleste eksisterende kraftverk er utstyrt med varegrind for å hindre at turbinen skades av eventuell drivved.
Avstanden mellom spilene på ristene er vanligvis såpass stor at fisk kan vandre mellom dem og inn i
kraftverksinntaket. Ofte finnes ingen nedvandringspassasje. Det er teknisk og kostnadsmessig utfordrende å
installere passasjer for nedvandring av fisk som oppfyller krav til mønsterpraksis i eksisterende kraftverk. Men
også dersom mønsterpraksis ikke kreves eller utsettes i tid, kan nevandringsmuligheter forbedres.
Etterinstallasjon av fluktåpninger og omløp ved konvensjonelle inntak kan redusere mortalitet for
nedvandrende fisk. Hovedtiltak er å skape fluktåpninger for fisk ved inntaket. Effekten kan økes ytterligere
ved å redusere spaltevidde og vannhastighet i varegrinden.
Utforming
Konvensjonelle rister har vanligvis en vinkel mot vannets strømretning som er større enn 45° og en
spaltevidde mellom 50 og 100 mm eller større. Hovedfunkjsonen er ofte å samle drivgods før det når
inntaket. Dette gir en vannhastighet gjennom risten som er større enn den vannhastigheten som går på langs
av risten. Det er da en risiko for at fisken kan trekkes mot og gjennom risten og skades. Ved å balansere
vannføring mot hydraulisk tverrsnitt, riststørrelse og spaltevidde, kan man holde vannhastigheten foran risten
lav. Dette minimerer risikoen for at fisken suges inn i risten, og det gjør at fisken lettere finner en
fluktåpning. Vannhastigheten vinkelrett på risten bør ikke overstige 0,5 m/s for smolt av laks og ørret, og
voksen ål (DWA 2005, Calles m.fl. 2013). Fluktåpningen må plasseres i nærheten av risten for at fisken skal
kunne finne veien inn i den. Larinier &Travade (2002) og Dumont m.fl. (2005) anbefaler at konvensjonelle
rister ikke bør ha mer enn 10 mm mellomrom mellom spilene. DWA (2005) anbefaler maks 12 mm for 12
cm lange laksesmolt. Men også ved større avstand vil fluktåpninger bidra å redusere mortalitet av fisk.
Om ristens mellomrom skulle være større enn dette, opptil ca. 20 mm, kan en stor del av fisken likevel ledes
til fluktåpningen, siden risten har avskrekkende effekt opptil ca. 20 mm. Andel fisk som finner fluktåpningen
kan økes dersom vannføringen gjennom den økes. Vanlige grovrister (> 50-100 mm) har mindre
avskrekkende effekt på fisk, men større (og evt. flere) fluktåpninger kan delvis kompensere for dette.
Fluktåpningen for laksefisk bør ligge i vannoverflaten, og bør ha bredde >0.5 m og dybde >0.4 m. For ål har
åpninger ved bunn og spalteformete åpninger fungert, men dette er avhengig av lokale strømforhold dog
tverrsnitt. Ved bruk av rister som er skråstilte mot fluktåpningen kreves det mindre vannslipp i åpningen enn
ved konvensjonelle rister, siden fisken ledes mot åpningen. Erfaringer fra norske vassdrag finnes i Kroglund
m.fl. (2011), Kroglund m.fl. (2013) og Kroglund m.fl. (2014).
Hvor og når?
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
57 av 69
Ved eksisterende barrierer med vanninntak som hindrer nedvandring av fisk, f. eks. elvekraftverk,
inntaksdammer for drikkevanns- eller landbaserte oppdrettsanlegg.
Der det kreves uforholdsmessig mye innsats å installere skråstilte alpha- eller beta- rister, f. eks. ved
eldre anlegg og begrenset avløpstverrsnitt.
Effekt
Regnes ikke som mønsterpraksis men bidrar å redusere mortalitet derom mønsterpraksis ikke kreves
eller utsettes
Reduserer andel fisk som vandrer inn i kraftverksinntak.
Bidrar å lede fisk til fluktåpninger og trygt nedover.
Ved tilstrekkelig utforming kan overlevelse av nedvandrende fisk økes betydelig.
Virker bare delvis, fortsatt kan en del fisk skades ved rist og trekkes i inntak.
Falltapet er avhengig av ristdesign og vannføring.
Varighet og vedlikehold
Bypass, rist og tilbehør som ristrensker og evt. netting, er tekniske installasjoner som krever drift og
regelmessig vedlikehold. Finrist må renses ofte for å opprettholde god gjennomstrømming og lave
vannhastigheter ved risten. Det anbefales automatisk ristrensker.
4.3.4 Andre løsninger for å bedre forhold for nedvandring av fisk
Vannslipp
Vannslipp over demninger og luker, delvis kombinert med periodisk stans av kraftverk, har blitt brukt for å
få nedvandrende fisk forbi kraftverk. Metoden egner seg for periodiske fiskevandringer, for eksempel
laksesmolt under vårflommen og ål under høstflommer. Disse vandringene sammenfaller ofte med flommer
der vannføringen overstiger slukeevnen til kraftverket. Ved elvekraftverk i Nord-Amerika er denne metoden
hyppig brukt for å slippe ned smolt, både for atlantisk laks og arter av stillehavslaks. I Tyskland har det blitt
brukt for å slippe ned ål (Adam 2000, Egg m.fl. 2017). Vannslipp forbi turbininntak anses som et langt
tryggere alternativ enn turbinpassasje, men også ved bruk av slippluker kan det forekomme skader på fisk.
Tapet er likevel lavt (2 % etter Coutant & Whitney 2000).
Det bør bemerkes at forholdet mellom vannslipp og fiskevandring ikke er lineært, dvs. at økt spill ikke
nødvendigvis betyr en proporsjonal økning i vandring gjennom luken. Viktigere for dens effektivitet er
plassering av luken i forhold til hovedstrøm og kraftinntak (Coutant & Whitney 2000, Fjeldstad m.fl. 2011).
Løsningen kan være aktuell i spesielle tilfeller men anbefales ikke generelt som mønsterpraksis.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
58 av 69
Delvis dykket ledevegg
Installasjoner som skal lede fisk til et omløp og som bare rekker delvis ned i vannsøylen betegnes som
ledevegger. Ledevegger har blitt laget av betong, metall og plast og installeres flytende eller ved overflaten
for å lede smolt. Samtidig kan ledevegger bidra til å stoppe drivved og is. De er mindre egnet for
bunnvandrende fisk. Metoden fungerer bare for deler av den nedvandrende fisken, men den er forholdsvis
prisgunstig og enkel å installere, også ved eksisterende kraftverk. Det finnes kommersielle leverandører som
også tilbyr flytende ledevegger (f. eks. tuffboom.com). Det kan oppstå problemer med flomsikkerhet for
ledevegger.
Løsningen kan bidra å øke effektivitet av andre tiltak til å fremme nedvandring, men anbefales ikke i seg selv
som mønsterpraksis.
«Wire screen»
I Østerrike testes et system bestående av horisontalt spente ståltråder som virker som en rist når ståltråden er
spent. Lav trådavstand gjør systemet egent for å lede fisk ned til smoltstørrelse. Risten settes opp stående,
altså som en beta rist. Ved enden trengs det et omløp som fører fisk trygt nedover. Ved siden av selve den
fysiske barrieren forventes det at vibrasjoner i ståltrådene har en avskrekkende virkning på fisken. Systemet
kan renses ved å redusere spennet på ståltrådene og lar vannstrømmen fjerne drivgods som løv, greiner,
avfall o.l.
Løsningen er lovende, men er ikke tilstrekkelig testet og anbefales derfor ikke som mønsterpraksis.
Figur 27 Laks- og sjøørretsmolt på vei nedover elva. Smolten vandrer i hovedsak med halen først når
stimen vandrer nedover i rennende vann (Foto: Tore Wiers).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
59 av 69
Styring av fisk mot sikker nedvandringsvei vha. luft, lyd, lys og elektriske barrierer
Generell beskrivelse og anvendelse
Fisk lar seg avskrekke av en rekke tiltak, deriblant blinkende lys, støy, luftbobler og elektrisk strøm. Dette
kan brukes for å styre fisk unna farlige nedvandringsveier, som f.eks. inntak til turbiner. Tiltaket fungerer i
utgangspunktet bare hvis fisken har alternative vandringsveier, f. eks. fluktåpninger og trygge omløp.
Ledeeffekten kan forbedres med lokketiltak som økt vannstrøm til omløp (reject & attract). Felles for
avskrekkingstiltak er at de oftest bare virker for deler av vandrende fisk, at de virker mindre bra ved flom og
er selektive mht. arter og størrelser. Fisk kan også over tid venne seg til avskrekkingstiltakene, slik at disse
får lavere effektivitet.
Utforming
Utforming varierer mellom metodene og det henvises til litteraturen nedenfor. De viktigste
avskrekkingsmetodene er:
elektriske «sperrer»
blinklys (stroboskop)
boblegardiner
akustisk avskrekking, f eks. BAFF (bio-acoustic fish fence), som er en perforert slange plassert under
overflaten som avgir lyd og komprimert luft, som skal virke avstøtende på fisk.
Hvor og når?
Når man vil øke andelen fisk som vandrer forbi vandringshinder (inntak, turbiner o.l.)
Bør benyttes i kombinasjon med lokketiltak, omløp og fysiske barrierer, ikke som eneste tiltak.
Effekt
Kan øke effekten av andre tiltak
Virker vanligvis bare på deler av den vandrende fisken
Selektiv, avhengig av art og størrelse
Tilvenning og avtagende effekt har blitt dokumentert
Faktaboks
Atferdsbaserte, ikke-fysiske barrierer som avskrekker fisk
Bør kombineres med tiltak som lokker fisk til trygge omløp (reject & attract)
Kan benyttes i kombinasjon med fysiske barrierer
Kan øke effekten av andre tiltak
Virker vanligvis bare på deler av vandrende fisk
Selektiv, avhengig av art og størrelse
Tilvenning og avtagende effekt har blitt dokumentert
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
60 av 69
I Mörrumsån oppnådde man en gjennomsnittlig avledningseffektivitet på 10 % med BAFF, og på det
beste 50 % avledningseffektivitet for radiomerket laksesmolt og 20 % for ørret (Johlander & Tielman,
1999).
Ved å installere stroboskop foran inntaket til en pumpestasjon i Nederland klarte man å betydelig
redusere tilstedeværelse av ål i nærheten av inntaket, da ålen trolig opplevde slike lyspulser som
avskrekkende. Stroboskop har også vært benyttet i USA for å sikre sikker nedvandring av amerikansk
maisild (Calles m.fl., 2013) og i Norge for å øke andel nedvandrende smolt i Mandalselva (Økland
m.fl. 2013).
Ved forsøk med elektriske barrierer på stillehavslaks har man oppnådd høy avledningseffektivitet, men
effektiviteten sank fort med økende vannstand (Pugh m.fl. 1970). Også i Norge er det gjort erfaringer
med bruk av elektriske fiskesperrer, f.eks. i Telemarkskanalen og i Nidelva, se referanser.
Konklusjon: Løsningen kan bidra å øke effektivitet av andre tiltak til å fremme nedvandring, men anbefales
ikke i seg selv som mønsterpraksis.
Fiskevennlige turbiner
Fiskevennlige turbiner optimeres i geometri og drift slik at man i størst mulig grad unngår skade på fisk.
Forskjeller fra vanlige turbiner er lav rotasjonshastighet, stor diameter og lite mellomrom mellom
turbinblader og turbinhuset (Ebel 2013). Pga. høyere investeringskostnader blir fiskevennlige turbiner
relativt sjeldent bygget. Det finnes imidlertid eksempler på konvensjonelle turbiner med redusert avstand
mellom turbinblader og hus («minimum gap runner») og forskjellige utforminger (Alden 2008, Meijnen og
Grünig 2013, Fisher m.fl. 2000).
Vannkraftskruer er egnet for mindre vannføringer og fallhøyder, og er generelt fiskevennlige, men
avhengig av type er det risiko for skader pga.
mellomrom og skarpe kanter (Ebel 2013). En
videreutvikling av vannkraftskruen som fungerer for
ned- og oppvandring, er dobbeltskruen
(«Hydroconnect»). Denne bruker en del av energien
til å pumpe vann og fisk oppstrøms i den indre
skruen, som ikke har noen bevegelige deler.
Overvåking av denne typen vannkraftskrue har delvis
ikke vist skade på opp- og nedvandrende fisk i
studien til Grigull (2015) men skader for fisk kan
ikke utelukkes i vannkraftskruer (Ebel 2013). Ved
Figur 28 Dobbeltskrue (kilde: Hydroconnect)
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
61 av 69
Ham kraftstasjon i Albertkanalen (11 meter fall) ble 50-70 % av fisken skadet (Johan Coeck, pers.medd.),
noe som ble tilskrevet både utforming og trykkhøyde. Ved vurdering av slike turbiner bør også
tilleggseffekter avveies, for eksempel effekter på lokkestrøm og lokkevirkning, selektivitet for visse arter og
størrelser samt potensial for predasjon ved inntak og utløp.
Løsningen kan bidra til å fremme nedvandring i spesielle tilfeller, men det kreves ytterligere testing og en
vurdering av total passasjeeffektivitet før den kan anbefales som mønsterpraksis.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
62 av 69
5 Overvåking av vandringsanlegg
I alle oppvandringsanlegg må det vurderes om de bør forsynes med utstyr for telling eller annen overvåking
for å dokumentere effekt. Dette gir for det første data som kan fortelle noe om anleggets effektivitet og en
langsiktig funksjonskontroll. For det andre gir oppvandringsanlegg essensiell informasjon for forvaltning av
fiskeressursene. Overvåking av nedvandring er komplisert dersom fisken vandrer i store vannmasser, for
eksempel gjennom flomluker og turbiner. Ved oppstart av nye vandringsanlegg bør det likevel utformes et
overvåkingssystem for målartene på stedet. Dette er avgjørende for å tilpasse fysiske detaljer, samt at dette
kan dokumentere et minimalisert vanntap for kraftproduksjon. En rekke publikasjoner har sammenfattet
viktige kriterier for overvåking av fiskevandring (Travade & Larinier 2002, Dumont m.fl. 2005, DWA 2014
og Silva m.fl. 2017).
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
63 av 69
6 Litteratur
Acou, A., Laffaille, P., Legault, A. & Feunteun, E. 2008, Migration pattern of silver eel (Anguilla anguilla, L.) in an obstructed river
system. Ecology of Freshwater Fish, 17:432–442. doi: 10.1111/j.1600–0633.2008.00295.x
Adam, B. 2000. MIGROMAT: Ein Frühwarnsystem zur Erkennung der Aalabwanderung. [MIGROMAT®: An early warning
system to detect eel migration]. Wasser und Boden, 52 (4):16-19
AG-FAH. 2011. Grundlagen für einen österreichischen Leitfaden zum Bau von Fischaufstiegshilfen(FAHs). Bundesministerium für
Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien. 87 s.
Alden. 2008. https://www.aldenlab.com/Fish-Passage
Allen, G., Amaral, S., & Black, J. 2012. Fish Protection Technologies: The US Experience. Chapter 17. In: S. Rajagopal m.fl. Eds.
Operational and Environmental Consequences of Large Industrial Cooling Water Intakes. Springer-Science Publications.
Anonymus 2014: Evaluering av sesongen 2014 Elektrisk fiskesperre på Kjeldal, Telemarkskanalen.
https://www.fylkesmannen.no/Documents/Dokument%20FMTE/Milj%C3%B8%20og%20klima/Fisk%20og%20kalking/Fi
skesperra%20p%C3%A5%20Kjeldal/evaluering_fiskesperre_2014.pdf
Armstrong, G., Aprahamian, M., Fewings, G., Gough, P., Reader, N., & Varallo, P. 2010. Environment agency fish pass manual.
Environment Agency, Bristol
Arnekleiv, J. & Kraaböl, M. 1996. Migratory behaviour of adult fast-growing brown trout (Salmo trutta L.) in relation to water flow
in a regulated Norwegian river. Regulated rivers: Research & Management 12: 39–49
Arnekleiv, J. V., Kraabøl, M. & Museth, J. 2007. Efforts to aid downstream migrating brown trout (Salmo trutta L.) kelts and smolts
passing a hydroelectric dam and a spillway. Hydrobiologia 582: 5-15
BMLFUW. 2012. Leitfaden zum Bau von Fischaufstiegshilfen. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und
Wasserwirtschaft, Wien: 102 s.
Böttcher, H., Unfer, G., Zeiringer, B., Schmutz, S., & Aufleger, M. 2015. “Fischschutz und Fischabstieg Kenntnisstand und
aktuelle Forschungsprojekte in Österreich.” Österreichische Wasser- und Abfallwirtschaft 67 (7–8): 299–306.
doi:10.1007/s00506-015-0248-5.
Buell, J.W. 2000. Biological Performance Tests of East Fork Irrigation District’s Sand Trap and Fish Screen Facility: Phase I 1999,
Buell and Associates, Inc., Portland Oregon, 24 s.
Bureau of reclamation. 2006: Fish Protection at Water Diversions. A Guide for Planning and Designing Fish Exclusion Facilities.
Water Resources Technical Publication. U.S. Department of the Interior. Bureau of Reclamation. Denver, Colorado. 480 s.
Cada, G. F. 2001 The development of advanced hydroelectric turbines to improve fish passage survival. Fisheries 26(9):14-23. DOI,
http://dx.doi.org/
Cada, G. F. 1997. Shaken, not stirred: The recipe for a fish-friendly turbine. p. 374–382 IN Waterpower '97. Proceedings of an
International Conference & Exposition on Hydropower. American Society of Civil Engineers, New York, New York. 2267
s.
Cada, G. F., Loar, J. M., Garrison, L., Fisher, R. K., & Neitzel, D. 2006. Efforts to reduce mortality to hydroelectric turbine-passed
fish: locating and quantifying damaging shear stresses. Environmental Management 37(6): 898–906
Calles O, Degermann, E., Wickstrøm E, Christiansson J, Wickstrøm H., & Næslund I. 2013: Anordningar för upp- och
nedströmspassage av fisk vid vattenanläggningar. Havs- og Vattenmyndigheter. Rapportnummer2013:14
https://www.havochvatten.se/download/18.5f66a4e81416b5e51f73113/1383209282924/rapport-hav-2013-14-anordningar-
passage-fisk.pdf
Calles, O & Greenberg, L. 2009. Connectivity is a two-way street: the need for a holistic approach to fish passage problems in
regulated rivers. River Research and Applications 25: 1268-1286.
Calles, O., Karlsson, S., Hebrand, M. & Comoglio, C. 2012. Evaluating technical improvements for downstream migrating
diadromous fish at a hydroelectric plant. Ecological Engineering 48:30–37.
Calles, O., Christiansson, J., Andersson, J.-O., Karlsson, S., Wickström, H. & Östergren, J. 2014. Tekniska lösningars tillämpbarhet
för förbättrad nedströmspassage för ål. Elforsk rapport, 35 s.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
64 av 69
Calles, O., Christiansson, J., Kläppe, S. , Alenäs, I., Karlsson, S., Nyqvist, D. & Hebrand, M. 2015: Slutrapport Hertingprojektet
Förstudie och uppföljning av åtgärder för förbättrad fiskpassage 2007-2015. Teknisk rapport. Naturresurs rinnande vatten,
Biologi, Karlstads universitet
Chatellier, L., Wang, R.-W., David, L., Courret, D. &Larinier, M. 2011. Experimental characterization of the flow across fish-
friendly angled trashrack models. 34th IAHR World Congress Brisbane, 26 Juneto 1 July 2011
Clay, C. H. 1995. Design of Fishways and other Fish Facilities. Lewia Publishers, Boca Raton, FL. 248 s.
Coutant C. C. & Whitney R. R. 2000. Fish behavior in relation to passage through hydropower turbines: a review. Transactions of
the American Fisheries Society 129: 351–380
Croze, O., Bau, F. & Delmouly, L. 2008. Efficiency of a fish lift for returning Atlantic salmon at a large-scale hydroelectric complex
in France. Fisheries Management and Ecology 15: 467–476
Deng, Z., T. J. Carlson, D. D. Dauble & Ploskey, G. R. 2011. Fish Passage Assessment of an Advanced Hydropower Turbine and
Conventional Turbine Using Blade-strike Modeling. Energies 4(1):57–67. doi:10.3390/en4010057
Direktoratet for naturforvaltning. 2002, Fisketrapper i Norge, Notat 2002-3
Direktoratet for naturforvaltning. 2002. Slipp fisken fram! Fiskens vandringsmulighet gjennom kulverter og stikkrenner. Håndbok
22-2002. http://www.miljodirektoratet.no/old/dirnat/attachment/385/DN-h%C3%A5ndbok%2022-2002.jpg.pdf
DWA, 2005. Fish Protection Technologies and Downstream Fishways. Dimensioning, Design, Effectiveness Inspection. Hennef:
German Association for Water, Wastewater and Waste (DWA).
DWA - Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall. 2014. Merkblatt M-509: Fischaufstiegsanlagen und
fischpassierbare Bauwerke ‒Gestaltung, Bemessung, Qualitätssicherung. Hennef, 334 s.
Dumont, U., Danderer, P. & Schwevers, U. 2005. Handbuch Querbauwerke. MUNLV Nordrhein-Westfalen, ISBN 3-9810063-2-1.
Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall, ed. 2014. Fischaufstiegsanlagen und fischpassierbare
Bauwerke: Gestaltung, Bemessung, Qualitätssicherung. Mai 2014. DWA-Regelwerk, M 509. Hennef: DWA. ISBN 978-3-
942964-91-3
Ebel, G. (2013): Fischschutz und Fischabstieg an Wasserkraftanlagen Handbuch Rechen- und Bypasssysteme. BGF, Mitteilungen
aus dem Buro fur Gewasserokologie und Fischereibiologie Dr. Ebel (Band 4); Halle (Saale).
Egg, L., Mueller, M., Pander, J., Knott, J. & Geist, J. 2017. Improving European Silver Eel (Anguilla anguilla) downstream
migration by undershot sluice gate management at a small-scale hydropower plant, In Ecological Engineering 106, Part
A:349-357
Elliot, J. M. 1994. Quantitative Ecology and the Brow Trout. Oxford University Press. Oxford, New York, Tokyo. 298 s.
Environment Agency, UK. 2017. Elver and Eel Passes. A Guide to the Design and Implementation of Passage Solutions at Weirs,
Tidal Gates and Sluices. Oppdatert versjon 10/2017.
https://www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/297338/geho0411btqc-e-e.pdf
Environment Agency, UK. 2011. Screening at Intakes and Outfalls: Measures to Protect Eels. (2011)
https://www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/297342/geho0411btqd-e-e.pdf
EPRI-DOE. 2011. Conference on Environmentally-Enhanced Hydropower Turbines: Technical Papers. EPRI, Palo Alto, CA, and
U.S. Department of Energy, Washington, D.C.: 1024609
Faber, D. M.; Kim, J.; Ploskey, G. R.; Townsend, R. L.; Weiland, M. A.; Fu, T.; Deng, D.; Skalski, J. R.; Hughes, J. S.; Fischer, E. S.
& McComas, R. L. 2010. Evaluation of a Behavioral Guidance Structure at Bonneville Dam Second Powerhouse including
Passage Survival of Juvenile Salmon and Steelhead using Acoustic Telemetry, 2008. Richland, Washington, U.S. Army
Corps of Engineers, Portland District. Faculty of Engineering Science and Technology. Department of Hydraulic and
Environmental Engineering
Fahrig, L. 2003. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annu. Rev. Ecol. Systematics 34:487–515.
FAO 2002. Fish Passes Design, dimensions and monitoring. Rome, FAO.
Fergus T., Hoseth, K. A., Sæterbø, E. (red.). 2010 Vassdragshåndboka , Tapir forlag, Trondheim. ISBN 9788251924252. 428 s.
Ferguson, J. W. & Williams, J. 2002. Recommendations for improving fish passage at the Stornorrfors Power Station on the
Umealven, Umea, Sweden. Northwest Fisheries Science Center, Seatlle, W.A.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
65 av 69
Ferguson, J. W., Matthews, G. M., McComas, R. L., Absolon, R. F., Brege, D. A., Gessel, M. H. & Gilbreath, L. G. 2005. Passage of
adult and juvenile salmonids through federal Columbia River power system dams. NOAA Technical Memorandum NMFS-
NWFSC 64: i-xx, 1–160.
Fisher, R., D. Mathur, P. G. Heisey, R. Wittinger, R. Peters, B. Rinehart, S. Brown & Skalski, J. R. 2000. Initial test results of the
new Kaplan Minimum Gap Runner design on improving. Turbine Fish Passage Survival for the Bonneville First
Powerhouse. Rehabilitation Project, Voith Hydro, 12 s.
Fiskesperre i Nidelva: https://www.ae.no/aktuelt/nyheter/redder-laksen-i-nidelva/
Fjeldstad, H.-P. 2012. Atlantic Salmon Migration Past Barriers. Thesis for the degree of Philosophiae Doctor. Trondheim, 128-2012.
Norwegian University of Science and Technology
Fjeldstad, H. P., Uglem, I., Diserud, O. H., Fiske, P., Forseth, T., Kvingedal, E., Hvidsten, N. A., Økland, F. & Järnegren, J. A.,
2011. A concept for improving smolt migration past hydropower intakes. Journal of Fish Biology 81:642–663
Fjeldstad, H.-P. Alfredsen, K., & Forseth, T. 2013. Atlantic salmon fishways: The Norwegian Experience. VANN 2-2013
Forum Fischschutz. 2014. Empfehlungen und Ergebnisse des Forums „Fischschutz und Fischabstieg“–Synthesepapier-.
Umweltforschungsplan des Bundesministeriums fur Umwelt, Naturschutz,Bau und Reaktorsicherheit. Abrufbar unter:
http://forum-fischschutz.de
Gough, P., P. Philipsen, P.P. Schollema & Wanningen, H. 2012. From sea to source; International guidance for the restoration of sh
migration highways. Regional Water Authority Hunze en Aa’s. the Netherlands. www.fromseatosource.com
Gowans, A. R. D. & Armstrong, J. D. & Priede, I. G. 1999. Movements of adult Atlantic salmon in relation to a hydroelectric dam
and fish ladder. Journal of Fish Biology 54(4):713–726
Greenberg, L., Calles, O., Anderson, J. & Engqvist, T. 2012. Effect of trash diverters and overhead cover on downstream migrating
brown trout smolts. Ecological Engineering 48: 25-29
Grigull, M. 2015. Fish-ecological monitoring at the hydrodynamic screw “HYDROCONNECT” with “Albrecht fishLift inside” at
the Jesnitz River in Lower Austria. Masterarbeit, Universität fur Bodenkultur, Wien
Gum, B., Gross, R. & Geist, J. 2009. Conservation genetics and management implications for European grayling, Thymallus
thymallus: synthesis of phylogeography and population genetics. Fisheries Management and Ecology 16: 37–51
Haltunen, E. 2011. Staying alive - the survival and importance of Atlantic salmon post-spawners. PhD thesis. Univesitetet i Tromsø.
153 s.
Hart, D. D., & Poff, N. L. 2002. Introduction to Special Issue. BioScience 52(8): 653-655
Harza, R.M.C., 1992. Response of Atlantic Salmon Smolts to Louvers in the Holyoke Canal, Spring 1992. Holyoke canal
Downstream fish passage studies.
Hauer, C., Unfer, G., Tritthart, M. & Habersack, H. 2011: Effects of stream channel morphology, transport processes and effective
discharge on salmonid spawning habitats. Earth Surface Processes and Landforms 36, Issue 5
Haugland Ø. og Vågnes Hjelle I. M. 2015. Frie fiskeveger. Utbedring av vandringshinder for fisk. Statens Veivesen Rapport nr. 459
https://www.vegvesen.no/_attachment/1117935/binary/1078427?fast_title=Frie+fiskeveger+-
+Utbedring+av+vandringshinder+for+fisk.pdf
Heggenes, J., Qvenild, T., Stamford, M. D. & Taylor, E. B. 2006. Genetic structure in relation to movements in wild European
grayling (Thymallus thymallus) in three Norwegian rivers. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 63: 1309–
1319
Hogan, T.W., Cada, G.F. & Amaral, S.V. 2014. The Status of Environmentally Enhanced Hydropower Turbines. Fisheries 39(4):
164-172
Huitfeldt-Kaas, H. 1904. Aalefiskeri i ferskvand. Norsk Jæger- og Fisker-ForeningsTidsskrift 1904: 81-102
Hvidsten, N. A., Jensen, A. J., Vivås, H., Bakke, Ø. & Heggberget, T. G. 1995. Downstream migration of Atlantic salmon smolts in
relation to water flow, water temperature, moon phase and social interaction. Nordic Journal of Freshwater Research 70:
38–48
ICPDR, 2013. Measures for ensuring fish migration at transversal structures. International commission for the protection of the
Danube river, 50 s.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
66 av 69
Jansen, H. M., Winter, H. V., Bruijs, M. C. M. & Polman, H. J. G. 2007. Just go with the flow? Route selection and mortality during
downstream migration of silver eels in relation to river discharge2007. ICES. Journal of Marine Science 64: 1437–1443
Jepsen, N., Aarestrup, K., Økland, F. & Rasmussen, G. 1998. Survival of radiotagged Atlantic salmon (Salmo salar L.)and trout
(Salmo trutta L.) smolts passing a reservoir during seaward migration. Hydrobiologia 371/372: 347-353
Jenssen, L., Fergus T. & Tesaker, E. 2009: Veileder for dimensjonering og erosjonssikrig av stein. NVE veileder 4/2009. NVE Oslo
http://publikasjoner.nve.no/veileder/2009/veileder2009_04.pdf
Jenssen, L., Tesaker, E., Lund, S., & Huber, D. 2006. lnntakshåndboken - Rettledning og utforming av inntak til små kraftverk i
Norge. NVE's hustrykkeri. ISSN: 1501-0678
Johlander, A. & Tielman, J. 1999. River Mörrumsån spring 1999: A study on downstream migrating salmonids at Hemslö upper and
lower hydroelectric facilities. (Swedish) Fiskeriverket och Sydkraft Vattenkraft AB. 21 s.
Jonsson, B. & Jonsson, N. 2011: Ecology of Atlantic salmon and brown trout. Springer 2011 (ISBN 978-94-007-1188-4) NINA
Junge, C., Museth, J., Kraabøl, M., Hindar, K. & Vøllestad, A. 2014. Assessing the consequences of habitat fragmentation for two
migratory salmonid fishes. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 24: 297-311
Jungwirth, M., Haidvogel, G., Moog, O., Muhar, S.& Schmutz, S. 2003. Angewandte Fischökologie an Fließgewässern. Facultas
Wien. ISBN 978-3825221133
Katopodis C, & Williams J. G. 2012. The development of fish passage research in a historical context. Ecological Engineering 48: 8-
18
Knudsen, F. R., Enger, P. S., & Sand, O. 1994. Avoidance responses to low frequency sound in downstream migrating Atlantic
salmon smolt, Salmo salar. Journal of fish biology 45: 227-233
Koed, A., Rasmussen, G., Holdensgård, G. & C. Pedersen, 1996. Tangetrappen 1994–95. DFU-Rapport
Koed, A., Jepsen, N., Aarestrup, K. &. Nielsen, C. 2002 Initial mortality of radio-tagged Atlantic salmon (Salmo salar L.) smolts
following release downstream of a hydropower station. Hydrobiologia 483: 31-37
Kolbinger, A. 2000. Fischbiologische Kartierung der Durchgängigkeit niederbayerischer Fließgewässer. Schriftenreihe des
Landesfischereiverbandes Bayern 6:156 s.
Kraabøl, M. & Museth, J. 2007: Fisketrapper i Glomma og Søndre Rena. NINA rapport 306.
Kraabøl, M. 2012. Reproductive and migratory challenges inflicted on migrant brown trout (Salmo trutta L.) in a heavily modified
river. PhD thesis. Trondheim: NTNU, Institutt for biologi, 28 pp.
Kraabøl, M. Arnekleiv, J. V. & Museth, J. 2008. Efforts to aid downstream migrating brown trout (Salmo trutta L.) kelts and smolts
passing a hydroelectric dam and a spillway. Fisheries Management and Ecology 15: 417–423.
Kriewitz, C. R. 2015. Leitrechen an Fischabstiegsanlagen:Hydraulik und Fischbiologische Effizienz. VAW-Mitteilungen 230,
Versuchsanstalt fur Wasserbau, Hydrologie und Glaziologie(VAW), (R. M. Boes, ed.), ETH Zurich, Schweiz.
Kriström, B., Calles, O., Greenberg, L.A., Leonardsson, K., Paulrud, A. & B. Ranneby, 2010. Cost-Benefit Analysis of River
Regulation: The case of Emån and Ljusnan Scientific summary report (In Swedish with extended English summary).
Elforskrapport. 89 s.
Kroglund, F., Haugen, T., Güttrup, J., Hawley, K., Johansen, J., Rosten, C., Kristensen, T. & Tormodsgard, L. 2011. Effekter av å
passere en kraftverksturbin på smoltoverlevelse og atferd. Betydningen av tiltak. NIVA-rapport, 6139
Kroglund, F., Haraldstad, T., & Güttrup, J. 2013. Bruk av isløpet som utvandringsrute for laks ved Rygene kraftverk, Nidelva. NIVA
rapport, 6592, 64 s.
Kroglund, F, Haraldstad, T., Güttrup, J. & Hegeland, P.V. 2014. Evaluering av tiltak for nedvandrende blankål ved elvekraftverk.
Resultater fra forsøk ved Fosstveit kraftverk, 2010- 2013. NIVA-rapport 6722-2014
Laine, A., Kamula, R & Hooli, P. 1998. Fish and lamprey passage in a combined Denil and vertical slot fishway. Fisheries
Management and Ecology 5(1):33–44
Larinier, M. & Travade, F., 2002. Downstream migration: problems and facilities. Bulletin Francais De La Peche Et De La
Pisciculture 364: 181-207
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
67 av 69
Larinier, M., Travade, F. & Porcher, J. P. 2002. Fishways: Biological basis, design criteria and monitoring. Bulletin Francais de la
Peche et de la Pisculture 364: 1–208.
Liao, J. C. 2007. A review of fish swimming mechanics and behaviour in altered flows. Philosophical Transactions of the Royal
Society B 362: 1973–1993.
Lindmark, E. & Gustavsson, L. H. 2008. Field study of an attraction channel as entrance to fishways. River Research and
Applications 24: 564–570
Linlökken, A. 1993. Efficiency of fishways and impact of dams on the migration of grayling and brown trout in the Glomma River
system, southeastern Norway. Regulated Rivers: Research & Management 8:145–153
Løkensgard, T. 1984. Laksetrapp. - I: Jensen, K.W. (red.). Sportsfiskerens leksikon. Kunnskapsforlaget, Oslo, s. 422-432
Lucas M.C. & Baras E. 2001 Migration of Freshwater Fishes. Oxford: Blackwell Science, 420 s.
Mallen-Cooper, M. & Brand, D.A. 2007. Non-salmonids in a salmonid fishway: what do 50 years of data tell us about past and future
fish passage? Fisheries Management and Ecology 14: 319-332
Meijnen, R., Grünig, T. (2013): Die fischfreundliche Turbine ein innovativer Losungsansatz. WasserWirtschaft Ausgabe 10/2013.
Montèn, E. 1985. Fish och turbiner. Om fiskars möjligheter att oskadda passere genem kraftverksturbiner. Vattenfall, Stochholm. 116
s.
Museth, J. 2016. Restoring and monitoring fish migrations in large inland rivers in Norway. Nasjonal konferanse om fiskepassasjer;
2016-11-10. NINA
Museth, J., Johnsen, S.I., Kjærstad, G., Teigen, J., Kraabøl, M. & Arnekleiv, J.V. 2013. Etablering av Kåja kraftverk i
Gudbrandsdalslågen. Utredning av konsekvenser for harr, ørret og bunndyr. NINA Rapport 899. 65 s.
Museth, J., Johnsen, S.I., Sandlund, O.T., Arnekleiv, J.V., Kjærstad, G. & Kraabøl, M. 2012. Tolga kraftverk. Utredning av
konsekvenser for fisk og bunndyr. - NINA Rapport 828: 80 s. + vedlegg. Norsk institutt for naturforskning (NINA),
Lillehammer
Näslund, I., Nordwall, F., Eriksson, T., Hannersjø, D. & Eriksson, L.-O. 2005. Long-term responses of a stream-dwelling grayling
population to restrictive fishing regulations. Fisheries Research 72: 323-332
Nilsson, C., Reidy, C. A., Dynesius, M., & Revenga, C. 2005. Fragmentation and flow regulation of the world’s large river systems.
Science 308: 405-408
NOAA (National Oceanic and Atmospheric Administration. 2012. Diadromous fish passage: A primer on technology, planning, and
design for the Atlantic and Gulf Coasts. 162 s.
Noatch, M. R., & Suski, C. D. 2012. Non-physical barriers to deter fish movements. Environmental Reviews 20(1), 71-82. DOI:
10.1139/a2012-001.
Noonan, M. J., Grant, J. W. A. & Jackson, C. D. 2011. A quantitative assessment of fish passage efficiency. Fish and Fisheries 13
(4): 450-464. DOI: 10.1111/j.1467-2979.2011.00445.x.
Nyqvist, D., P.A. Nilsson, I. Alenäs, J. Elghagen, M. Hebrand, S. Karlsson, S. Kläppe, O. Calles. 2017: Upstream and downstream
passage of migrating adult Atlantic salmon: Remedial measures improve passage performance at a hydropower dam, In
Ecological Engineering, Volume 102, 2017, Pages 331-343, ISSN 0925-8574,
https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2017.02.055. (http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0925857417301222)
Otero, J., L'Abée-Lund, J.H., Castro-Santos, T., Leonardsson, K., Storvik, G.O., Jonsson, B., Dempson, B., Russell, I.C., Jensen,
A.J., Baglinière, J.-L., Dionne, M., Armstrong, J.D., Romakkaniemi, A., Letcher, B.H., Kocik, J.F., Erkinaro, J., Poole, R.,
Rogan, G., Lundqvist, H., MacLean, J.C., Jokikokko, E., Arnekleiv, J.V., Kennedy, R.J., Niemelä, E., Caballero, P., Music,
P.A., Antonsson, T., Gudjonsson, S., Veselov, A.E., Lamberg, A., Groom, S., Taylor, B.H., Taberner, M., Dillane, M.,
Arnason, F., Horton, G., Hvidsten, N.A., Jonsson, I.R., Jonsson, N., McKelvey, S., Næsje, T.F., Skaala, Ø., Smith, G.W.,
Sægrov, H., Stenseth, N.C. & Vøllestad, L.A. 2014. Basin-scale phenology and effects of climate variability on global
timing of initial seaward migration of Atlantic salmon (Salmo salar). Global Change Biology 20: 61-75
Pavlov, D.S. 1989. Structures assisting the migration of non-salmonid fish. FAO Tech, Paper 308, 97 s.
Pedersen M. I., Jepsen, N., Aarestrup, K., Koed A., Pedersen, S. & Økland, F.,2012. Loss of European silver eel passing a
hydropower station. Journal of Applied Ichthyology 28: 189–193
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
68 av 69
Peven, C. M. & Mosey, T. R. 1999. Development of surface bypass and collection at Rocky Reach Dam, Columbia River.
Innovations in Fish Passage Technology. Bethesda, MD, American Fisheries Society: 69-92
Porcher, J. P., 2002. Fishways for eels. Bulletin Francais De La Peche Et De La Pisciculture 364:147–155
Poulet, N. 2007. Impact of weirs on fish communities in a Piedmont stream. River Research and Applications 23: 1038–1047
Pugh J.G., Monan, E. & Smith J.R. 1970: Effect of water velocity on the fish-guiding efficiency of an 'electrical guiding system'.
Fishery Bulletin of the U.S. Fish and Wildlife Service V.68. www.st.nmfs.noaa.gov/spo/FishBull/68-2/pugh.pdf
Pulg, U. 2009: Laichplaetze der Bachforelle (Salmo trutta) in der Moosach die Bewertung ihrer Funktionsfaehigkeit, ihre
Degradierung und ihre Restaurierung. Dissertation am Lehrstuhl fuer Landschaftsoekologie der Technischen Universitaet
München. München http://mediatum2.ub.tum.de/node?id=680304
Pulg, U., Barlaup, B. T., Velle, G., Gabrielsen, S.-E., Stranzl, S., Olsen, E.E., Lehmann, G. B., Wiers, T., Skår, B., Normann, E. &
Fjeldstad H.-P. 2017. Tiltakshåndbok for bedre fysisk vannmiljø: God praksis ved miljøforbedrende tiltak I elver og bekker.
Uni Miljø Research. Rapport nr. 296
Quigley, J. T. & Harper, D. J. 2006. Effectiveness of fish habitat compensations in Canada in achieving no net loss. Environmental
management 7: 351-366
Raynal, S. Chatellier, L., Courret, D., Larinier, M. & David, L. 2014. Streamwise bars in fish-friendly angled trashracks. Journal of
hydraulic research 52 (3) 426-431
Rikardsen, A. & Dempson, J. B. 2011. Dietary Life-support: The Food and Feeding of Atlantic Salmon at Sea. Chapter 5 in Aas, Ø.,
Einum, S., Klemetsen, A. & Skurdal. J. (Editors). Atlantic Salmon Ecology. Oxford: Blackwell Publishing Ltd. 467 s. ISBN
978-1-4051-9769-4.
Romundstad, A. T. 1991. Biologiske og fiskeokonomiske forutsetninger for fisketrapper. Norske erfaringer. Side 65-83 in F. E.
Krogh, and L. M. Sattem, editors. Villaksseminaret Kompendium, Lærdal 31. mai-1.juni 1991 [In Norwegian].ISBN 82-
91031-05-3.
Roscoe, D. W.& Hinch, S. G. 2010. Effectiveness monitoring of fish passage facilities: historical trends, geographic patterns and
future directions. Fish and Fisheries 11: 12-33.
Rosten, C., Gozlan, R., E. & Lucas, M. C. 2013. Diel and seasonal movements of the critically endangered European eel. Vann, 1, 89-
95
Scruton, D.A., Pennell, C.J., Bourgeois, C.E., Goosney, R.F., King, L., Booth, R.K., Eddy, W., Porter, T.R., Ollerhead, L.M.N. &
Clarke, K.D. 2008. Hydroelectricity and fish: a synopsis of comprehensive studies of upstream and downstream passage of
anadromous wild Atlantic salmon, Salmo salar, on the Exploits River, Canada. Hydrobiologia 609, 225–239.
Skoglund, H., Wiers, T., Normann, E., Barlaup, B. T., Lehmann, Bekke, G. Landro, Y., Pulg, U., Velle, G., Gabrielsen, S. E.& Stranzl,
S. F. 2017. Gytefisktelling og uttak av rømt oppdrettslaks i elver på Vestlandet høsten 2016.. Uni Research Miljø. LFI Uni
Miljø (292). 33 s.
Seifert, K. 2016: Fischaufstiegsanlagen in Bayern. Hinweise und Empfehlungen zur Planung Bau und betrieb. 2. Edition.
Landesfischereiverband Bayern e.V. und Bayerisches Landesamt fuer Umwelt. Muenchen. Germany.
http://lfvbayern.de/download/fischaufstiegsanlagen-in-bayern
Sømme, I.D. 1941: Ørrethåndboka. Ørretfiske, ferskvannsfiske, fiskekultur. Jakob Dybwalds forlag: Oslo
Sørensen, J. (ed) 2013. Vannkraftkonsesjoner som kan revideres innen 2022. Nasjonal gjennomgang og forslag til prioriteringer.
NVE rapport 49/2013
Silva AT, Lucas MC, Castro-Santos T, m.fl. The future of fish passage science, engineering, and practice. Fish Fisheries 2017; 00:1–
23. https://doi.org/10.1111/faf.12258
Szabo-Meszaros, M., Navaratnam, C. U., Aberle, J., Silva, A. T., Forseth, T., Calles, O., Fjeldstad, H.-P. og Alfredsen, K. 2018.
Experimental hydraulics on fish-friendly trash-racks: an ecological approach. Ecological Engineering 113, pp 1-20
Thorstad E.B. (eds.). 2010. Miljøbasert Vannføring 1-2010: 136 s. Norges vassdrags- og energidirektorat
Thorstad, E. B., F. Økland, Aarestrup, K. & Heggberget, T. G. 2008. Factors affecting the within-river spawning migration of
Atlantic salmon, with emphasis on human impacts. Reviews in Fish Biology and Fisheries 18(4):345–371.
PROSJEKTNR
502001131-13
PROSJEKTNOTATNR
2017:00723
VERSJON
1
69 av 69
Thorstad, E. B., Johnsen, B. O., Forseth, T., Alfredsen, K., Berg, O.K., Bremset, G., Fjeldstad, H.-P., Grande, R., Lund, E., Myhre,
K. O.& Ugedal, O. 2001. Fiskesperrer som supplement eller alternativ til kjemisk behandling i vassdrag infisert med
Gyrodactylus salaris. DN-utredning 2001-9, 66 s.
Thorstad, E. B., Larsen, B. M., Finstad, B., Hesthagen, T., Hvidsten, N. A., Johnsen, B. O., Næsje, T. F. & Sandlund, O. T. 2011.
Kunnskapsoppsummering om ål og forslag til overvåkingssystem i norske vassdrag. - NINA Rapport 661. 69 s.
Thorstad, E. B., Økland, F., Kroglund, F. & Jepsen, N. 2003. Upstream migration of Atlantic salmon at a power station on the River
Nidelva, Southern Norway. Fisheries Management and Ecology 10:139–146
Travade, F. & Larinier, M. (2002). Chapter 12 MONITORING TECHNIQUES FOR FISHWAYS. Bulletin Francais De La Peche Et
De La Pisciculture 364: 166-180.
Tsikata, J. M., Tachie, M. F. & Katopodis, C. 2014. Open channel turbulent flow through bar racks. Journal of Hydraulic Research
52 (5): 630-643
Turnpenny, A. W. H, Struthers, G. & Hanson, K. P. 1998. A UK guide to intake fish screening regulations, policy and best practice.
Fawley Aquatic Research Laboratories LTD & Hydroplan
van Leeuwen, C. H. A., Museth, J.; Sandlund, O. T. Qvenild, T. &Vøllestad, L. A. 2016. Mismatch between fishway operation and
timing of fish movements: A risk for cascading effects in partial migration systems. Ecology and Evolution 6(8): 2414-2425
van Leeuwen, C. H. A., Dokk, T., Haugen, T., Kiffney, P. and Museth, J. 2017. Small larvae in large rivers: observations on downstream
movement of European grayling Thymallus thymallus during early life stages. Journal of Fish Biology 90(6): 2412-2424.
van Leeuwen, C. H. A, Dalen, K., Museth, J., Junge C., & Vøllestad, A. 2017b. Habitat fragmentation has interactive effects on the
population genetic diversity and individual behaviour of a freshwater salmonid fish. River Research and Applications 34: 60-
68
Venter, O., Brodeur, N. N. Nemiroff, L. Belland, B., Dolinsek I. J. & Grant, J. W. A. 2006. Threats to Endangered Species in
Canada. Bioscience 56: 903-910
WGEEL, I. 2017. Report of the Joint EIFAAC/ICES/GFCM Working Group on Eels (WGEEL. ICES WGEEL REPORT)
Wickström, H. 2002. Monitoring of eel recruitment in Sweden. Volume 2A: Country reports, Northern part: 69–86. In: Monitoring of
glass eel recruitment. Dekker, W. (Ed). Netherlands Institute of Fisheries Research, Ijmuiden, The Netherlands, Report
C007/02-WD, 256 s.
Williams, J. G., Armstrong, G., Katopodis, C., Larinier, M. & Travade, F. 2011. Thinking like a fish: A key ingredient for
development of effective fish passage facilities at river obstructions. River Research and Applications 28:407-417
Williams, J.G., 1998. Fish passage in the Columbia River, USA and its tributaries: problems and solutions. p. 180–191. In: Fish
Migration and Fish Bypasses. (Eds: Jungwirth, Schmutz & Weiss). Fishing News Book, University Press, Cambridge
Økland, F., Kvingedal, E., Lamberg, A., Kroglund, F., Forseth, T., Diserud, O. & Uglem, I. 2013. Smoltutvandring forbi Laudal
Kraftverk i Mandalselva i 2013. - NINA Rapport 1067. 38 s.
Økland, F., Teichert, M. A. K., Thorstad, E. B., Havn, T. B., Heermann, L., Sæther, S. A., Diserud, O.H ., Tambets, M., Hedger, R.
D. & Borcherding, J. 2016. Downstream migration of Atlantic salmon smolt at three German hydropower stations. NINA
Report 1203. 47 s.
Økland, F., Teichert, M. A. K., Havn, T. B., Thorstad, E. B., Heermann, L., Sæther, S. A., Tambets, M. & Borcherding, J. 2017.
Downstream migration of European eel at three German hydropower stations. NINA Report 1355: 53 s.
Östergren, J. & Rivinoja, P. 2008. Overwintering and downstream migration of sea trout (Salmo trutta L.) kelts under regulated
flows—northern Sweden. River Research. & Application 24: 551–563
Teknologi for et bedre samfunn
www.sintef.no
Article
Full-text available
This review provides a summary of knowledge on two-way fish migration of salmonids and eels past hydroelectric plants in Europe. On the basis of a summary of international literature, general designs and recommendations for best practices for fish-pass facilities are provided. The review is part of the Norwegian SafePass project, which focuses on Atlantic salmon, brown trout, grayling and European eel. According to recent international recommendations, many existing European fishways for upstream migration do not have an optimal design. This is especially evident for denil and pool-and-weir fishways in inland areas with species such as grayling and brown trout. Based on the review, we generally recommend (1) using ramps, nature-like channels and vertical-slot fishways for these species and (2) reducing water drop between the pools in pool-and-weir fishways and reducing energy dissipation compared with the design of traditional Atlantic salmon ladders. There are few well-functioning passages for downstream migration of fish in Europe and significant progress has been made in the past decade to improve technology and knowledge. Several international studies have shown that physical structures, such as fine-mesh trash racks with alternative escape routes and bypass arrangements, provide >90% passage efficiency for downstream migration, especially for brown trout and salmon, and have, in recent years, shown good results also for silver eels.
Article
Full-text available
The authors outline in this paper the basic principles which can be used as a guide for planning fish passage facilities at dams or obstructions. The first part adresses the negative effect of barriers across rivers on natural fish population, contributing to the reduction of abundance and even the extinction of species. French statutory legislation on fish passage at obstructions is given. Functional features and design parameters are described for different types of fish facilities, focusing on the advantages, the limits and the cost of each type: pool type fish passes, baffle fish passes, fish locks, fish elevators, natural bypass channels, pre-barrages. Stress is laid on the importance of the location of the fishway, hydraulic conditions and the flow discharge at the entrance. Special mention is made of fish facilities for shad, young eels and elvers. Various monitoring techniques to evaluate fish passage efficiency are presented (trapping, automatic counters, video recording, telemetry). Fish passage through culverts, rock weirs and at estuarine obstruction are addressed. Downstream migration problems at hydroelectric power plants are discussed in the last part: evaluation of fish mortality in spillways and hydraulic turbines, design of fish screening and alternative behavioural diversionary techniques used to prevent entry of downstream migrants into intakes. Special mention is made of the most popular technology in France, i.e. surface downstream bypasses associated with conventional trashracks, focusing on their design criteria, advantages and limits.
Article
Full-text available
Much effort has been devoted to developing, constructing and refining fish passage facilities to enable target species to pass barriers on fluvial systems, and yet, fishway science, engineering and practice remain imperfect. In this review, 17 experts from different fish passage research fields (i.e., biology, ecology, physiology, ecohydraulics, engineering) and from different continents (i.e., North and South America, Europe, Africa, Australia) identified knowledge gaps and provided a roadmap for research priorities and technical developments. Once dominated by an engineering-focused approach, fishway science today involves a wide range of disciplines from fish behaviour to socioeconomics to complex modelling of passage prioritization options in river networks. River barrier impacts on fish migration and dispersal are currently better understood than historically, but basic ecological knowledge underpinning the need for effective fish passage in many regions of the world, including in biodiversity hotspots (e.g., equatorial Africa, South-East Asia), remains largely unknown. Designing efficient fishways, with minimal passage delay and post-passage impacts, requires adaptive management and continued innovation. While the use of fishways in river restoration demands a transition towards fish passage at the community scale, advances in selective fishways are also needed to manage invasive fish colonization. Because of the erroneous view in some literature and communities of practice that fish passage is largely a proven technology, improved international collaboration, information sharing, method standardization and multidisciplinary training are needed. Further development of regional expertise is needed in South America, Asia and Africa where hydropower dams are currently being planned and constructed.
Article
Full-text available
Sufficient genetic diversity can aid populations to persist in dynamic and fragmented environments. Understanding which mechanisms regulate genetic diversity of riverine fish can therefore advance current conservation strategies. The aim of this study was to investigate how habitat fragmentation interacted with population genetic diversity and individual behaviour of freshwater fish in large river systems. We studied a population of the long-distance migratory, iteroparous freshwater salmonid European grayling (Thymallus thymallus) in south-eastern Norway. Genotyping (n = 527) and radio-tracking (n = 54) of adult fish throughout a 169-km river section revealed three major migration barriers limiting gene flow and depleting genetic diversity upstream. Individuals from upstream areas that had dispersed downstream of barriers showed different movement behaviour than local genotypes. No natal philopatry was found in a large unfragmented river section, in contrast to strong fidelity to spawning tributaries known for individuals overwintering in lakes. We conclude that (a) upstream sub-populations in fragmented rivers show less genetic variation, making it less likely for them to adapt to environmental changes; (b) fish with distinct genotypes in the same habitat can differ in their behaviour; (c) spawning site selection (natal philopatry) can differ between fish of the same species living in different habitats. Together this implies that habitat loss and fragmentation may differently affect individual fish of the same species if they live in different types or sections of habitat. Studying behaviour and genetic diversity of fish can unravel their complex ecology and help minimize human impact.
Article
Full-text available
Hydropower plants have been linked with high mortality and passage impairments during Silver Eel (Anguilla anguilla) downstream migration, but there is still a lack of effective and economically viable management options for safe power plant passage. This study used an Adaptive Resolution Imaging Sonar (ARIS) to investigate how undershot sluice gate management at a small-scale hydropower plant affects Silver Eel behavior during downstream migration. Not a single eel out of 1323 counts used the eel bypass system, which is currently considered a technical standard. Instead, Silver Eels approached the opening of an undershot sluice gate and effectively used this corridor during their downstream migration. The opening size of the undershot sluice gate and the resulting higher current velocities in front of this corridor were identified as the most important triggers. Migration occurred primarily at night and peaked with rising discharge. This study suggests that undershot sluice gates can be used as a cost-effective downstream migration pathway and should be operated at night on rising discharge during the peak migration period for eels.
Article
Full-text available
Behaviour of early life stages of the salmonid European grayling Thymallus thymallus was investigated by assessing the timing of larval downstream movement from spawning areas, the depth at which lar-vae moved and the distribution of juvenile fish during summer in two large connected river systems in Norway. Trapping of larvae moving downstream and electrofishing surveys revealed that T. thy-mallus larvae emerging from the spawning gravel moved downstream predominantly during the night, despite light levels sufficient for orientation in the high-latitude study area. Larvae moved in the water mostly at the bottom layer close to the substratum, while drifting debris was caught in all layers of the water column. Few young-of-the-year still resided close to the spawning areas in autumn, suggesting large-scale movement (several km). Together, these observations show that there may be a deliberate , active component to downstream movement of T. thymallus during early life stages. This research signifies the importance of longitudinal connectivity for T. thymallus in Nordic large river systems. Human alterations of flow regimes and the construction of reservoirs for hydropower may not only affect the movement of adult fish, but may already interfere with active movement behaviour of fish during early life stages.
Technical Report
Full-text available
The aim of this study was to examine migration routes and losses of Atlantic salmon smolt past three hydropower stations, which were the Unkelmühle (River Sieg), Gengenbach (River Kinzig), and Kuhlemühle (River Diemel) power stations. These three power stations represent the use of different technologies to reduce negative impact on downstream migrating fish. The study was performed by tagging 525 Atlantic salmon smolt with radio transmitters and recording their migration when passing the power stations. In 2015, the loss of downstream migrating smolt due to the power station was 12.8% at Unkelmühle and 3.1-6.3% at the power station in Gengenbach. This represents the percentage of smolt entering the power station area that were lost due to this being a power station instead of a free-flowing river. Immediate mortality for smolt that passed through the Archimedes screw turbine at Kuhlemühle was estimated at 0-8%. Results showed that also reservoirs upstream of power stations can be areas of high mortality. Of smolt entering the reservoir upstream of Unkelmühle, 7.2% and 17.1% (two study years) were lost due to this being a reservoir instead of a free-flowing river. The main reason was likely presence of more fish predators (i.e., larger fishes eating smolt) in the slowflowing reservoir compared to the free-flowing river stretches.