04 Østlandsforskning 404 mi miljøtilpasninger...

4 04044 04044 04044 04044 04Mi

m i l j ø v i r k n i n g e r

a v f l o m o g

f l o m f o r e b y g g e n d e

t i l t a k

Ø S T L A N D S F O R S K N I N G

Miljøtilpasninger ved eksisterende og nyeflomsikringstiltak – en litteraturstudie

K o n t o r a d r e s s e : M i d d e l t h u n s g t . 2 9

P o s t a d r e s s e : P o s t b o k s 5 0 9 1 M a j . 0 3 0 1 O s l o

T o r b j ø r n Ø s t d a h l o g T r o n d T a u g b ø l

Fors

ide

bil

de

: K

on

stru

ksjo

n a

v b

un

e,

Flis

ava

ssd

rag

et,

He

dm

ark

. Fo

to:

Arn

e H

am

ma

rsla

nd

/NV

E R

eg

ion

Øst

. Fo

rsid

ed

esi

gn

: G

aze

tte

.La

you

t: A

BC

Vis

ue

ll K

om

mu

nik

asj

on

. Tr

ykk:

Wo

rum

s Tr

ykke

ri.

ISB

N 8

2-41

0-03

53-6

HYDRA er et forskningsprogram om flom initiertav Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE) i1995. Programmet har en tidsramme på 3 år, medavslutning medio 1999, og en kostnadsramme på ca. 18 mill. kroner. HYDRA er i hovedsak finansiertav Olje- og energidepartementet.

Arbeidshypotesen til HYDRA er at summen av allemenneskelige påvirkninger i form av arealbruk,reguleringer, forbygningsarbeider m.m. kan ha øktrisikoen for flom.

Målgruppen for HYDRA er statlige og kommunalemyndigheter, forsikringsbransjen, utdannings- ogforskningsinstitusjoner og andre institusjoner. Nedenfor gis en oversikt over fagfelt/tema somblir berørt i HYDRA:

• Naturgrunnlag og arealbruk • Skaderisikoanalyse• Tettsteder• Miljøvirkninger av flom og flomforebyggende

tiltak• Flomdemping, flomvern og flomhandtering• Databaser og GIS• Modellutvikling

Sentrale aktører i HYDRA er; Det norske meteoro-logiske institutt (DNMI), Glommens og LaagensBrukseierforening (GLB), Jordforsk, Norges geo-logiske undersøkelse (NGU), Norges Landbruks-høgskole (NLH), Norges teknisk-naturviten-skapelige universitet (NTNU), Norges vassdrags-og energidirektorat (NVE), Norsk institutt for jord-og skogkartlegging (NIJOS), Norsk institutt forvannforskning (NIVA), SINTEF, Stiftelsen forNaturforskning og Kulturminneforskning(NINA/NIKU) og universitetene i Oslo og Bergen.HYDRA is a research programme on floods initi-

HYDRA - et forskningsprogramom flom

HYDRA - a research programmeon floods ated by the Norwegian Water Resources andEnergy Directorate (NVE) in 1995. The programmehas a time frame of 3 years, terminating in 1999,and with an economic framework of NOK 18 mil-lion. HYDRA is largely financed by the Ministry ofPetroleum and Energy.

The working hypotesis for HYDRA is that the sumof all human impacts in the form of land use, regulation, flood protection etc., can have in-creased the risk of floods.

HYDRA is aimed at state and municipal authorities,insurance companies, educational and research in-stitutions, and other organization.An overview of the scientific content in HYDRA is:

• Natural resources and land use• Risk analysis• Urban areas• Flood reduction, flood protection and flood

management• Databases and GIS• Environmental consequences of floods and

flood prevention measures• Modelling

Central institutions in the HYDRA programme are;The Norwegian Meteorological Institute (DNMI),The Glommens and Laagens Water ManagementAssociation (GLB), Centre of Soil andEnvironmental Research (Jordforsk), The Norwegian Geological Survey (NGU), The Agriculture University of Norway (NLH), The Norwegian University of Science andTechnology (NTNU), The Norwegian WaterResources and Energy Directorate (NVE), TheNorwegian Institute of Land Inventory (NIJOS), The Norwegian Institute for Water Research(NIVA), The Foundation for Scientific andIndustrial Research at the Norwegian Institute ofTechnology (SINTEF), The Norwegian Institute forNature and Cultural Heritage Research(NINA/NIKU) and the Universities of Oslo andBergen.

Miljøtilpasninger vedeksisterende og nyeflomsikringstiltak

– en litteraturstudie

av

Torbjørn Østdahl og Trond TaugbølØstlandsforskning

HYDRA-rapport nr. Mi04

Rapporten er en kunnskapsoppsummering om miljøtil-pasninger i forhold til eksisterende og nye flomsikrings-tiltak. Den er basert på litteraturstudier, studiebesøk ogsamtaler med fagfolk i inn- og utland. Arbeidet ergjennomført av Torbjørn Østdahl og Trond Taugbøl vedØstlandsforskning i perioden mars 1998 til januar 1999.Jostein Skurdal takkes for nyttige kommentarer.

I forbindelse med studietur til Tyskland og Østerrike vilforfatterne spesielt få takke Horst Barnikel (Wasser-wirtschaftsamt Rosenheim), Karl Reitbauer (WWAWeilheim) og Walter Biasi (Baubezirksamt Kufstein) fortilrettelegging og omvisning. Takk også til MogensBjørn Nielsen og Hans Harald Hansen (Sønderjyllandsamt), Per Søby Jensen (Ringkjøbings amt) og Hans Ole

Hansen (Danmarks Miljøundersøgelser) for verdifullinformasjon og omvisning ved studiebesøket i Danmark.Videre er vi takknemlige for informasjon fra en rekkeandre personer og institusjoner i løpet av prosjektperio-den, spesielt takkes NVE Region Øst som også har låntut flere bilder til illustrasjonsbruk.

Lillehammer, januar 1999

Torbjørn Østdahlprosjektleder

2 Miljøtilpasninger ved eksisterende og nye flomsikringstiltak – en litteraturstudie

Forord

Begreper som brukes i rapporten

Miljøtilpasning av flomsikringstiltak - brukes som fellesbetegnelse på to ulike grupper tiltak:

• tiltak for å redusere negative miljøeffekter av eksiterende flomsikringstiltak• nye flomsikringstiltak som vektlegger løsninger med lite negative miljøeffekter (benevnes miljøvennlige flomfore-

byggende tiltak i rapporten).

Tiltakene for å redusere negative miljøeffekter av eksiterende flomsikringstiltak består av 3 hovedgrupper tiltak somrepresenterer ulik grad av tilbakeføring av vassdraget i retning av naturlige strukturer og funksjoner:

• Restaurering (økologisk restaurering) – re-etablering av naturlige prosesser og funksjoner i forbindelsene mellomøkosystemene i vannet og i kantsonene langs vassdraget, dvs. tilbakeførsel til tilstanden før påvirkning.

• Rehabilitering – delvis tilbakeføring til struktur og funksjon før forstyrrelse. Pragmatisk tilnærming hvor en velgerut noen egenskaper/kjennetegn som forbedres.

• Avbøtende tiltak – enhver forbedring i miljøkvalitet i område der det tidligere har skjedd inngrep og hvor for-bedringen enten kan bli gjort ut fra hensynet til en enkelt art eller for å legge bedre til rette for spesielle bruker-interesser.

Side

Sammendrag . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5

Summary . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7

DEL 1 MÅLSETTINGER, METODER OG FAGLIG BASIS

1. Innledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91.1 HYDRA-programmet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91.2 Målsettinger med prosjektet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91.3 Organisering av rapporten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101.4 Prosesser og mønstre i elvesystemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101.4.1 Langsgående gradienter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101.4.2 Laterale og vertikale gradienter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 111.4.3 Naturlige forstyrrelser og temporære mønstere . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 111.4.4 Habitatdiversitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12

2. Metoder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1 Metoder for datainnsamling . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.1 Søk i litteraturbaser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.2 Søk på Internett . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.3 Kontakt med fagmiljøer i Norge . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.4 Besøk ved fagmiljøer i Europa . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.5 Bruk av materiale fra og avgrensninger mot andre prosjekter ved Østlandsforskning . . . . . . . . . . . . . . . 132.1.6 Avgrensing mot NVE’s Vassdragshåndbok . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142.2 Definisjoner og kategoriseringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142.2.1 Definisjoner knyttet til ulike former for restaurering av vassdrag . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142.2.2 Gruppering av tiltak som behandles i rapporten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 152.2.3 Vektlegging av tiltak i elveløpet kontra tiltak i strandsoner og på elvesletter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 152.3 Definisjoner knyttet til ulike typer tiltak . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17

DEL II MILJØTILPASNINGER VED EKSISTERENDE OG NYE FLOMFOREBYGGENDE TILTAK

3. Tiltak i elveløpet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 183.1 Strukturer i elveløpet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 183.1.1 Stein og steingrupper . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 183.1.2 Organiske strukturer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 203.1.3 Terskler og lave demninger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 223.1.4 Buner og strømstyrere . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 273.1.5 Sedimentasjons- og stabiliseringsbasseng . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 303.1.6 Fjerning av vandringshindere . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 333.1.7 Skjøtsel av vegetasjon i elveprofilet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 343.2 Endringer i tverrprofil . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 353.2.1 Slakkere skråninger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 353.2.2 Innsnevring av tidligere utvidede elveløp . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 393.2.3 Erosjonssikring av elvekanter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 403.3 Tilførsel av sedimenter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 403.3.1 Utlegging av gytegrus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 403.3.2 Tilførsel av sedimenter for å hindre erosjon . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 403.4 Endring i vannføringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 423.4.1 Minstevannføring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 423.4.2 Lokkeflommer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 433.4.3 Spyleflommer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43

3Miljøtilpasninger ved eksisterende og nye flomsikringstiltak – en litteraturstudie

Innhold

4. Tiltak som inkluderer strandsoner og elveslette . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 444.1 Endring/omlegging av elveløp . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 444.1.1 Reetablering av meandere . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 444.1.2 Reetablering av avsnørte elveløp og flomløp og konstruksjon av flomkanaler . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 494.2 Økt kontakt mellom elveløp og elveslette . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 494.2.1 Reetablering av våtmarksområder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 494.2.2 Reetablering av kantvegetasjon . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 514.2.3 Kunstige retensjonsområder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 554.2.4 Tilbaketrukne flomverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58

DEL III SAMMENFATTENDE DRØFTING OG ANBEFALINGER

5. Sammenfattende drøfting . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 605.1 Avbøtende-, rehabiliterende- og restaurerende tiltak og miljøvennlige flomforebyggende tiltak . . . . . . . . . 605.2 Status, trender og veien videre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61

6. Anbefalinger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64

7. Litteratur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65

Tidligere utgitt i HYDRA-serien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71



Rapporten inneholder en gjennomgang av mulige miljø-tilpasninger av eksisterende flomsikringsanlegg og hvilkeeffekter som oppnås gjennom dette. I tillegg inneholderrapporten en tilsvarende gjennomgang for nye flom-sikringsanlegg. Oppsummeringene er basert på norsk oginternasjonal litteratur om temaene, og på befaringer tildemonstrasjonsområder.

Følgende tiltak gjennomgås i rapporten:

• Bruk av ulike typer strukturer i elveløpet (steingrup-per, organiske strukturer, terskler og lave dammer,buner og strømstyrere, sedimentasjonsbasseng, stabi-liseringsbasseng og fjerning av vandringshindre).

• Tiltak som endrer tverrprofilet på vassdraget (slakkereelveskråninger, innsnevring av elveprofilet og ero-sjonssikring av elvekanter).

• Tilførsel av sedimenter (gytegrus og heving av elve-bunnen).

• Tiltak som endrer vannføringen (minstevannføring,lokkeflommer og spyleflommer).

• Tiltak som medfører omlegging av elveløpet (reeta-blering av meandere og avsnørte flomløp og bruk avkunstige flomkanaler).

• Tiltak som øker kontakten mellom elveløp og elve-slette (reetablering av våtmarksområder, reetableringav kantvegetasjon, kunstige retensjonsområder ogtilbaketrukne flomverk).

Miljøtilpasninger av eksiterende flomverk omfatter etbredt spekter av tiltak; fra enkle tiltak for å bedre miljø-tilstanden på avgrensede elvestrekninger eller for å leggetil rette for økt menneskelig bruk og utnyttelse av elve-strekninger (avbøtende tiltak), via tiltak som delvisreetablerer naturlige strukturer og funksjoner (rehabilite-ring), til tiltak som nærmer seg full (økologisk) restaure-ring. Rehabilitering og restaurering vil stort sett bestå avflere tiltak som er planlagt ut fra et helhetlig perspektiv(nedbørfeltperspektiv), ved at valg av metode og lokali-sering av tiltakene tar hensyn til prosesser som foregårpå nedbørfeltnivå, og at tiltakene skal virke sammen.Gjennomgangen av prosjekter viser også at ett ogsamme tiltak kan regnes som avbøtende, rehabiliterendeeller restaurerende, alt etter i hvilken sammenheng detgjennomføres.

Miljømålsettingene med avbøtende, rehabiliterende ogrestaurerende tiltak dreier seg i hovedsak om å reetablerenaturlige fysiske strukturer og funksjoner i vassdraget,ivareta det biologiske mangfoldet, legge til rette for spe-sielle arter eller artsgrupper eller å legge bedre til rettefor rekreasjon og visuell opplevelse av naturverdier. I lit-teraturen trekkes det fram tre typer gradienter i vassdra-gene som flomforebyggende tiltak ofte virker negativtinn på, og som det er behov for å restaurere/rehabilitere.

De langsgående gradientene går på sammenhengenmellom ulike elveavsnitt, de laterale gradientene går påsammenhengen mellom elveløp og kantsoner/elveslette,og de vertikale gradientene går på sammenhengenmellom overflatevann i elveløpet og grunnvann på elve-sletta. I tillegg til disse gradientene, fokuserer mye av lit-teraturen på tiltak som kan øke habitatdiversiteten påelveavsnitt der flomforebyggende tiltak har homogeni-sert habitatet, og på tiltak som fremmer rekreasjons- ogopplevelsesverdier knyttet til vassdragene.

De langsgående gradientene i vassdraget påvirkespositivt av tiltak som å fjerne eller å bygge om van-dringshindere (f.eks demninger, terskler), eller å endrevannføringen der det foreligger muligheter for å mani-pulere denne (minstevannføring, lokkeflommer). I tilleggkan en rekke tiltak som isolert sett utføres for å reeta-blere naturlig habitatdiversitet også virke positivt inn påde langsgående gradientene, for eksempel ved å sikre"riktige" habitater for de ulike funksjonelle gruppene avinvertebrater som er tilpasset ulike soner i lengderet-ningen på vassdraget.

De laterale gradientene i vassdraget påvirkes positivt avtiltak som reetablering av ulike vassdragselementer ikantsonene og på elveslettene langs vassdragene(meandere, flomløp, våtmarksområder, kantvegetasjon,slakkere elveskråninger). Dette dreier seg ofte om relativtomfattende tiltak som gjenskaper sentrale vassdragsele-menter og –funksjoner. Tiltakene skaper både størrearealer av og variasjonsbredde i vannrelaterte habitater.Dette gir grunnlag for økt biologisk mangfold og øktbiologisk produksjon. I tillegg er våtmarkselementene itilknytning til vassdrag naturtyper som inneholder fleretruede og sårbare arter. Når omfanget av tiltak somreetablerer kontakt mellom elveløp og elveslette blirstort nok, bidrar dette også til et mer naturlig avren-ningsmønster i vassdraget og til endring i erosjons- ogsedimentasjonsprosesser i vassdraget.

De vertikale gradientene i vassdraget påvirkes i førsterekke av tiltak som reetablering av meandere, flomløpog våtmarksområder. Reetablering av de vertikale gradi-entene er foreløpig lite påaktet og det finnes lite under-søkelser som dokumenterer miljøeffektene av dette.Flere nyere artikler på restaureringsteori peker imidlertidpå betydningen av de vertikale gradientene på vannkje-miske og biologiske forhold i vassdragene.

En rekke restaurerende tiltak har i tillegg flomforebyg-gende effekt og kan dermed benyttes i vassdragsområ-der med behov for flomsikring. Felles for disse tiltak erat de i mindre grad enn tradisjonelle flomforebyggendetiltak (f.eks kanaliseringer og flomverk tett inntil elvelø-pet) forstyrrer eller ødelegger naturlige vassdragsfunk-

Sammendrag


sjoner. De viktigste miljøvennlige flomforebyggende til-takene er tilbaketrukne flomverk, reetablering av våt-marksområder (naturlige retensjonsområder) og kunstigeretensjonsområder. I tillegg kommer tiltak som gjennomå forhindre erosjon overflødiggjør mer omfattende flom-forebyggende tiltak. Eksempler på slike tiltak er terskler,buner, sedimentasjonsbasseng, stabiliseringsbasseng,erosjonssikring av elveskråninger, slakke elveskråningerog skjøtsel av vegetasjon i elveprofilet.

Bruken av avbøtende, rehabiliterende og restaurerendetiltak i forbindelse med eksisterende flomtiltak i Norgehar vært relativt beskjeden. Det samme gjelder brukenav miljøtilpassede nye flomforebyggende tiltak. Detfinnes imidlertid en god del eksempler på bruk avterskler og buner som avbøtende tiltak i forbindelse medkanaliseringer, elveløpskorreksjoner og lignende, derNorge har rikelig med erfaringer med de samme typenetiltak fra vannkraftutbygginger.

For det videre arbeidet med miljøtilpasning av flomsi-kringsanlegg, er det viktig å få etablert gode demonstra-sjonsprosjekter på relevante tiltak under norske forhold.Disse prosjektene må følges opp gjennom et tverrfagligorientert forskningsprogram som belyser både natur- ogsamfunnsfaglige sider ved prosjektene.

For forvaltningen vil det være viktig å satse på prosjek-ter som har støtte i de viktigste brukerinteressene i vass-dragene, og hvor en legger vekt på at tiltakene somgjennomføres, skal integrere flomsikringshensyn medoppretting av naturkvaliteter. Likeledes vil det væreviktig å se på rehabilitering og restaurering som enlangsiktig prosess der en rekke mindre tiltak gjennom-føres isolert, men med en felles målsetting innenfor etnedbørfeltperspektiv.

The report is a review of methods for and effects ofenvironmental adjustment of existing flood protectionmeasures, and also of new measures which integrateflood protection and environmental considerations(environmentally sensitive flood protection). The reviewis based on relevant Norwegian and international litera-ture (reports, journal articles and books), and on ourown experience from visits to several demonstrationprojects.

The following groups of restoration measures are descri-bed:

• Structures in the riverbed (stone-groups, large woodydebris, low weirs, current deflectors and removal ofmigration obstructions)

• Changing the river cross-section (narrowing theriverbed, bed load traps and erosion control of riverslopes)

• Supply of sediments (spawning gravel and supply ofsediments for incision control)

• Changing the water-flow (minimum discharge, flush-flows and artificial freshets)

• Changing the rivercourse (re-meandering, reopeningof flood channels and artificial relief channels)

• Increased connection between the river and thefloodplain (re-establish wetlands and riparian vegeta-tion, artificial retention areas and distant flood banks)

Environmental adjustment of existing flood protectingmeasures include a great variety of measures; efforts toimprove environmental conditions (reclamation, enhan-cement and mitigation) on well-defined river-stretches,efforts that re-establish selected natural structures andfunctions of the river (rehabilitation), and full ecologicalrestoration. Rehabilitation and restoration schemes oftencontain several separate measures planned from an eco-system approach, where the choice of methods as wellas localisation of measures, take into account river pro-cesses at the catchment level and that the measuresshould work in harmony. The review shows that similarmeasures may be called reclamation, rehabilitation orrestoration depending on the actual approach of theproject. Competing interests and high costs make it dif-ficult to implement rehabilitation or restoration projectson catchment levels.

The environmental goals of the different types ofprojects are mainly concerned about re-establishingphysical structures and functions of the river, to improvehabitat for individual species or groups of species, or toimprove conditions for recreational use and visual expe-rience. The literature focus on 3 types of river gradientswhich are negatively affected by flood protectionmeasures. These gradients are also a main focus for the

different types of restoration measures. The longitudinalgradients are upstream-downstream connections of theriver, the laterale gradients are the connections betweenthe main river and the riparian areas and the floodplain,and the vertical gradients are the connections betweenthe surface water in the river and the groundwater atthe floodplain. Much of the literature reviewed alsofocus on measures improving habitat diversity in floodprotected, degraded river segments, and on measures forrecreation.

The longitudinal gradients are positively effected bymeasures like removing or rebuilding migration obstruc-tive structures (dams or weirs) and manipulating thewater-flow (minimum flow or artificial spates). Alsomany habitat improving measures will have a positiveeffect on the longitudinal gradients, for examplecreating necessary habitats for the functional inverte-brate groups adapted to the different parts of the river.

The lateral river gradients are positively effected mainlyby measures that re-establish different water elements inthe riparian area and on the floodplain (meanders,flood-channels, wetlands, riparian vegetation and lowgradient riverbanks). These measures are often compre-hensive and restore or rehabilitate vital watercoursestructures and functions. The measures also create morehabitats and a wider variety of habitats as a basis forincreased biological diversity and production. Inaddition, wetlands connected to rivers are habitats forseveral rare and endangered species. Applied in a bigscale the measures that re-establish connection betweenriver and floodplain contribute to bring the water-flowregime and the river erosion- and sedimentation proces-ses towards natural conditions.

The vertical river gradients are influenced by measureslike re-meandering the river channel, opening of flood-channels and reestablishing of wetlands. Environmentaleffects of re-establishing vertical gradients are littleinvestigated. However, several recent articles on riverrestoration indicate the importance of vertical gradientson river chemistry and biology.

Several restoring and rehabilitating measures also have aflood protective effect, and can be used as methods forenvironmentally sensitive flood protection. A commonfeature of these measures, compared to traditional floodprotection measures as channelization and flood banks,are less influence on or damage of natural river functi-ons. Examples of environmentally sensitive flood protec-tion measures are distant flood-banks and use of reten-tion areas. Erosion preventing measures (weirs, streamreflectors, sedimentation basins, erosion control of riverbanks, low gradient river banks and management of


Summary


river vegetation), can sometimes replace more compre-hensive and environmentally damaging measures.

Environmental adjustment of traditional flood protectedriver stretches and the use of more environmentally sen-sitive flood protection measures, have so far beenapplied to a very little extent in Norway. There are,however, several examples of weirs and stream reflectorsbuilt as enhancement measures for example in channeli-zed rivers. The Norwegian experience on these measuresare mainly from work on hydropower development.

For future work on environmetal adjustment of floodprotection measures, it is important to establish demon-stration projects of relevant measures, and multidicipli-nary research programme focusing both on social andnatural dimensions of the projects.

For river managers it is important to give priority toprojects supported by most of the user-groups, andemphasize stress to the integration of flood protectioneffect and reestablishing of natural qualities of thewatercourses. Finally, it is necessary to look at rehabili-tation and restoration work as a long time processwhere several measures over time are executed asseparate projects, but within a common catchmentapproach.

1.1 HYDRA-programmet

I 1990-årene har det vært en rekke store flommer både iAsia, Amerika og Europa (f.eks Bangladesh, Midtvesten iUSA, Tyskland, Polen, Tsjekkia og ikke minst i Kina i1998). I Norge viser storflommen på Østlandet våren1995 at det også i norske vassdrag kan forekomme kata-strofeflommer, at store verdier kan gå tapt og at flomkan lamme viktige ledd av infrastrukturen i samfunnet.Anslagene viser at de totale kostnadene etter flommen i1995 beløp seg til 1,6 milliarder kroner (NOU 1996).

For mange av de store flommene på 1990-tallet har detvært antatt at menneskelige natur-inngrep har spilt enrolle for flomforløpet og for størrelsen på skadeomfangetav flommene. Dette er også arbeidshypotesen for HYDRA-programmet; at summen av alle menneskelige påvirk-ninger i form av arealbruk, reguleringer, forbygningsar-beider mm. kan ha økt risikoen for flom. HYDRA har sommålsetting å utvide kunnskapene om sammenhengenmellom naturgrunnlag og menneskelig inngrep i vassdra-get og nedbørfeltet på den ene siden, og flomskader påden andre. Videre skal HYDRA ut fra det forbedredekunnskapsgrunnlaget foreslå tiltak for å forebygge skade-flommer og redusere omfanget av flomskader på en kost-nadseffektiv og samtidig miljømessig akseptabel måte.

For å nå disse målsettingene er det initiert en rekke del-prosjekter innenfor HYDRA-programmet som skal gi dennødvendige fagkunnskapen. Prosjektene er organisertinnenfor 7 faggrupper som til sammen skal dekke detvide spekteret av fagområder og tilnærminger som pro-grammet legger opp til. HYDRA-programmet har entidsramme på 3 år med avslutning i 1999.

En av faggruppene på HYDRA-programmet (MI-gruppen) har miljøeffekter av flom og flomforebyggendetiltak som sitt arbeidsområde. Innenfor denne gruppener det gjennomført prosjekter på miljøvirkninger avflommer med vekt på vannkvalitet (Faafeng et al. 1998),sedimenttransport (Bogen 1998) og biologisk miljø(Brabrand et al. 1998). Videre er det gjennomført enstudie av miljøvirkninger av flomforebyggende tiltak(Østdahl et al. 1998). Ut over de nevnte problemstilling-ene gjennomfører MI-gruppa prosjekter på restaure-ringer i tilknytning til eksisterende flomforebyggendetiltak og muligheter for miljøvennlige flomforebyggendetiltak (denne rapporten), og et synteseprosjekt påhvordan miljøvirkninger av flom og flomtiltak kan inn-arbeides i kost-/nytteanalyser (Sælthun 1998).

1.2 Målsettinger med prosjektet

Elvesletter og vassdragsnære områder har i stadigsterkere grad blitt tatt i bruk til bosetting, jordbruksfor-mål og veibygging. Dette resulterte tidlig i behov for åhindre flommene som jevnlig forekommer, fra å over-svømme de elvenære arealene og fra å gjøre skade på deaktivitetene og de byggverkene som er etablert på disseområdene. Det er derfor gjennomført en rekke uliketyper tiltak for å hindre slike oversvømmelser og skader.Tiltakene går under fellesbenevnelsen flomforebyggendetiltak og omfatter ulike former for fysiske inngrep bådedirekte i vassdragene og på de vassdragsnære arealenesom påvirkes ved flom. Det er registrert en rekkenegative miljøeffekter i tilknytning til ulike typer flom-forebyggende tiltak, f.eks endring i avrenningsforhold,homogenisering av det fysiske habitatet og endringer iartsmangfold og artssammensetning (se kunnskapsopp-summering i Østdahl et al. (1998)). Det har dermedoppstått behov for rette opp miljøskader av eksisterendeflomforebyggende tiltak, og å utvikle metoder for istørst mulig grad å forhindre at negative effekteroppstår når nye flomforebyggende tiltak gjennomføres(mer miljøvennlige flomforebyggende tiltak).

Hovedmålsettingen med denne rapporten har vært ålage en oversikt over mulige miljøtilpasninger både aveksisterende flomforebyggende tiltak, og av nye flom-forebyggende tiltak. Oversikten omfatter drøftinger avhvilke effekter slike tiltak har på fysiske-, kjemiske- ogbiologiske forhold i og langs vassdragene.

Prosjektet er i hovedsak basert på gjennomgang avbøker, tidsskriftartikler og rapporter om ulike typer res-taurerende, rehabiliterende og avbøtende tiltak ogmetoder for miljøtilpasset flomforebygging, jf. avsnitt2.1 om metoder for datainnsamling. Dette har værtnødvendig både ut fra varigheten på prosjektet og ut fraressursene som er avsatt til gjennomføringen. I rappor-ten er det valgt ut en del eksempler som er egnet til åillustrere utformingen av sentrale typer miljøtilpasninger,og hvilke typer miljøeffekter de kan foreventes å gi.Flere av disse lokalitetene er besøkt for å skaffe billed-materiale av tiltakene, og for å få førstehånds informa-sjon om prosjektene fra personer som har vært direkteinvolverte.

Det er gjort lite undersøkelser i norske vassdrag knyttettil miljøtilpasninger av flomforebyggende tiltak.Kunnskapsoversikten er derfor i stor grad basert på


1. Innledning

DEL I MÅLSETTINGER, METODER OG FAGLIG BASIS

undersøkelser som er gjort i andre land, og da fortrinns-vis i land der vassdragsnaturen har størst mulig likhets-trekk med norske vassdrag, f.eks Østerrike og sørligedelen av Tyskland.

1.3 Organisering av rapporten

Rapporten er bygd opp med en innledende del (del I)med beskrivelse av målsettinger med prosjektet og enbeskrivelse av sentrale prosesser og funksjoner i natur-lige vassdrag som basis for drøftingene av ulike tiltak ogmiljøeffektene av disse (kap. 1). Videre drøftes begreps-bruken knyttet til ulike former for miljøtilpassendetiltak, og det foretas en klassifisering av tiltakene somskal behandles i rapporten (kap. 2). Del II inneholderegne kapitler med beskrivelse av miljøeffekter av deulike gruppene tiltak (kap. 3 og kap. 4). Til slutt i rap-porten (del III) er det en sammenfattende drøfting avtemaene som tas opp i rapporten (kap. 5) og det gisanbefalinger for det videre FoU-arbeidet på de temaenesom er drøftet (kap. 6).

1.4 Prosesser og mønstre i elvesystemer

I dette avsnittet beskrives fysiske, kjemiske og biologiskeprosesser som skjer i selve elveløpet og i samspill mellomelveløp og elvesletter som bakgrunn for gjennomgangenav ulike miljøtilpasninger av flomforebyggende tiltakgjennom restaureringer, rehabiliteringer og avbøtendetiltak. Et beskrivelse hvordan et elvesystem fungerer, ernyttig både for drøftingene av miljøeffekter for hvertype tiltak, og for å få oversikt over i hvilke deler avvassdragene slike tiltak er aktuelle og hvor miljøeffektervil oppstå.

For å systematisere er det vanlig å betrakte et elvesystemsom en sammenhengende rekke av biotoper og miljø-gradienter med ulike biologiske samfunn. I en upåvirkettilstand kan elvesystemet karakteriseres som en rekke avinteraksjoner som virker over forskjellige skalaer i rom ogtid. Dette inkluderer:

• ressursgradienter i lengderetningen i selve elve-strengen (langsgående gradienter)

• dynamikken mellom elvestrengen og elvesletta(laterale gradienter).

• forholdet mellom overflatevannet og grunnvannsma-gasiner under elveløp og elvesletter (vertikale gradien-ter) (Ward 1989; Ward 1998).

Med elveslette menes de arealene langs et elveløp somoversvømmes når elva går over sine bredder ved høyvannføring (Newbury & Gaboury 1993). Naturlige for-styrrelser (som f.eks flommer) påvirker dynamikken ielvesystemene og gjør at det oppstår tidsavhengige(temporære) gradienter. Sammen med velutviklede mil-jøgradienter, er naturlige forstyrrelser viktige forutset-

ninger for å opprettholde den biologiske diversiteten ielvesystemet. Ved påvirkninger som vassdragsregule-ringer, kanaliseringer og forbygninger brytes eller endresde naturlige prosessene, miljøgradientene innsnevres, ogdynamikken oppstrøms-nedstrøms, mellom elveløp ogelveslette og mellom elveløp og grunnvann blir dårligere.Disse endringene påvirker suksesjonsforløp, habitatdiver-sitet, migrasjonsmuligheter og andre prosesser i elvesy-stemet og resulterer i redusert biologisk diversitet (Ward1998).

1.4.1 Langsgående gradienter

Formen på et elveløp vil reflektere de berggrunns- ogkvartærgeologiske forholdene der elveløpet går. På elve-avsnitt med lite løsmasser vil formen på berggrunnenavgjøre formen på elveløpet og i liten grad gi rom for atelveløpet kan bevege seg horisontalt (inaktiv kanal).Slike elveavsnitt har vanligvis rette løp gjennom dypecanyon, grovkornet bunnsubstrat, ingen tydelige elve-sletter og våtmarksområder begrenset til en smalkorridor. Denne typen vassdrag er vanlig i Norge.

I tillegg til den variasjonen i elveløpene som styres avberggrunn og kvartærgeologiske forhold, vil vassdragenesvært ofte ha et lengdeprofil med størst fall i de øvredelene der vassdraget består av små elver med kaldt,oksygenrikt vann og dyre- og planteliv dominert av artersom tolererer høye strømhastigheter. Lenger ned i vass-draget er elvene større, fallet mindre, og det vil væreutviklet elvesletter med stor diversitet i kanalformer ogtyper vannforekomster på elvesletta (Petts 1994). Medøkende størrelse på nedslagsfeltet, mindre fallgradient ogmindre høyde over havet skjer det gradvise endringerbåde i vannføring, kanalform og temperaturregime i vass-draget. Schumm (1977) deler inn den langsgående gradi-enten i 3 soner; en øvre produksjonssone som omfattertilløpselver opp til ca. 4. ordens elver (Strahler 1957), enmidtre overføringssone og en nedre lagringssone.

Denne inndelingen passer godt sammen med «the RiverContinuum Consept (RCC)» (Vannote et al. 1980), sombeskriver endringer i relativ forekomst av ulike funksjo-nelle grupper av invertebrater i lengdegradienten i vass-dragene. I RCC opereres det med en øvre sone dominertav dødt organisk materiale og invertebratgrupper somplanterestspisere (eng: shredders) og filtrerere (eng: col-lectors). En midtre sone som har bredere og mer lang-somtflytende elveløp som favoriserer påvekstalger oghvor invertebratgruppene gressere (eng: scrapers) og fil-trerere dominerer. Lengst nede i vassdragene kommer ensone med høye konsentrasjoner av fint partikulærtmateriale som tilføres fra ovenforliggende soner eller fraelvesletter, og som domineres av filtrerende inverte-brater.

Det finnes imidlertid mange eksempler på at ensoneinndeling av elver i lengderetningen ikke er tilstrek-



kelig for å forklare elvesystemets funksjoner. Dettegjelder ved stor naturlig variasjon i berggrunn, topografiog geologisk historie som kan overstyre den «vanlige»fordelingen av habitater og arter, og ved stor variasjonsom kan forekomme i de midtre og nedre delene avvassdraget med hensyn på hvordan ulike inngrep ogtiltak har endret kontakten mellom elveløp og elveslette(Brown et al. 1997).

1.4.2 Laterale og vertikale gradienter

Elvesletter dannes på partier av vassdraget der de berg-grunnsgeologiske forholdene og løsmasser avsatt undersiste istiden gjør at elveløpet får lite fall. Dermed leggesdet igjen sedimenter som er holdt i bevegelse som sus-pendert materiale og som bunntransport oppstrøms elve-sletta. Sedimentene kan stamme fra naturlig erosjon iløsmasser eller de kan skyldes antropogene kilder somjordbruk, skogbruk, gruvedrift, bebyggelse eller veibyg-ging (Waters 1995). Mengden sedimenter som tilføres enelveslette, vil avhenge av hva slags og hvor mye løsmate-rialer som er tilgjengelig langs vassdraget og av vannfø-ringen. For de fleste kildene, både naturlige og antropo-gene, vil tilførslene i første rekke skje ved høy vannføring.

Elvesletter er dynamiske landskapselementer der detstadig skjer endringer i erosjons- og sedimentasjonsmøn-stre, og hvor elveløpet vil ha skiftet fra sted til sted oppgjennom tidene. For det meste skjer omleggingenegradvis, men av og til plutselig og katastrofeartet. Slikeelveløp vil enten være meandrerende eller ha aktiv opp-deling av elveløpet i mindre kanaler. Meandrering inne-bærer at elveløpet på naturlige elvesletter flytter seg fordidet skjer erosjon i konvekse elvebredder (yttersvinger), ogsedimentasjon på konkave elvebredder (innersvinger).Etterhvert som elveløpet beveger seg over elvesletta,avsnøres meander-segmenter fra hovedløpet. Det oppstårdermed dammer eller kroksjøer som bidrar til å øke habi-tatdiversiteten i systemet som helhet. Elveløp som delerseg opp i mange mindre løp adskilt av sand og grusban-ker (eng.: braided rivers) er ustabile og endres ofte selvom grus og sandbankene midlertidig kan stabiliseresgjennom at de får etablert et vegetasjonsdekke.

De laterale gradientene, dvs sonene fra elveleiet og inntil dalsiden der elveslettene slutter, preges av en mosaikksom gjenspeiler både tidligere hendelser og dagens pro-sesser med hensyn på elveløpsutvikling, økologiske gra-dienter og suksesjoner (Fremstad 1985b). For det biolo-giske livet i et elvesystem er de laterale gradienteneviktige fordi de gjør at ulike organismer kan ha en aktiveller passiv bevegelse mellom selve elveløpet og bioto-pene på elvesletta. Likeledes vil kontakten mellom elve-løpet og elvesletta gjøre at det skjer en utveksling avnæringsstoffer og organisk stoff (Ward 1989).

Utforming og artssammensetning av den naturlige vege-tasjonen langs vassdragene avhenger, som beskrevet

ovenfor, av en rekke forhold som griper inn i hverandre:elveleiets utforming, variasjoner i vannføring, lengden påperioder med oversvømmelse og tørrlegging, erosjons-og sedimentasjonsforhold, kornstørrelse og kjemiskeegenskaper til det elvetransporterte materialet, geografiskplassering og vegetasjonsperiodens lengde. Vegetasjonensom finnes på elveslettene, kalles ofte flommarkvegeta-sjon. I og med at så mange forhold samvirker, skulle entro at flommarksvegetasjonen var meget variert. Det erimidlertid relativt få arter som er tilpasset det å bli sattunder vann i deler av vegetasjonsperioden. Når de itillegg bli utsatt for betydelige mekanisk slitasje iperioder med høy vannføring, er de fleste flommarkerforholdsvis fattige på både arter og plantesamfunn. Deøkologiske virkningene av periodevise oversvømmelser eri prinsippet nokså ens fra region til region, selv innen etså enormt område som Europa og nordlige deler av Asia.De største elveslettene i Norge har vi langs hovedvassdra-gene på Østlandet, i Trøndelag, Troms og Finnmark.Vestlandet har noen små elvesletter i indre fjordstrøk.For nærmere klassifisering av vegetasjonen i og langsvassdrag vises det til (Andersen & Fremstad 1986).

De vertikale gradientene mellom overflatevann oggrunnvann omfatter gradienter både i vannkjemi, mikro-biologi og andre biologiske forhold. Det foreligge litekunnskap om det biologiske livet knyttet til grunnvannetpå elvesletter, men nyere undersøkelser fra slike habitaterlangs vassdrag i Rocky Mountains, viser at disse habita-tene har en helt spesiell fauna av grunnvannsdyr.Sampling fra grunnvannsbrønner på elvesletten tilFlathead River i Montana tyder også på at invertebrater ielveløpet har betydelige interaksjoner med grunnvannet(Ward 1989).

De vannkjemiske gradientene mellom grunnvannet ogelveløpet er viktige for tilførsler av næringsstoffer ogorganisk stoff fra grunnvannet. I elver som generelt erlavproduktive kan næringstilførselen fra grunnvannetvære avgjørende for produktiviteten (Ward 1989).

1.4.3 Naturlige forstyrrelser og temporære mønstere

Mange menneskeskapte endringer i og ved vassdrageneforstyrrer eller avbryter de laterale og vertikale interak-sjonene. Flomsikringsarbeid, reguleringer, drenering avvåtmarker og elvesletter for jordbruksformål og veibyg-ging gjør at mange elver har blitt trådformede kanalerisolert fra elveslettene sine (Ward 1998). Isolasjonenpåvirker sammensetning, produktivitet og suksesjonssta-dier på vegetasjon på elveslatta. Dette virker i sin turtilbake på kanalform, vanntemperatur og lysregimer,habitatheterogenitet og kvalitet, kvantitet og tempora-ritet i tilførselen av alloktont materiale. I de aller flestevassdrag er det bare rester tilbake av opprinnelig (litekulturpåvirket) flommarksvegetasjon, og så godt somaldri finner en utbredte sonasjoner fra elveleiet og inn idalsidene.


Sammenhengene mellom de langsgående, laterale ogvertikale prosessene og naturlige forstyrrelser som flom,er behandlet i Junk et al. (1989). Systemet er utviklet forelveavsnitt med elveslette og benevnes «the flood-pulsesystem». Systemet viser hvordan flomregimet i vassdra-get påvirker dynamikken i den akvatiske- og terrestrebiologien på elvesletta ved at forskjellige arter kan kolo-nisere ulike deler av høydegradientene og tilpasse segbåde en tørr og en våt fase. Denne tilnærmingen tardermed hensyn til den temporære dynamikken i miljø-gradientene. Forstyrrelser er en viktig bidragsyter for åopprettholde habitatheterogenitet, variasjon i sukse-sjonsstadier og ikke-likevekt i dyre- og plantesamfun-nene (Ward 1998). Med andre ord, flommer er viktigefor å opprettholde høy biologisk diversitet.

Med basis i de generelle mønstre og prosesser som eromtalt i avsnittene ovenfor har Ward (1998) skissert enmodell som betrakter vassdraget med nedbørfelt som enenhet (eng: holistic catchment approach), og viser pro-sesser som virker over et bredt spekter av skalaer i romog tid (figur 1.1). Det viktigste med denne modellen erat den synliggjør at heterogenitet i tid og rom er enviktig naturlig faktor som bidrar til høy biodiversitet. Iflomsammenheng betyr dette at naturlige vassdrag er«flomavhengige» økosystemer, og at elvesletter er enintegrert del av elva. Plante- og dyrelivet, både detakvatiske og det terrestre som finnes på elvesletta, viseren rekke ulike tilpasninger for å utnytte denne dynamik-ken i tid og rom.

1.4.4 Habitatdiversitet

Habitatdiversitet er en nøkkelfaktor for sammenset-ningen av dyre- og planteliv i et område. Habitat-diversitet er et samlebegrep for en rekke faktorer.I Swales (1982a) trekkes følgende faktorer fram somde mest essensielle for forekomsten av ulike dyre- ogplantearter i og langs vassdragene:

• Vannføring• Vannkjemi• Bunnsubstrat• Kulp - stryk sekvenser• Skjuleplasser• Kantvegetasjon

Variasjon i leveområdene i vassdragene framkommergjennom fysiske faktorer som kulp-stryk sekvenser,skjuleplasser og bunnsubstrat. I tillegg kommer vann-kjemiske forhold og vegetasjon, både akvatisk og terres-trisk, som i seg selv er en del av habitatet. Det er storeforskjeller i habitatkrav fra art til art. Noen arter er gene-ralister som tolererer store endringer, mens andre erspesialisert med smale toleransegrenser for hva som erakseptabelt habitat.

Figur 1.1 Interaksjoner som former biodiversitetsmønstre i elvelandskap (etter Ward (1998)).

Figure 1.1 Interactions that structure biodiversity patterns in riverine landscapes. (from Ward (1998)).

2.1 Metoder for datainnsamling

Datamaterialet til prosjektet er samlet inn fra 5 hoved-typer kilder:

• Søk i litteraturbaser gjennom bibliotek• Søk på Internett• Direkte kontakt med fagmiljøer i Norge• Besøk ved relevante fagmiljøer i Europa• Bruk av materiale fra tidligere ØF-prosjekt på temaet

inngrep i vassdrag og på miljøeffekter av flomfore-byggende tiltak

2.1.1 Søk i litteraturbaser

Gjennom biblioteket ved Høgskolen i Lillehammer (HIL)har vi hatt tilgang til basen BIBSYS. Dette gir mulighetfor søk mot norske universitets- og høgskolebibliotek. Itillegg gir biblioteket ved HIL mulighet for søk i de ame-rikanske litteraturbasene First Search og ICI-basene.Første fase i litteratursøkene har vært å velge ut rele-vante søkeord eller kombinasjoner av søkeord for detema en ønsker å finne litteratur på. Det er kjørt ut listersom viser tittel på bøker/tidsskriftsartikler/rapporter somgir treff ut fra de valgte søkeord og kombinasjoner avsøkeord. Listene er så gjennomgått, og relevant litteraturbedømt fra tittel og eventuelt abstract, er bestiltgjennom biblioteket eller bokhandel.

2.1.2 Søk på Internett

De samme typene søkeord og kombinasjoner av søkeordsom under litteratursøkene er brukt på standard søke-maskiner på Internett. Denne metoden har gitt to typerinformasjon;

• direkte informasjon om prosjekter i form av artikler,rapporter eller litteraturlister som er lagt ut påInternett eller kan bestilles over Internett.

• informasjon om forsknings- og forvaltningsinstitusjo-ner som har aktiviteter knyttet til de relevantetemaene.

2.1.3 Kontakt med fagmiljøer i Norge

Denne kontakten er tatt for å få informasjon og erfa-ringer fra relevante restaureringsprosjekter og miljøvenn-lige flomforebyggende tiltak i Norge.

2.1.4 Besøk ved fagmiljøer i Europa

Gjennom høsten 1997 kontaktet vi fagmiljøer i Dan-mark, England, Tyskland og Østerrike for å få oversiktover hvilke miljøer i Europa som kunne være mest nyttigå besøke med tanke på å hente direkte informasjon omprosjekter/undersøkelser på miljøeffekter av flomfore-byggende tiltak og restaureringer. En fordel med detteopplegget er at en får kjennskap til prosjekter og erfa-ringer som ennå ikke er eller aldri vil bli, publisert iinternasjonale tidsskrifter. I rapporten vises eksempler ogbilledmateriale innhentet gjennom befaringer ogsamtaler med ansvarlige for restaureringsarbeid vedWasserwirtschaftsamt Rosenheim og Wasserwirt-schaftsamt Weilheim i Tyskland, Baubezirksamt Kufsteini Østerrike og European Centre for River Restoration,Sønderjylland Amt og Ringkøbing Amt i Danmark.

2.1.5 Bruk av materiale fra og avgrensninger motandre prosjekter ved Østlandsforskning

I 1992 gjennomførte Østlandsforskning (ØF) et prosjektfor Direktoratet for naturforvaltning (DN) og Norgesvassdrags- og energidirektorat (NVE) på miljøeffekter avinngrep i vassdrag (Østdahl & Taugbøl 1993). Dette pro-sjektet overlapper delvis med HYDRA's Mi04-prosjektved at mulige avbøtende tiltak i tilknytning til f.eks.kanalisering og forbygging ble beskrevet, selv om detteprosjektet ikke var knyttet spesielt til flom. Gjennom detnevnte prosjektet og videre oppdatering på temaet, harvi samlet artikler og bøker som nå er relevante påHYDRA-prosjektet.

Innenfor HYDRA-programmet gjennomførte ØF i 1998en litteraturstudie på miljøeffekter av flomforebyggendetiltak (Mi03). De flomforebyggende tiltakene som erbeskrevet i Mi03, er utgangspunktet for hvilke typer mil-jøtilpassende tiltak som skal drøftes i Mi04-rapporten.Mye av litteraturen som ble samlet til Mi03 beskriverbåde miljøeffekter av flomforebyggende tiltak og miljø-effekter av tiltak som er gjennomført for å bøte påskader av de flomforebyggende tiltakene. Mye av littera-turen vil derfor også kunne brukes i MI3. I tillegg erMi03- og MI3-prosjektet noe overlappende ved at miljø-vennlige flomforebyggende tiltak hører hjemme i beggeprosjektene. Følgelig vil enkelte deler av MI3 rapportenbygge videre på beskrivelsene i Mi03, og enkelte eksem-pler vil være felles i begge rapportene.

All litteratur som er referert både i Mi03 og MI3 rappor-tene er anskaffet og finnes tilgjengelig ved Østlands-forskning. Litteraturen er registrert i en egen vassdrags-database og består per 1.1.99 av ca. 750 referanser (ominngrep, restaurering, forvaltning med mer). Databasen


2. Metoder

er laget i programmet EndNote som har gode søkemu-ligheter på f.eks. forfattere, tittelord og nøkkelord.

2.1.6 Avgrensing mot NVE’s Vassdragshåndbok

NVE ga høsten 1998 ut en håndbok for ulike typer vass-dragstiltak (NVE 1998). Flomsikringstiltak har en sentralplass i boka og det gis detaljerte beskrivelser av dimen-sjonering og utforming av slike tiltak.Vassdragshåndboka konsentrerer seg hovedsakelig om devassdragstekniske sidene ved ulike flomforebyggendetiltak. I tillegg inneholder boka beskrivelser av tekniskesider ved gjennomføring av ulike miljøtiltak i vassdrag.Beskrivelsene i vår rapport legger hovedvekten på miljø-effektene av de samme tiltakene og kan på den måtensies å være supplerende til Vassdragshåndboka. Vi har ivåre beskrivelser forsøkt å unngå overlapping medVassdragshåndboka og refererer til denne på punkterder Vassdragshåndboka naturlig utfyller våre beskrivelser.

2.2 Definisjoner og kategoriseringer

2.2.1 Definisjoner knyttet til ulike former forrestaurering av vassdrag

Restaurering av vassdrag brukes som en samlebetegnelsefor tiltak som har som hensikt å forbedre forholdene i

vassdrag som har vært utsatt for ulike former forinngrep eller påvirkninger. Det betyr at årsakene til atdet settes i verk tiltak, målsettingen med tiltakene ogomfanget kan være svært varierende. I litteraturen fore-kommer en rekke mer spesifiserte begreper på ulikeformer for vassdragsrestaurering. Utover på 1990-talleter det gjort flere forsøk på å systematisere og bringestørre klarhet i begrepsbruken, se f.eks. Brookes &Shields (1996a); Kauffman et al. (1997); NationalResearch Council (1992).

Et problem når det gjelder systematisering av begreperknyttet til restaurering av vassdrag, er at det finnes enrekke betegnelser som delvis overlapper hverandre ogsom delvis brukes forskjellig fra undersøkelse til under-søkelse. I tillegg til dette er det vanskelig å finne godeog dekkende norske ord som tilsvarer de engelskspråk-lige betegnelsene. Vi velger å bruke betegnelsene restau-rering, rehabilitering og avbøtende tiltak som hovedka-tegorier selv om dette bryter noe med tilvante norskebetegnelser (som f.eks. "biotopjusterende tiltak", "bio-topforbedrende tiltak" eller "habitatforbedrende tiltak").Felles for de 3 kategoriene er at de har som utgangs-punkt at tiltakene gjøres i vassdrag der det allerede harskjedd inngrep.


Figur 2.1 Sammenhengen mellom betegnelsene restaurering, rehabilitering og avbøtende tiltak.

Figure 2.1 Relationship between the terms restoration, rehabilitation and reclamation/mitigation/enhanchment/creation.

Restaurering (økologisk restaurering) (eng.: full restora-tion) – reetablering av naturlige prosesser og funksjoneri forbindelsene mellom økosystemene i vannet og ikantsonene langs vassdraget, dvs. tilbakeførsel til til-standen før påvirkning (Cairns 1991). Restaurering og ersom regel en ideell målsetning som sjelden kan nås fulltut i konkrete prosjekter.

Rehabilitering (eng.: rehabilitation) – delvis tilbakefø-ring til struktur og funksjon før forstyrrelse. Pragmatisktilnærming hvor en velger ut noen egenskaper/kjenne-tegn som forbedres (Brookes & Shields 1996a).

Avbøtende tiltak (eng.: enhancement, mitigation, recla-mation, creation) – enhver forbedring i miljøkvalitet iområde der det tidligere har skjedd inngrep og hvor for-bedringen enten kan bli gjort ut fra hensynet til enenkelt art eller for å legge bedre til rette for spesiellebrukerinteresser (Brookes & Shields 1996a; Kauffman etal. 1997; National Research Council 1992).

En annen tilnærming for å illustrere forskjellene mellomde ulike kategoriene av tiltak som er nevnt i avsnittetovenfor, er å gruppere etter i hvilken grad de gjennom-føres som isolerte tiltak eller som en del av en helhetligstrategi for hele vassdraget sett under ett. Dettesystemet brukes i Danmark, og man skiller mellom 3hovedkategorier av restaurering (Hansen 1996b).

1. Tiltak på avgrensede elvestrekninger der formålet erlokal forbedring på kortere strekninger som typiskresulterer i bedre habitatforhold lokalt både i selveelveløpet og i områdene langs denne elvestrek-ningen. I forhold til begrepene som ble introduserttidligere i avsnittet sammenfaller dette godt medkategorien avbøtende tiltak.

2. Tiltak som gjenskaper kontinuiteten mellom elve-strekninger, f.eks. i form av sikring og rekonstruksjonav fri passasje gjennom elvesystemet. Kan sammen-lignes med kategorien rehabilitering.

3. Tiltak som påvirker både elveløpet, elvesletta og ned-børfeltet og sikrer økologisk og hydrologisk enhet ivassdraget. Kan sammenliknes med kategorien fullrestaurering.

I Petts & Calow (1996) skilles det mellom to hovedtyperrestaureringsarbeid, strukturell og ikke-strukturell res-taurering. Strukturell restaurering brukes om metoderfor å lage kunstige strukturer på avgrensede elvestrek-ninger. Dette samsvarer best med det vi har definert somavbøtende tiltak. Ikke-strukturell restaurering brukes ommetoder for å gjenopprette naturlige funksjonerinnenfor vassdrag, eller det vi har definert som rehabili-tering og full restaurering.

Alle de nevnte måtene å gruppere ulike typer restaure-rende arbeid på har gradienten fra isolerte enkelttiltak

på avgrensede elvestrekninger til mer helhetlige tiltakder nedbørfeltet som en helhet er en sentral dimensjon.Parallelt med dette er det en gradient fra tiltak direkte ielveløpet til tiltak som fokuserer på sammenhengenmellom elveløp og elveslette (de laterale prosessene(Ward 1998) og betydningen av naturlige forstyrrelser(Junk et al. 1989)).

2.2.2 Gruppering av tiltak som behandlesi rapporten

I rapporten har vi valgt å dele inn tiltakene som beskri-ves i to hovedgrupper; tiltak som foregår direkte i deteksisterende elveløpet og tiltak som omfatter strandso-ner, elveslette og omlegginger av elveløpet. Denne inn-delingen gir samtidig et skille mellom tiltak som hoved-sakelig er av avbøtende karakter og tiltak som har størregrad av rehabiliterende- og restaurerende karakter.

I beskrivelsene berører vi både restaurerende tiltak i til-knytning til eksisterende flomforebyggende tiltak, ogmulige nye, miljøvennlige flomforebyggende tiltak ivassdrag eller på vassdragsavsnitt der det ikke ergjennomført flomforebyggende tiltak tidligere. Flere avtypene av tiltak som behandles, vil være aktuelle bådesom restaurerende tiltak og som nytt flomforebyggendetiltak, mens andre tiltak kun har restaurerende effekt, oghar liten betydning som flomforebyggende tiltak. For åunngå gjentagelser og innviklet struktur på rapporten erbeskrivelsene av miljøvennlige flomforebyggende ikkeskilt ut som egne kapitler. I stedet er det kommentert ibeskrivelsene av hvert enkelt restaurerende tiltak om og ihvilke sammenhenger tiltaket kan anvendes også somnytt flomforebyggende tiltak. Presentasjonen i rappor-ten får dermed en struktur som vist i figur 2.2.

2.2.3 Vektlegging av tiltak i elveløpet kontra tiltak istrandsoner og på elvesletter

I nyere internasjonal litteratur om vassdragsrestaure-ringer er det en tendens til sterk vektlegging av tiltaksom bidrar til å gjenopprette kontakten mellom elveløpog strandsoner/elveslette, se f.eks Brookes & Shields(1996b); Patt et al. (1998). Dette har sin naturligebakgrunn i at svært mange vassdrag både i Europa ogUSA har gjennomgått en utvikling med utstrakt kanali-sering og flomforbygging slik at kontakten mellomelveløp og elveslette er svært redusert. I tillegg harmange av elvene dette gjelder fra naturens side hattstore velutviklede elvesletter som spilte en vesentlig rollefor magasinering av vann i flomsituasjoner. I slikevassdrag vil det derfor ligge et betydelig potensiale for ågjenskape deler av denne naturlige magasineringskapa-siteten ved å øke kontakten mellom elveløp og elve-slette.

I Norge er situasjonen noe annerledes både fordi elvene



Figur 2.2 Gruppering av tiltak som behandles i rapporten.

Figure 2.2 Categories of measures discussed in the report.


ikke i samme grad har vært utsatte for kanaliseringer, ogfordi den norske topografien gjør at muligheten formagasinering av vann på elvesletter er begrenset, i hvertfall i de større vassdragene. Norske elver karakteriseres avå ha stort fall og stor erosjonskraft, og forbygninger,elveløpskorreksjoner og erosjonssikring har vært sentraleflomsikringstiltak. Viktige miljøeffekter av dette har værthomogensiering av habitatene i selve elveløpet og istrandsonene, jf. Østdahl et al. (1998). Under norskeforhold vil derfor tiltak direkte i elveløpet sammen medtiltak i smale korridorer langs vassdragene, ha størrepotensiale enn tiltak som omfatter bredere deler avstrandsonen og elvesletta. Dette reflekteres i rapportenved at tiltak direkte i elveløpet og i strandsoner vies storplass sammenliknet med tiltak knyttet til rehabiliteringog restaurering av elveslettefunksjoner.

2.3 Definisjoner knyttet til ulike typer tiltak

Stein og steingrupper – stein og blokkmateriale brukt iselve elveløpet for å skape variasjon i strømbildet ogstørre habitatdiversitet.

Organiske strukturer – fellesbetegnelse på ulike formerfor tremateriale (hele trær, trestammer, trerøtter, kvist-bunter med mer) brukt i selve elveløpet for å skape vari-asjon i strømbildet og større habitatdiversitet.

Terskler og demninger (eng.: weirs, dams) – faste struk-turer på tvers av elveleiet bygd av betong, natursteineller tremateriale eller som kombinasjon av disse materi-altypene. Terskler skiller seg fra demninger ved å ikke hainnebygd reguleringsmulighet. I Vassdragshåndbokaskilles det mellom bassengterskler for å skape vannspeileller basseng, strømterskler for å skape variasjon i strøm-bildet og sikringsterskler for å redusere fall og dermedpåkjenningen på bunn og elveskråninger (NVE 1998).

Buner og strømstyrere (eng.: deflectors) – er strukturersom begrenser bredden på elveløpet slik at strømmenakselereres forbi det innsnevrede området. Dette skapererosjon og oppbygging av banker av erosjonsmaterialeog brukes som erosjonskontroll (sikringsbuner) og for åskape variasjon i strømbildet og større habitatdiversitet(biotopbuner) (NVE 1998).

Sedimentasjonsbasseng (eng.: sedimentation basin, bedload trap) demninger som danner magasiner med så lavstrømhastighet at både materiale som transporteres sombunntransport, og deler av det suspenderte materialet ielvevannet sedimenteres. Bassengene tømmes når de erfylt opp.

Tilførsel av sedimenter - tilførsel av sedimenter til elve-strekninger som har fått redusert eller stoppet slik tilfør-sel pga. oppdemminger eller erosjonskontroll. Hensiktenkan enten være å redusere/hindre bunnerosjon med til-

hørende senking av elvebunnen, eller å legge ut grus ogstein av bestemt kornstørrelse på utvalgte elvestrek-ninger for å bedre gyteforhold for fisk.

Lokkeflommer – manøvrering av kraftverk slik at detskapes korte perioder med økt vannføring på elvestrek-ninger nedstrøms kraftverket som stimulerer til fiskeopp-gang.

Reetablering av meandere (eng.: re-meandering) - leggeelveløpet tilbake i sitt naturlige løp på strekninger somtidligere er kanaliserte. Skaper bedre økologiske forholdog øker vannets oppholdstid på elvestrekningen.Flomtopper lengre nede i vassdraget flates ut.

Reetablering av våtmarksområder - gjenoppretting avden naturlige kontakten mellom elveløp og tidligere våt-marker langs elva. Øker vannmagasineringskapasitetenog øker biodiversiteten. Kontakten mellom elveløp ogvåtmark kan ha blitt avstengt enten gjennom tidligereflomforebyggende tiltak eller tiltak ut fra andre bruker-interesser.

Flomløp (eng.: relief channel) - kanal eller elveløp somtrer i funksjon og avlaster hovedelveløpet når vannfø-ringen overstiger en grenseverdi som vil gi flom på elve-strekningen. Kanalen kan enten ha en minstevannføringeller være tørr i perioder med lav vannføring.

Retensjonssystemer - ett eller flere magasineringsområ-der for vann i tilknytning til elveløpet som kan fyllesopp under flom. Hensikten er å dempe flomtopper ellerforskyve flomtopper fra ulike delnedbørfelt i forhold tilhverandre. En spesiell form for retensjonssystem erGiessegang-system der flere påfølgende demningerdanner magasineringsområder adskilt med kulverter somakkurat tar unna den vannføringen som gir fullt elveløp.Når vannføringen overstiger kulvertkapasiteten fyllesmagasinene opp suksessivt ovenfra og nedover.

Tilbaketrukne flomverk (eng.: distant flood banks) -flomverk bygget tilbaketrukket i forhold til elvashovedløp slik at deler av elvesletten flomsikres, mensandre deler tillates oversvømmet ved flomepisoder.


Dette kapittelet er delt opp i 4 hovedkategorier av tiltak;kapittel 3.1 om strukturer i elveløpet, 3.2 om endringer itverrprofil, 3.3 om tilførsel av sedimenter og 3.4 omendringer i vannføring, jf. fig. 2.2. Der det eroverlapp/sammenheng mellom tiltak innenfor de ulikekategoriene, henvises det til gjeldene avsnitt.

3.1 Strukturer i elveløpet

De mest brukte tiltakene for å bedre habitatforholdenelokalt er å legge ut ulike typer strukturer i elveløpet.Strukturene utnytter så de naturlige, fluviale prosessenei vassdraget for å danne kulper og stryk, øke strømhas-tigheten og fjerne uønskede sedimentavsetninger. Sliketiltak har vært anvendt i mange titalls år allerede; til åbegynne med først og fremst i upåvirkede vassdrag somfra naturens side hadde dårlig habitat for fiskeproduk-sjon. Etter hvert har bruk av strukturer i elveløpet fåtten videre anvendelse og brukes nå som avbøtende tiltaki forbindelse med ulike inngrep, f.eks. på kanaliserteelvestrekninger.

I USA ble tiltak for å bedre habitatforholdene forsk-ningsmessig belyst allerede på 30-tallet (Tarzwell 1937),og har siden vært anvendt i en rekke land og blittutførlig beskrevet i mange oversiktsartikler, se f.eks.Shields (1982); Shields (1983); Wesche (1985); Hunt(1988); Swales (1989); Hunter (1991); Reeves et al.(1991). Det store flertallet av prosjekter som refereresdokumenterer positive effekter av habitattiltak i form avstrukturer som strømstyrere, dammer, steingrupper ogskjul. I Hunt (1988) ble 45 ulike prosjekter med rehabili-tering av ørrethabitater vurdert med hensyn på utvalgtesuksessvariable (totalt antall ørret, antall ørret > 6 inch.,antall ørret > 12 inch., total biomasse av ørret, fiskeinn-sats i timer og fangst). Ca 60 % av de kvantifiserteendringene på de 6 variablene viste en forbedring påmer enn 25 % , mens 43 % viste en forbedring på merenn 50 %. Best resultat ble oppnådd med etablering avskjul langs elvekanten kombinert med strømstyrere(deflektorer) i elveløpet.

I Hamilton (1989) refereres flere prosjekter der tiltakeneikke har hatt den tilsiktede effekten på det som varhovedformålet; nemlig å øke populasjonen av laksefisk ivassdragene. Det hevdes også at mislykkede habitatfor-bedringsprosjekter er underrapporterte i litteraturen. Deter først og fremst i elver med en gradient på over 2 % athabitattiltakene ikke får den tilsiktede effekten, og da

ofte fordi strukturene blir fort ødelagte. Høy ødeleggel-sesrate på kunstige habitatstrukturer dokumenteres ogsåi Frissell & Nawa (1992), i en gjennomgang av prosjekteri elver på nordvestkysten av USA. Store strukturer ogstrukturene i de elvene som var sterkest endret pga.inngrep var mest utsatte. Hamilton (1989) trekker framriktig plassering, riktig avstand mellom strukturene ogriktig konstruksjon som nøkkelfaktorer for å lykkes.

I Norge er tiltak for å bedre habitatforholdene benyttet ilangt mer beskjeden grad, men også her finnes tidligebeskrivelser (Sømme 1941). I de senere år har det imid-lertid blitt fokusert stadig mer på avbøtende tiltak i inn-grepsrammede vassdrag, i tråd med at miljøhensyn harfått en større samfunnsmessig betydning.Forskningsvirksomheten i Norge har i stor grad værtkonsentrert om avbøtende tiltak knyttet til vannkraftut-bygging. Bruken av tiltakene til andre formål er derfor istor grad avledet av de erfaringene en har gjort medslike tiltak i forbindelse med vannkraftutbygginger, f.eks.i Biotopjusteringsprogrammet (Eie et al. 1995).

Det finnes også eksempler på detaljerte planer for uliketyper habitatforbedrende tiltak som er utarbeidet vedregionkontorene til NVE. Et eksempel på dette er enplan for å forbedre habitatforholdene for laks ogsjøørret i Skauga i Rissa kommune i Sør-Trøndelag somer utarbeidet av NVE, Region Midt-Norge (NVE 1996).

3.1.1 Stein og steingrupper

Utlegging av stein og steingrupper er et enkelt og vanligbrukt tiltak for å bedre habitatet i elveløp av alle stør-relser. (Bilde 3.1). Tiltaket kan brukes både for å skapebedre gytehabitat, gi skjul, skape bedre kulp og strykvariasjoner, gjenskape meandere og kulper innenfor detkanaliserte elveløpet og for å beskytte erosjonsutsatteelvekanter (Wesche 1985; Näslund & Jonasson 1997).

I Wesche (1985) refereres undersøkelser på effekter avutlegging av stein og steingrupper i vassdrag.Undersøkelsene viser at i de aller fleste tilfellene er tilta-kene vellykkede både når det gjelder holdbarhet, for åskape bedre habitat for fisk (kulper og skjul) og for åøke tettheten av laksefisk. På bakgrunn av de refererteundersøkelsene kom det fram noen faktorer som varspesielt viktige for å oppnå et godt resultat:

3. Tiltak i elveløpet

DEL II MILJØTILPASNINGER VED EKSISTERENDE OG NYE FLOMFOREBYGGENDE TILTAK

• For å få stabile konstruksjoner bør steinene forankresved å graves delvis ned i elvebunnen.

• Plassering nær elvebredden må gjøres med forsiktig-het pga. erosjonsfaren.

• Effekten på fiskepopulasjonen er størst på elvestrek-ninger med lite kulper (mindre enn 20 % av arealetsom kulper).

I Norge er det innenfor Biotopjusteringsprogrammetgjennomført forsøk med utlegging av steingrupper somavbøtende tiltak på Lesjaleirene i Gudbrandsdalslågen, iSøya og i Teigdalselva og noen mindre forsøk i Moelvaog Brumunda. Hensikten med utleggingene var å bedreoppvekstbetingelsene for fisk i elver som er sterkt endretved regulering, forbygning, kanalisering og lignende.Måten steingruppene er plassert på i de undersøkteelvene varierer fra utlegging av røyser av grov stein iGudbrandsdalslågen, felter der hele bunnen ble dekketmed stein i Søya og til utlegging av rekker av stein iTeigedalselva. Forsøkene er nærmere beskrevet i Brittainet al. (1993); Eie et al. (1995); Raddum (1993).

Hovedkonklusjonene fra forsøkene på Lesjaleirene var atdet skjer en rask etablering av vegetasjon på steinrøy-sene, effektene på bunndyrsamfunnet er positive ved at

tettheten og artsmangfoldet øker og fisketetthetenrundt steinrøysene var merkbart høyere enn årene førutlegging. Fisketettheten var høyest ved steinrøyserplassert langs land. Steinrøysene førte til utgraving avkulper nedstrøms steinene. Disse kulpene var viktigeovervintringsplasser for større fisk.

I Søya skjedde det en rask reetablering av bunndyrfau-naen på de steinsatte områdene. Ett år etter at tiltaketble gjennomført hadde bunndyrsamfunnet en tetthet ogartssammensetning som kunne sammenliknes med enuberørt elv. Innenfor tiltaksområdet i Søya var det klareforskjeller i bunndyrmengde. Lavest tetthet ble registrerti områder med sandbunn nederst på tiltaksstrekningen.Bunndyrtettheten var noe høyere på områder med små,runde elvestein på 2-10 cm og høyest på steinsattefelter med sprengstein med størrelse fra 10-40 cm.Tettheten av ungfisk på områdene med sprengstein iSøya var vesentlig høyere enn tidligere registrert i dennedelen av elva. Dette gjaldt særlig tettheten av lak-seunger. De steinsatte områdene fungerte også somviktige gyteområder for sjøørreten.

I Teigedalselva ble det beregnet en fisketetthet på 58fisk per m2 rundt steinrekkene, mens det ikke ble regis-


Bilde 3.1 Habitattiltak (buner og store steiner), Flisavassdraget, Hedmark.

Picture 3.1 Construction of habitat measures (stream deflectors and boulders), River Flisa, Norway.

Foto: Arne Hammarsland/NVE Region Øst

trert fisk på kontrollområdene mellom dem. Tettheten erpå samme nivå som på elvestrekninger med godt skjulfor fisk.

Bruk og muligheter for bruk i norske vassdrag

Utlegging av stein og steingrupper er lite brukt i Norgesom avbøtende tiltak i forbindelse med flomforebyg-gende arbeid, men det finnes en del erfaringer knyttettil bruk som avbøtende tiltak ved vannkraftutbygginger.

Internasjonalt er tiltaket relativt mye brukt i mindreelver, og det er dokumentert positive miljøeffekter oggod holdbarhet på denne typen tiltak. Tilgang på stein-materiale til slike tiltak er god i Norge sammenliknetmed mange andre land, og tiltaket bør i større grad tas ibruk for å øke habitatdiversiteten, f.eks. på kanaliserteelvestrekninger. Tiltaket er som regel enkelt og lite kost-nadskrevende å gjennomføre, men krever nøye planleg-ging for å unngå erosjon og oppstuving.

3.1.2 Organiske strukturer

Organiske strukturer brukes som fellesbetegnelse påulike former for tremateriale (hele trær, trestammer, tre-røtter, kvistbunter, matter av ulike typer plantemateriale)brukt i selve elveløpet for å skape variasjon i strømbildetog større habitatdiversitet, eller brukt som erosjonssik-ring av elvekanter.

En rekke undersøkelser fra USA viser at høyt innhold avgrovt organisk materiale på en elvestrekning har storbetydning for habitatdiversiteten og i neste omgang forbiologien (Bilby & Likens 1980; Hartzler 1983; Shields &Smith 1992).

I en undersøkelse fra Tobe Creek, Oregon ble en elve-strekning der kantvegetasjonen ble hogd for 20 år sidenog hvor det nå er en tett bestand av unge oretrærsammenliknet med en elvestrekning der kantvegetasjo-nen består av gamle store løvtrær og hvor det er storemengder grovt organisk materiale i elveløpet.Undersøkelsen viser at det grove organiske materialetbidrar til utvikling av sidekanaler, meandere, kulper ogøke arealet med bunnsubstrat med kornfordeling sompasser som gyteområder for laksefisk. Biomassen av lak-sefisk var signifikant høyere på strekningen med gamle,store trær langs elveløpet enn på strekningen med ungeoretrær (House & Boehne 1986).

I Borchardt (1993) beskrives laboratorieforsøk på drift ogrefugiebruk hos bunndyrarter fra lavlandselver(Gammarus pulex og Ephimerella ignita) over engradient av strømhastigheter. Forsøkene viser at beggeartene hadde store populasjonstap gjennom drift nårstrømhastigheten kom over en kritisk verdi, men at vedøkende tetthet av grovt organisk materiale ble tapet i

form av drift vesentlig redusert selv om den kritiskeverdien ble oversteget. Bunndyrartene brukte altså defaste organiske strukturene som refugier under hydrau-liske forhold som tilsvarer en flomsituasjon. Dette viserbetydningen av å beholde grove organiske strukturer vedinngrep i vassdragene og at utplassering av slike struk-turer kan være et viktig element ved rehabilitering avdet fysisk habitatet i vassdraget.

I USA brukes hele trær plassert liggende på skrå med-strøms langs elvekantene som tiltak for å skape bedreørrethabitat og for å sikre elvekanten mot erosjon, f.eks.i forbindelse med kanaliseringstiltak. Trærne forankres ielvebredden enten ved bruk av stolper eller wire. En for-del med denne typen tiltak er at materialene som regelvil være tilgjengelig i umiddelbar nærhet til tiltaksområ-det og at konstruksjonen er rask og enkel. Forsøk viserat vannhastigheten nær elvebredden ble redusert medca. 2/3 og det ble registrert siltavsetninger på opp til 0.6meters dybde ved ytterenden på trærne første året etterat tiltaket ble gjennomført. Dette la grunnlaget for rasketablering av naturlig plantedekke på tiltaksstrekningen.I de refererte tiltakene ble det brukt løvtrær med lengdepå 9-18 m og med stammediamenter på 0.25 – 0.4 m.Trestørrelsen som anvendes må selvsagt avpasses etterstørrelsen på vassdraget. Undersøkelsene viste også at pånylig kanaliserte elvestrekninger var områdene rundttrærne de mest brukte habitatene for fisk (Wesche1985).

I Rosenheim-området i Tyskland blir trestubber brukt itiltak for å skape større habitatdiversitet i vassdrag somer sterkt kanaliserte. Trerøtter lenkes fast i elvebunnenved hjelp av nedgravde steinankere (Bilde 3.2).Strukturer av tre vil ha kortere holdbarhetstid enn tilsva-rende strukturer f.eks. av stein. Når en likevel velger åbruke tremateriale er dette delvis fordi store steiner er etunaturlig innslag i vassdragene i området, og fordi grovstein er både dyrt og vanskelig å skaffe. Et annet poengkan være at etter hvert som trestrukturene brytes ned vilde gi leveforhold for andre arter (f.eks. nedbrytere) ogfremme dynamiske prosesser i elveløpet i større grad ennstrukturer av stein. En forutsetning for å oppnå godholdbarhet på trestrukturer i vann, er at de er vanndek-ket til enhver tid og ikke veksler mellom å være neddyk-ket og ligge på tørt land.

Et annet eksempel på bruk av tremateriale er fra etstørre rehabiliteringsprosjekt (HochwasserschutzKirchdorf) i elva Grossache i Tyrol i Østerrike. Her ero-sjonssikres bunnen av elveskråningen med lave gjerderav trestolper (tysk: Holzpiloten) (jf. også omtale av pro-sjektet i avsnitt 3.2). Trestolpene blir slått ned i elve-bunnen til de stikker omtrent like høyt som normal-vannstand i vassdraget (Bilde 3.3). Ved høyere vann-føring vil det foregå sedimentasjon av materiale langsgjerdet og det dannes grunnlag for etablering av kant-vegetasjon på landsiden.


Palmiter-metoden som miljøvennlig flom-forebyggende tiltak

Amerikaneren George Palmiter prøvde på slutten av1970-tallet ut en metode for å stabilisere elvekanter ogrenske opp i belegg av grovt organisk materiale og silt ielver i Ohio. Metoden er senere tatt i bruk i elver i enrekke stater. Styrken med metoden er at den gjenskaperelvas hydrauliske kapasitet og reduserer mindre flommeruten å måtte ty til kanalisering eller fjerning av kant-vegetasjon. Kantvegetasjon blir tvert i mot beholdt elleretablert for å skape skygge og hindre for stor vekst avbusker og vannplanter som kan stuve opp vann i flom-situasjoner. Skygge har i tillegg gunstig effekt ved åholde vanntemperaturen nede på akseptabelt nivå forfiskesamfunnet om sommeren. Trærne er viktige for åstabilisere elvekantene og for tilførselen av organiskmateriale som føde for fisk og bunndyr. Veltede tre-stammer og røtter utgjør også habitatstrukturer for fiskog bunndyr.

Palmiter-metoden er først og fremst blitt brukt i elvermed lite fall der demninger av organisk materiale (trær,busker og kvister) forårsaker sedimentavsetning, økt

flomfare og erosjon i elvekanten der strømmen danneren ny kanal rundt demningen. Hovedprinsippet imetoden er at elva selv skal gjøre arbeidet. Sediment-avsetninger i midten av elveløpet oppstrøms "dem-ninger" av organisk materiale gjøres erosjonsutsatte vedå fjerne beskyttende lag av grovt organisk materiale ogvegetasjon, og det lages en startkanal for å sette i gangerosjonen. Senteret i demninger av trestammer og annetgrovt organisk materiale kuttes opp i mindre biter slik atdet kan transporteres med strømmen, mens de ned-gravde endene på trestammene blir liggende og fungerersom deflektorer som holder hovedstrømmen borte fraelvekantene. De naturlige deflektorene kan også supple-res med røtter eller trestammer som blir ankret fast ielvebredden (National Research Council 1992).


Trematerialer ble tidligere mye brukt i flomsikringsarbeidi Norge, f.eks. trestokker, trekister og faskiner til forbyg-ninger og erosjonssikring (Andersen 1996) og mindrereguleringsdammer av tømmer. Utover på vårt århundrehar bruken av trematerialer blitt mindre, og har de


Bilde 3.2 Trerot brukt for å skape større habitatdiversitet på kanalisert strekning, Mangfall i Bayern, Tyskland.

Picture 3.2 Wooden-root used to increase habitat diversity on channelized parts, River Mangfall in Bayern, Germany.

Foto: Torbjørn Østdahl, Østlandsforskning

senere årene vært begrenset til avbøtende tiltak ut frafiskehensyn i små vassdrag og til restaurering av enkeltebevaringsverdige vassdragsinnstallasjoner.

Bedømt ut fra bruken av trematerialer i restaurerings-sammenheng i land som Tyskland, Østerrike og USA kanbruken av trematerialer få en renessanse også i Norge,spesielt til tiltak for å øke habitatdiversiteten i vassdragmed ulike former for inngrep. De naturgitte forutset-ningene for bruk av trematerialer i ulike typer restaure-ringsarbeid er gode i Norge, og bruken av trematerialervil ut fra miljøhensyn ofte være å foretrekke framformateriale som ikke hører naturlig hjemme i vassdraget.

3.1.3 Terskler og lave demninger

Terskler og lave demninger kan bli bygget ut fra mangeulike hensyn:

• For å gjøre eksisterende kulper dypere• For å skape nye kulper ovenfor og/eller nedenfor

strukturen• For å samle og holde gytegrus på plass oppstrøms

strukturen

• For å heve vannstanden opp til kulverter slik at fiskkan passere

• For å samle opp fine sedimenter fra sideelver oghindre dem i å komme ut i hovedelven

• For å lufte vannet i vassdraget• For å bremse strømmen og la organisk stoff bunn-

felle, noe som fremmer bunndyrproduksjonen• For å heve vannspeilet av estetiske grunner• For å samle opp vann til jordbruksvanning og

vanning av husdyr• For å skape badeplasser og rekreasjonsområder• For å sikre elvebunnen mot senking

Terskler og demninger bygges både av betong, tre og avløsmasser og kan ha rett krone (helterskel) (Bilde 3.4)eller krone som skrår ned mot et midtparti (syvdeterskel).Formen på terskelen eller demningen er avgjørende forhvordan kulpdannelsen og avlagring av erosjonsmateri-ale vil skje nedstrøms, jf. prinsippskissene i figur 3.1 ogNVE's Vassdragshåndbok (NVE 1998). Alle former forterskler eller demninger krever en eller annen form forbeskyttelse av elvekantene for å hindre erosjon på flank-ene av tiltaket. Spesielt kan V-formede terskler ellerdammer der V-en peker medstrøms være utsatte forutrasing i elvekantene i og med at det dannes kulpernær breddene.


Bilde 3.3 Vertikale trestolper som erosjonssikring, Grossache i Tyrol, Østerrike.

Picture 3.3 Verticale tree-stumps as erosion control measures, River Grossache in Tirol, Austria.

Foto: Trond Taugbøl, Østlandsforskning


Figur 3.1 Prinsippskisser av ulike typer demninger og terskler (fra Hey (1996)).

Figure 3.1 Principles for different types of dams and weirs (from Hey (1996)).

Bilde 3.4 Terskler bygd for å hindre bunnsenking på kanalisert strekning, Imsa, Hedmark.

Picture 3.4 Weirs built to prevent incision on a channelized part of River Imsa, Norway.


For å undersøke hvordan terskelbygging påvirker de bio-logiske samfunnene i rennende vann ble det i perioden1975 til 1985 gjennomført et eget Terskelprosjekt i regiav NVE. Dette prosjektet konsentrerte seg om bruk avterskler i forbindelse med kraftutbygging og dokumen-terer derfor i stor grad effekter av terskler som skaperstore terskelbasseng i vassdrag med redusert vannføring.Prosjektet gir lite direkte kunnskap om effekter av åbygge terskler på strekninger med ekisterende flomfore-byggende tiltak. Noen hovedtrekk vil imidlertid kunneavledes fra prosjektet. Den generelle konklusjonen fraTerskelprosjektet - at redusert strømhastighet gjennomterskelbassenget øker oppholdstiden på dødt organiskmateriale som tilføres som driv, slik at bunndyrfaunaenfår økt mulighet for å utnytte disse næringsemnene - vilgjelde også for terskler som bygges i forbindelse medflomforebyggende arbeid. De aller fleste undersøkelsertyder også på at bygging av terskler gir økt fisketetthetog at tettheten av fisk er høyere i terskelbassengene ennpå de utenforliggende strykstrekningene. Bygging avterskelbasseng vil favorisere ørret i vassdrag som harbåde ørret og laks fordi ørret foretrekker områder medlavere strømhastighet enn laksen. En undersøkelse fraToåa viste at laks oppholdt seg på dypere vann og vedstørre strømhastighet i en kulp som var dannet ned-strøms en syvdeterskel (Eie et al. 1995).

En lang rekke undersøkelser dokumenterer negative mil-jøeffekter av kanalisering (Swales 1982a; Brookes et al.1983; McCarthy 1985; Brookes 1988). Hoveddelen avdisse undersøkelsene er fra elver i Nord-Amerika, mendet finnes også eksempler fra Europa som bekrefter desamme trekkene som undersøkelsene fra Nord-Amerika.Hovedtrekkene som går igjen er at kanalisering påvirkerden naturlige morfologien og hydrologien i vassdraget,og at dette i neste omgang har store konsekvenser påfaunaen.

Lave dammer og terskler er i mye brukt som avbøtendetiltak i kanaliserte vassdrag, både som rehabiliterendetiltak på strekninger som har vært kanaliserte i enårrekke, og som avbøtende tiltak som utføres samtidigmed selve kanaliseringsarbeidet. Hensikten med å byggeterskler og lave dammer på kanaliserte elvestrekninger erå imitere de naturlige variasjonene mellom kulp og stry-kområder med tilhørende variasjoner i dybdeforhold ogstrømhastighet (Bilde 3.5).

Terskler og lave dammer har vist seg å gi gode effekterpå biologien på tiltaksstrekningen gjennom at biomassen("standing crop") av fisk og bunndyr er stor i områdenerundt dammene og tersklene (Wesche 1985) og referan-ser her. En annen undersøkelse viste at biomassen ogtettheten av karpefisk på forsøksstrekninger i små lav-landselver i England økte med hhv.75 og 31 % året etterat lave dammer, strømstyrere og kunstig skjul var plassertut. Årsaken til forbedringene ble antatt å være at tilta-kene gjenskapte habitatforhold tilsvarende naturligekulper og stryk (Swales 1982b; Swales & O'Hara 1983).

Å erstatte eksisterende demninger (f.eks. lave betong-dammer) med celleterskler (kaskader) eller kunstige stryk(flatterskel) er et godt egnet avbøtende tiltak eller reha-biliteringstiltak når det gjelder å gjenskape et mestmulig naturlig elveløp og et positivt landskapselement.

Celleterskelen bygges av stein og andre typer løsmasserog inneholder kulper i terskelskråningen hvor strømmenstyres fra kulp til kulp slik at kulpene tar opp de størstepåkjenningene fra vannstrømmen (se nærmere beskri-velse i NVE (1998)). Kulpene gir samtidig gode opp-holdsplasser for fisk og gode habitater for bunndyr.Ulempen med celleterskler er at de krever relativt storplass i elvas lengderetning. Følgelig går det med myestein og kostnadene kan bli relativt høye. Denne terskel-typen blir mye brukt i rehabiliteringsarbeid i vassdrag,f.eks. i Tyskland og Danmark (Bilde 3.6a og 3.6b).


Bilde 3.5 Terskel bygd for å skape vekslinger mellomkulper og stryk.

Picture 3.5 Weirs built to create pool-riffle sequences.



Bilde 3.6 Konstruksjon av kaskadestryk (bilde a - øverst) og ferdig kaskadestryk bygd som erstatning for gammelmølledam (bilde b - nederst). Wasserwirtschaftsamt Rosenheim, Tyskland.

Picture 3.6 Construction of cascade ramp (picture a - top), and a cascade ramp as substitute for an old millpond(picture b - bottom). Wasserwirtschaftsamt Rosenheim, Germany.

Foto: Torbjørn Østdahl, Østlandsforskning (a), Trond Taugbøl, Østlandsforskning (b)


Kunstige stryk er mye brukt som avbøtende og rehabili-terende tiltak i vassdrag som er blitt homogenisert, f.eks.gjennom kanaliseringsinngrep, både i USA, Tyskland,Danmark og England (Bilde 3.7) (Brookes 1990; Frissell& Nawa 1992; Gore & Shields 1995; Kondolf et al.1996; Harper et al. 1998a). Tiltakene blir ofte kombinertmed utgraving av kulper og med utlegging av trestruk-turer i kulpene for å gi skjul for fisk og bunndyr. Depositive effektene av å reetablere kulp-stryk vekslingergjennom bygging av ulike former for terskler er doku-mentert i flere undersøkelser, se f.eks. Shields et al.(1995); Brookes et al. (1996b).

I Harper et al. (1998b) refereres en undersøkelse fra enlavlandselv i England som tidligere er kanalisert og hvordet har vært kontinuerlig behov for mudring. På en 2km strekning av denne elva er det konstruert til sammen26 kunstige stryk. En konklusjon fra prosjektet er at deter svært viktig å finne riktig avstand mellom strykene,og at strykene ikke er for grunne (<30 cm’s dybde) vedlavvannføring. Når dette er innfridd vil kunstig stryk ilavlandselver med lav energi resultere i geomorfologiskeendringer (bedre utviklede kulp-stryk sekvenser) og øko-logiske endringer (utvikling av typiske bunndyrsamfunnbåde for stykområder og for kulpene).


I Norge er det til sammen bygd mer enn 1 000 terskler ivassdragene og terskelbygging representerer den mestetablerte typen avbøtende tiltak i norske vassdrag. Sværtmange av tersklene er bygd for å bedre de biologiske ogestetiske forholdene i elver som har fått redusert vann-føring etter kraftutbygging, men det finnes også flereeksempler på at terskler bygges som avbøtende tiltak iforbindelse med gjennomføring av kanaliserings- og for-bygningsarbeid, eller for å redusere negative effekter aveldre kanaliseringsarbeid.

En rekke undersøkelser dokumenterer positive miljø-effekter av terskler brukt som habitatforbedrende tiltakog som tiltak for å hindre uønsket erosjon i vassdrag.Potensialet for videre bruk av ulike typer terskler somavbøtende tiltak og i større rehabiliterings- eller restau-reringsprosjekter er tilstede. Kostnadene ved bygging avterskler tilsier at potensialet i første rekke er knyttet tilmindre elver og elver der sterke brukerinteresser harnytte av tiltaket. Utfordringene ligger i første rekke på åvelge utforminger og plassering av terskler slik at de tarhensyn til et bredt spekter av brukerinteresser i vass-dragene.

Bilde 3.7 Kunstig stryk bygd som erstatning for erosjonsterskel i vassdrag i Bayern, Tyskland.

Picture 3.7 Artificial riffle as substitute for an erosion control weir in a Bavarian river, Germany.


3.1.4 Buner og strømstyrere

Buner og strømstyrere kan ha mange ulike utforminger,er relativt enkle å konstruere, er billige og kan lett til-passes de lokale forholdene i vassdraget. En bunebygges vanligvis som en triangelformet vinge der denvannledende siden peker 45 grader medstrøms, eller somen utstikker med parallelle kanter som dekker en størreeller mindre del av elveprofilet (se eksempler i bilde 3.8og 3.9). Buner kan bygges av tre, stein eller blokkmate-riale, nettingkasser fylt med stein (gabioner) eller avulike kombinasjoner av disse materialene.

I tillegg til de omtalte typene forekommer også bruk avY, V og A-formede strukturer (se figur 3.2), og uliketyper strømstyrere som er neddykkede selv ved lavvann-føring. Slike nedsenkede strukturer brukes for å skapeutgraving gjennom sekundær sirkulasjon i vannstrøm-men. Trestokker er mye brukt som materiale for slikestrukturer. Nærmere omtale av funksjonen til de ulikestrukturer er gitt i Hey (1996). I tillegg finnes detaljertebeskrivelser og tegninger av ulike former for deflektorerbygd av stein og tremateriale i Wesche (1985) og i NVE’sVassdragshåndbok (NVE 1998).

Buner utformet som triangelformede vinger har denfordelen framfor utstikkere med parallelle kanter at deved overtopping styrer strømmen inn mot sentrum av

elveløpet (se figur 3.2). Dermed er det ikke nødvendig ådimensjonere slike strukturer for vannføringer som fyllerhele elveløpet. For utstikkere med parallelle kanter vilderimot overtoppende strøm styres mot elvebredden, ogkan gi erosjon og utrasinger hvis bredden ikke erosjons-sikres eller at utstikkerne dimensjoneres for høyere vann-føringer.

I Wesche (1985) summeres det opp hvilke typer habitat-endringer som kan oppnås gjennom bruk av buner ogstrømstyrere:

• Styre strømmen til nøkkellokaliteter som f.eks. loka-liteter med gode skjulmuligheter.

• Fremme utviklingen av meandere innenfor kanalisertelveløp.

• Gjøre elvekanaler dypere og trangere.• Utvikling av kulper gjennom erosjon.• Øke strømhastigheten.• Fjerne silt fra gyteområder og kritiske områder for

invertebratproduksjon.• Beskytte elvekanter mot erosjon.• Barrierer for å holde strømmen ute av sidekanaler og

dermed konsolidere lavvannføringer.• Fremme utvikling av kantvegetasjon gjennom forma-

sjon av sedimentbanker. • Bidra til å holde vanntemperaturen lav.• Skape kulp-stryk vekslinger.


Bilde 3.8 Habitatbuner, Brumunda, Hedmark.

Picture 3.8 Current deflectors, River Brumunda, Norway.


De positive effektene av buner og strømstyrere er godtdokumenterte, se f.eks. Shetter et al. (1949); Saunders &Smith (1962); Swales (1982b); Swales & O'Hara (1983);Wesche (1985) og referanser her. Det finnes også eksem-pler på mislykkede installasjoner av buner og strømsty-rere i vassdrag; enten ved at strukturene ikke har gitt deforventede habitateffektene (Hamilton 1989), at struk-turene var sårbare for skader og trengte hyppige repara-sjoner, eller at strukturene var feilplasserte i forhold tilhverandre (Wesche 1985).

I Norge er effektene av buner som er bygd for å vedlike-holde og skape ekstra utgraving i kunstig anlagte kulper,dokumentert i Letjenna i Hedmark (Linløkken 1990;Linløkken 1997). På tiltaksstrekningen er tettheten avørret mer enn tredoblet sammenliknet med tettheten påsamme sted før tiltak og var i 1990-92 kommet opp i 69individer per 100 m2. Referansestrekningen hadde iperioden 1986-92 en tetthet av ørret på 36 individer per100 m2. Tiltakene førte også til økt andel ørret over 15cm på tiltaksstrekningen i forhold til før-situasjonen.

Wesche (1985) summerer også opp noen tommelfinger-regler for bruk av buner og strømstyrere:

• Kan brukes i elver av ulik størrelse, dvs. er ikkebegrenset bare til små elver.

• Bør brukes på vide, stilleflytende elvestrekninger medlite fall (mindre enn 3 %) og mangel på kulper ogskjul.

• Unngå toppen av strykparti da dette kan gi opp-stuving oppstrøms.

• Elvebredden på motsatt side av bunen må være stabil.• Unngå områder med løst og/eller ustabilt substrat.• På rette elvestrekninger vil alternerende buner plassert

med en avstand på 5-7 ganger bredden på elveløpetskape en naturlig sinusform på elveløpet.

• Unngå høye, bratte og eroderte elvekanter medmindre hele elvekanten skal erosjonssikres.

• Vær sikker på at forholdene i elvebredden er slik atenden på strukturen kan forankres 1,2 – 1,8 meterinn i bredden.

• Hvis utsiden av en elvesving er stabil kan en buneplassert på innersiden av elvesvingen bidra til kulp-dannelse i yttersvingen.

• Unngå trange kanaler med høy transportkapasitet.• For å unngå skade på selve bunen og på motstående

elvebredd ved høy vannføring bør strukturen ikkestikke mer enn 0,15 – 0,30 m over nivået for lavvann-føring.


Figur 3.2 Prinsippskisser for ulike typer buner (fra Hey (1996)).

Figure 3.2 Principles for different types of deflectors (from Hey (1996)).

I litteraturen er det noe forskjellig oppfatning av hvormye strømbredden må innsnevres for at en bune skal gigode resultater. I undersøkelser som refereres i Brookeset al. (1996b) fant en at i de fleste tilfellene måttestrømbredden innsnevres med 70 – 80 % for å gi goderesultater, mens Swales (1982b) oppnådde gode resulta-ter med buner som stakk 1/3 til 1/2 over elvekanalen ien liten lavlandselv i England. Ved generell planleggingkan en regne med at det er tilstrekkelig at bunen dekker50 % av kanalbredden, og at den nøyaktige tilpasningenute i felt må avgjøres av stabiliteten på elvebredden,substratsammensetning, hvor godt pakket substratet erog av diverse hydrauliske karaktertrekk (Wesche 1985).

Gabioner er mye brukt som fisketiltak i USA og har vistseg å være effektivt til å endre strømforholdene slik atgytegrus vedlikeholdes og dermed bidra til produktivtlaksefiske. I House (1996) vises det at riktig bruk avgabioner skaper grusbanker med bedre gyteforhold enn inaturlige vassdrag. Bruk av gabioner til buner ellerstrømstyrere er imidlertid omstridt pga. estetiske forholdog fordi de er mer utsatte for skader og må repareresoftere enn buner av stein og tre.


Bilde 3.9 Konstruksjon av bune (bilde a - øverst) og ferdig utformet bune (bilde b - nederst), Flisavassdraget,Hedmark.

Picture 3.9 Construction of a current deflector (picture a - top) and a newly constructed deflector (picture b -bottom), River Flisa, Norway.



Buner er en del brukt i norske vassdrag som erosjonssik-ring og i enkelte tilfeller som avbøtende tiltak f.eks. påkanaliserte elvestrekninger (habitatbuner). Internasjonalter positive miljøeffekter av ulike typer buner som avbø-tende tiltak, f.eks. forbindelse med kanalisering, godtdokumentert.

På samme måte som terskler er mulighetene for bruk avbuner som miljøtiltak i første rekke knyttet til mindrevassdrag. I større vassdrag kan bruk av buner til ero-sjonssikring i enkelte tilfeller kunne erstatte mer omfat-tende og miljømessig mer skadelige tiltak og dermedbetraktes som et miljøvennlig flomforebyggende tiltak.

3.1.5 Sedimentasjons- og stabiliseringsbasseng

Rehabilitering av elvestrekninger gjennom bruk av sedi-mentasjonsbasseng brukes i vassdrag som har fått øktinnhold av erosjonsmateriale pga. ulike typer aktiviteterog tiltak i nedbørfeltet eller direkte i vassdraget, f.eks.kanaliseringer. Sedimentasjonsbasseng kan dessutenbrukes direkte som flomforebyggende tiltak ved at slikebasseng kan erstatte andre typer tiltak som f.eks.senking, masseuttak og flomforbygninger.

Hovedprinsippet for sedimentasjonsbasseng er at engjennom oppdemming, utvidelse av elveløpet ellerutgraving av en kulp får en elvestrekning med redusertstrømhastighet slik at erosjonsmateriale som tilføres medstrømmen felles ut som sedimenter i bassenget.Bassenget tømmes så for sedimenter ved behov.

Sedimentasjonsbasseng kan i prinsippet være alt fra småtemporære dammer eller utgravde basseng som anleggesnedstrøms områder hvor det foregår aktiviteter som for-ventes å gi økt sedimenttransport, f.eks. i forbindelsemed ulike typer anleggsvirksomhet, til permanentedammer eller basseng i vassdrag som har mer varige for-styrrelser i sedimenttransporten. Hansen (1973) sum-merer opp fordelene og ulempene med sedimenterings-dammer i følgende punkter:

Fordeler:• Fjerner mesteparten av bunntransporten på området

der dammen anlegges.• Fjerner bunntransport fra diffuse kilder som det er

vanskelig å sette inn tiltak mot direkte. • Kan beskytte kritiske områder, f.eks. gyteområder.

Ulemper:• Har begrenset virkning på finfraksjonen i erosjonsma-

terialet som transporteres.• Bassengene krever periodisk tømming og opprensking.• Det kreves et sted hvor massene som tas ut kan

deponeres.

• Utgravde basseng kan forårsake bunnsenking opp-strøms.

• Utgravde basseng kan være økologisk uheldige ved åfungere som næringsfeller eller ved å forårsakeepisoder med ekstremt høy turbiditet nedstrøms pga.erosjon i bassenget ved flom.

Dammer i store vassdrag konstruert utelukkende for åredusere sedimenttransporten er lite brukt. Det finnesenkelte eksempler i USA, f.eks. Buckhorn Dam i GrassValley Creek, California (Waters 1995). Denne dammenvar kalkulert å til å ha en levetid på 50 år og å skullesamles opp ca. 1/4 av en årlig sedimenttilførsel på170 000 yd3. Waters (1995) nevner flere betenkeligheterknyttet til slike store sedimentasjonsdammer. En viktigbegrensning er at mulighetene for vedlikehold gjennomå fjerne sedimentene er nesten lik null når bassengeneblir så store. En annen begrensing er at sedimentbas-senget kan gi økte avsetninger av sedimenter oppstrømsbassenget og dermed heving av elveløpet. Nedstrømsbassenget kan økt transportkapasitet for sedimenter(underskudd på sedimenter) gi økt erosjon i elvekanteneog elvebunnen og fare for undergraving av flomsikringerog senking av elveløpet.

I små og middels store ørretelver i USA er sedimenta-sjonsbasseng mye brukt for å beskytte nedenforliggendeelvestrekninger mot tilslamming med erosjonsmaterialesom dannes f.eks. i forbindelse med aktiviteter i nedbør-feltet som flatehogst og veibygging (Waters 1995). Påsamme måte kan tiltak i selve vassdraget som f.eks.kanaliseringer, senking, masseuttak og mudring gi behovfor bygging av sedimentasjonsdammer som avbøtendetiltak for å vedlikeholde viktige gyte- og oppvekstområ-der for fisk og for å redusere negative effekter på dyre-og plantelivet i vassdraget mer generelt.

En undersøkelse av effekten av et sedimentasjonsbas-seng i Poplar Creek, Michigan viser at bassenget fjernet86 % av bunntransporten i elva og at dette resulterte ien økning i antallet ungfisk av ørret med 40 % og entotaløkning i ørretproduksjonen på 28 % (Alexander &Hansen 1983; Hansen et al. 1983).

Sedimentasjonsbasseng som miljøvennligflomforebyggende tiltak

Som flomforebyggende tiltak bygges sedimentasjonsbas-seng for å samle opp grus- og steinmasser som settes ibevegelse ved stor vannføring. I vassdrag med stort fallog stor erosjonskraft kan hensikten være å hindre steinog blokkmaterialet i å bevege seg til trange punkter ivassdraget hvor de kan hope seg opp og forårsake storekatastrofepregede skader i en flomsituasjon (f.eks. vedbruer eller kulverter, og ved at elva tar nye løp). I elvermed mindre fall kan hensikten være å hindre økt flom-vannstand i områder der massene ellers ville bli sedi-mentert og ville ha redusert størrelsen på elveprofilet.


De negative miljøeffektene av å bygge slike sedimenta-sjonsbasseng er små så lenge bassenget bygges slik atdet ikke fungerer som vandringshinder for migrerendefisk. Bygging av sedimenteringsdammer er et inngrep ivassdraget, og årsaken til at vi grupperer tiltaket som etmiljøvennlig flomforebyggende tiltak er i første rekke attiltaket reduserer behovet for å gjøre tiltak med langtstørre negative miljøeffekter andre steder i vassdraget.

Et konkret eksempel på dette fra et alpevassdrag iBayern, er hvordan bygging av sedimentasjonsdammeroppstrøms et tettbebygd område ble gjennomført istedet for forbygningsarbeid, utvidelse av elveprofil ogutvidelse av kulverter i vassdraget ved tettstedet. Det blebygd sedimentasjonsdammer med åpning i bunnen slikat normalvannføring og mindre flomtopper går rettgjennom dammene uten at den har noen effekt når detgjelder å samle opp erosjonsmateriale (Bilde 3.10). Førstnår det oppstår større flommer med transport av grovefraksjoner (stein og blokkmateriale), vil sedimentasjons-dammene tre i funksjon ved at åpningene i demningeneblokkeres. Åpningene er beskyttet av jernbjelker som erslått ned i bunnen inne i selve sedimentasjonsbasseng-ene for å lette belastningen når lukene blokkeres. Denegative miljøeffektene av denne typen tiltak er knyttet

til det estetiske ved å ha en relativt høy mur stående påtvers i elveløpet uten vannspeil på oversiden av dammen.I det nevnte forsøksområdet er dette forsøkt kompensertgjennom å kopiere gamle byggeteknikker som har værttypiske for området, og ved å velge en steintype medsvært ru overflate som blir raskt tildekket med begroingog passer godt inn i landskapsbildet (Bilde 3.11).

I Norge er det noen få eksempler på at det er byggetstore sedimentasjonsdammer som flomsikringstiltak. Etav disse, og i hvert fall det eldste kjente eksemplet, ermaterialsamledammen som ble bygd i Ulavassdraget iGudbrandsdalen i 1878-79 (Andersen 1996).Ulavassdraget er en sideelv til Gudbrandsdalslågen ned-strøms Selsmyrene i Sel kommune. Ula er en svært mas-seførende elv og førte så mye masser ut iGudbrandsdalslågen at det skjedde en stadig forsumpingav Selsmyrene. Dammen som ble bygd var i overkant av10 meter høy og kunne holde tilbake mellom 160 –170 000 m3 masse. Mer vanlig i norske vassdrag er småsedimentasjonsbasseng bygd som utposninger på elve-profilet. Dette gir elveavsnitt med lavere stømhastighethvor bunntransportert materiale kan sedimenteres og tasut av elveløpet (Bilde 3.12).


Bilde 3.10 Sedimentasjonsdam med åpninger i bunnen, alpin elv i Bayern, Tyskland.

Picture 3.10 Bed load trap with bottom openings, alpine river in Bavaria, Germany.

Bilde: Trond Taugbøl, Østlandsforskning

En annen type sedimentasjonsbasseng som er noe brukter basseng der det å hindre nedstrøms sedimenttransporter en av flere andre funksjoner. I norske vassdrag harreguleringsmagasiner i forbindelse med kraftutbyggingofte en betydelig effekt på sedimenttransporten ned-strøms kraftverksdammene. Norske vassdrag har ca. 800kraftverksmagasiner (Eie et al. 1995). I sedimentrikeelver vil klarere vann nedstrøms basseng som gir sedi-mentasjon av erosjonsmateriale, gi mulighet for økt bio-logisk produksjon pga. bedre forhold for primærproduk-sjon og større næringstilgang og mer stabile habitatfor-hold for dyrelivet.


Bilde 3.11 Sedimentasjonsdam med åpninger i bunnen og bygd etter gammel byggeteknikk og med steintypetilpasset landskapsbildet.

Picture 3.11 Bed load trap with bottom openings, constructed according to old techniques and with rocks fittingwell into the landscape.

Bilde: Torbjørn Østdahl, Østlandsforskning

Bilde 3.12 Sedimentasjonsbasseng ved utløpet av Vålai Gudbrandsdalslågen, Oppland.

Picture 3.12 Bed load trap at the connection, RiverVåla to River Gudbrandsdalslågen, Norway.


Stabiliseringsbasseng som miljøvennligflomforebyggende tiltak

Kanaliseringer, senkinger og masseuttak kan i enkeltetilfeller sette i gang ukontrollerte erosjonsprosesser ivassdraget (Brookes 1989; Gore & Petts 1989). Spesielt ivassdrag som går gjennom områder med ustabile løs-masser eller bratt terreng, kan effektene av erosjon (iselve tiltaksområdet og tilbakegravende erosjon opp-strøms tiltaksområdet) være alvorlige. Resultatet kan bliutrasing eller utglidning av høye og bratte elvekanterslik at elveløpet demmes opp og gir katastrofepregedeflombølger når demningen brister. Utrasinger kan ogsågi negative miljøeffekter selv om materialet tilføres mergradvis ved at det gir en kontinuerlig mating av vassdra-get med erosjonsmateriale. Habitatforholdene blirdermed ustabile, vannet får økt turbiditet og elvebun-nen heves i områder der elva har lite fall.

Som flomforebyggende tiltak i vassdrag hvor det er farefor tilbakegravende erosjon og utrasinger, kan detbygges sedimentasjonsbasseng som har som hovedfunk-sjon å stabilisere elveløpet. Slike stabiliseringsbassengtømmes ikke når de er fylt opp, og de primære funksjo-nene er å beskytte mot utglidning av bratte og høyeelvekanter og å hindre tilbakegravende erosjon. Brukenav slike basseng kan under gitte forhold erstatte meromfattende flomforebyggende tiltak som ville gitt bety-delige negative miljøeffekter i vassdraget.

I bratte, alpine elver i Tyrol og Bayern er det vanlig medstabiliseringsbasseng både i partier av elva med stort fallog i partier der det kan dannes mer langstrakte bassengmed redusert strømhastighet bak demningen. Lang-strakte stabiliseringsbasseng vil også holde igjen grovterosjonsmateriale som blokk og stein under spisse oghøye flomtopper. Dette er materiale som vil kunne forår-sake store skader lengre nede i vassdraget, f.eks. vedblokkering av kulverter.


Store sedimentasjonsbasseng er lite brukt direkte somavbøtende tiltak i forbindelse med flomforebyggendearbeid i Norge. Sedimentasjonsbasseng bygd som lang-strakte utposninger på elveprofilet er en del brukt for åhindre erosjonsmateriale fra massetransporterende side-elver fra å komme ut i hovedvassdraget, f.eks. i sidelevertil Gudbrandsdalslågen. Flere dammer som primært eranlagt for andre formål, f.eks. reguleringsmagasiner ogdammer bygd for å fjerne innhold av partikkelbundneforurensninger, bidrar til å redusere behovet for flom-forebyggende tiltak ved at de hindrer erosjonsmaterialefra å nå flomutsatte deler av vassdraget.

Både sedimentasjons- og stabiliseringsbasseng har rela-tivt beskjedne negative miljøeffekter sammenliknet medflomsikringstiltakene de kan erstatte, og kan være alter-

nativer for miljøvennlig flomsikring i enkelte vassdrag.Tiltakene har også potensiale som deltiltak i større reha-biliterings- og restaureringsprosjekter, f.eks. ved å hindrenedsedimentering av andre habitattiltak. Ulempen medsedimenteringsdammer er at de krever jevnlig tømming.

3.1.6 Fjerning av vandringshindere

Ulike typer demninger eller tiltak som øker strømhastig-heten (f.eks. kulverter) kan være vandringshindre formigrerende fiskearter, enten ved at de er høyere ennmaksimal hoppehøyde for fisken, eller fordi strømhastig-heten overskrider fiskens maksimale svømmehastighet.Som tommelfingerregel regner en med at laks kan hoppeforbi fall på 3,5 meter mens ørret greier fall på 2,5meter, og at laksefisk kan svømme med en hastighet persekund på 3-4 ganger fiskens lengde (Johlander 1997).

Demninger betyr lite som eget flomforebyggende tiltak iNorge, men store dammer bygd f.eks. i forbindelse medvannkraftutbygging har ofte flomforebyggende effektsom bivirkning, og kan indirekte betraktes som et flom-tiltak. Den eneste typen dammer som forekommer bruktsom flomforebyggende tiltak i Norge, er sedimentasjons-dammer for å samle opp erosjonsmateriale i sterkt mas-seførende elver, jf. avsnitt 3.1.5. Denne typen elver erofte bratte og med naturlige barrierer for fiskeoppgang,men i enkelte tilfeller kan sedimenteringsdammen værevandringshinder.

Vandringshindre for fisk ved større demninger kan elimi-neres ved bygging av fisketrapp eller ved å lage etomløpsstryk forbi demningen. En fisketrapp er et rentavbøtende fisketiltak der målsettingen er å legge til rettefor at fisk skal kunne passere forbi et vandringshinder.Prinsippene for ulike typer fisketrapper er oppsummert iJohlander (1997). Et omløpsstryk bygges som en smalkanal som legges i slynger i terrenget ved siden av dem-ningen, og må være tilstrekkelig langt slik at en oppnåret fall og en strømhastighet som fisken kan forsere.Kanalen bygges som regel med innlagte kulper ogstrukturer som skal skape varierte habitatforhold.Omløpsstryket har dermed en bredere funksjon enn enfisketrapp ved å tjene både som leveområde for planterog dyr og som passasje for migrerende fisk. I tillegg erområdet langs omløpsstryket ofte godt egnet for tilret-telegging for friluftsliv og rekreasjon. Det finnes litedokumentasjon på miljøeffekter av omløpsstryk franorske vassdrag, mens effektene av fisketrapper stortsett er godt dokumenterte (Anon 1990; Jensen & Aass1991; Larsen et al. 1988). I Danmark er bygging avomløpsstryk svært vanlig, og det finnes en rekke under-søkelser som dokumenterer høye tettheter av bunndyrog fisk på omløpsstryk og at omløpsstrykene fungerergodt med hensyn på fiskevandringer (Hansen 1996a).

Sedimentasjonsdammer kan variere fra relativt høyedammer i bratte elver med grovt substrat, til lave terskel-


lignende dammer i vassdrag med lite fall. I bratte elverer metoden med åpning i bunnen av dammen (beskreveti avsnitt 3.1.5) et alternativ til bygging av omløpsstrykfor å sikre fri passasje for fisk. Sedimentasjonsdam medbunnåpning for vanlige vannføringer er dessuten somregel rimeligere og mer gjennomførbart i forhold tiltopografiske forhold, enn bygging av omløpsstryk. Forlave sedimentasjonsdammer kan en utsparing i terskel-dammen eller en terskelform som samler minstevannfø-ringen være tilstrekkelig tiltak for å sikre fiskepassasje.

I mellom-europeiske elver er lave demninger mye bruktsom tiltak for å hindre bunnerosjon på elvestrekningersom har fått redusert tilførsel av sedimenter f.eks. ned-strøms vannkraftmagasiner. Disse demningene kan ut-gjøre vandringshindere ved lave vannføringer spesielt forstrømsvake fiskearter. Demningene erstattet derfor medterskler som sikrer fri fiskepassasje, f.eks. celleterskler.


Vandringshindre i norske vassdrag er i stor grad knyttettil vannkraftutbygging (demninger, elvestrekninger medliten vannføring med mer), mens flomforebyggendetiltak i liten grad skaper vandringshindre. Unntaket er atsedimentasjonsdammer og enkelte sikringsterskler (vedlav vannføring) kan utgjøre vandringshindere.

Potensiale for fjerning av vandringshindere som avbø-tende tiltak i tilknytning til flomforebyggende tiltak erfølgelig lite, og er begrenset til å endre formen på tersk-ler (f.eks. å bygge celleterskler eller å erstatte terskelenmed kunstig stryk). Metoden med åpninger i bunnen på

sedimentasjonsbasseng kan også ha et visst potensiale,særlig som nytt miljøvennlig flomforebyggende tiltak.

3.1.7 Skjøtsel av vegetasjon i elveprofilet

Trær, busker og annen makrovegetasjon i elveprofiletbidrar til å redusere vannhastigheten og dermed elvelø-pets transportkapasitet. I flomutsatte områder kan detderfor være aktuelt å fjerne vegetasjon fra elveprofiletsom et flomforebyggende tiltak. Samtidig utgjør makro-vegetasjonen under normalvannstand viktige habitat forbunndyr, mens trær, busker og annen vegetasjon mellomnormalvannstand og flomvannstand har viktig funksjo-ner både som erosjonssikring, som habitat for terrestreorganismer, som næringskilde for dyrelivet i vassdragetog for regulering av solinnstrålingen på vassdraget, jf.avsnitt 4.4.2.

Skjøtsel av makrovegetasjon som vokser under nivået fornormalvannstand er vanlig som miljøvennlig flomfore-byggende tiltak i stilleflytende vassdrag f.eks. i Danmarkog Tyskland (Krause 1977). I Danmark er behovet forskjøtsel av vegetasjonen i vassdragene så stort at detfinnes egne direktiver med hjemmel i Vannløbsloven av1982 for når og hvordan skjøtselen skal skje, og kom-munene har egne "åmenn" som har ansvaret for grøde-skjæringen (Madsen 1995). En selektiv fjerning avvegetasjon i elveløpet slik at vegetasjonen langs kantenefår stå igjen (i stedet for at all vegetasjonen fjernes), harøkt antall bunndyrarter i vassdrag i Danmark hvor dennemetoden er anvendt (Bilde 3.13). I tillegg har disse vass-dragene blitt bedre habitater for fisk bedømt ut fra økttetthet av ørret (Madsen 1997).


Bilde 3.13 Vassdrag med sterk plantevekst og behov for skjøtsel. Sønderjylland, Danmark.

Picture 3.13 River with dense macrovegetation that needs to be controlled. South Jutland, Denmark.


I naturlige vassdrag i Norge er planteveksten så lav atproblemet med gjengroing er lite eller ubetydelig.Unntaket er små vassdrag i lavlandet i jordbruksområderlangs Oslofjorden og på Jæren, som kan ha slike proble-mer pga. høy næringssalttilførsel. I Norge er problema-tikken med gjengroing i elveprofilet i hovedsak knyttettil sonen mellom normalvannstand og flomvannstand.Det er i første rekke i vassdrag med redusert normal-vannføring og et utjevnet vannføringsmønster, f.eks. pågrunn av reguleringsinngrep, at gjengroing med trær ogbusker skjer, og hvor vegetasjon gir oppstuving og øktflomvannstand (Østhagen 1992). I slike vassdraggjennomføres opprensking eller skjøtsel for å gi bedreflomavledning. Teknikker for rydding av uønsket busk-og trevegetasjon som f.eks. mekanisk rydding og kjemiskbehandling er kjent fra skogbruket, men av forurens-ningshensyn er det kun mekanisk rydding eller tynningsom er aktuelle metoder i vassdragene (NVE 1998).


Skjøtsel av vegetasjon i elveløpet skjer per i dag i førsterekke i regulerte vassdrag der utjevnet vannføring gir øktgjengroing.

Tiltaket har potensiale som miljøvennlig flomforebyg-gende tiltak ved å redusere faren for oppstuving ogskadelig erosjon på flomutsatte elvestrekninger, og kanenkelte steder erstatte flomforebyggende tiltak medstørre negative miljøeffekter.

3.2 Endringer i tverrprofil

3.2.1 Slakkere skråninger

Ved erosjonssikring og flomforbygging får elveløpetgjerne et trapesformet tverrprofil der elvekantene har enjevn skråning med helling på mellom 1:1,5 og 1:3.Utslakking av elveskråninger og bedre tilpassing av skrå-ningene til elvas naturlige former er viktige rehabilite-rende tiltak. Ved å lage slakkere skråninger skapes detlettere adkomst til elva for mennesker og dyr (NVE1998), og faren for erosjon og utrasing i elvekantenereduseres. Slakke elveskråninger skaper også et smaltområde som vil fungere som en elveslette. Dette sprerenergien i vannmassene over et større areal ved storvannføring slik at strømhastigheten og elvas transport-kapasitet for sedimenter reduseres. Sedimenter vildermed i større grad avsettes i elveskråningene i stedetfor å bli transportert til nedenforliggende elvestrekninger(Petersen et al. 1992). Ved å tillate vegetasjonsutviklingpå slike smale striper eller korridorer i direkte kontaktmed elveløpet, skapes det dessuten en buffersonemellom vassdraget og tilstøtende arealer. Gjennom debiologiske prosessene i denne sonen reduseres tilførsleneav næringssalter til vassdragene. I tillegg danner sonenet komplekst habitat og bidrar både til å stabilisere elve-

kantene og til en biologisk produksjon med betydningfor produksjonen i selve elveløpet. Ulempen med å lage slakkere elveskråninger er attiltaket er plasskrevende og kan være i konflikt med are-albruken langs vassdraget. Overhengende og brattekanter gir skjul og skygge i større grad enn slakkereskråninger. Hvis slike kanter er stabile eller at erosjon herikke medfører problemer, bør slike kanter få stå urørte.

I elva Grossache i Tyrol i Østerrike ble det i 1996 startetopp et omfattende prosjekt for å bedre flomforholdeneved tettstedet Kirchdorf og på flomutsatte elvestrek-ninger nedstrøms. Flomsikringsprosjektet("Hochwasserschutz Kirchdorf") kombinerer bedre flom-sikring med rehabilitering av tidligere kanaliserte ogforbygde elvestrekninger ved at elveløpet senkes ogutvides fra en smal forbygd kanal til et elveløp derbredden varierer og hvor det er lagt vekt på å skape flereog bedre leveområder for planter og dyr bl.a ved utslak-king av elvekantene (Bilde 3.14 og 3.15). Som flomsik-ring betyr senkingen av elveløpet kombinert med utvi-delse i bredden, at faren for oversvømmelse av Kirchdorfreduseres. Samtidig holdes vannet bedre tilbake i detteområdet under flomsituasjon enn tidligere. Dermeddempes flomtoppen og faren for oppstuving på de mestutsatte områdene nedstrøms reduseres. Det nye elveløpettillater dessuten større dynamikk når det gjeldererosjons- og sedimentasjonsprosesser med stadigenydannelse av elveløp og sedimentbanker innenfor enkorridor med erosjonssikrede elvekanter. Prosjektetomfatter også tiltak for å legge til rette for bruk avområdet til friluftsliv gjennom etablering av gang- ogsykkelveier langs vassdraget, og bygging av nye bruerfor kryssing av hovedelva og diverse tilløpsbekker(Gemeinde Kässen 1995; Gemeinde Kirchdorf 1998).

Bruk av trevirke og levende morplanter er viktige ele-menter i erosjonssikringen av de nye elveskråningene idette prosjektet. Ved utvidelse av elveprofilet ble gamleforbygninger med tilhørende kantvegetasjon fjernet.Stubbene av større trær og busker som ble hogd i for-bindelse med dette arbeidet, ble plassert ut i de nyeelveskråningene som morplanter som skulle sikre raskreetablering av ny kantvegetasjon (Bilde 3.16). Samtidigbidro trestubbene til å holde massene i de nye skråning-ene bedre på plass fra første stund i forhold til f.eks vedbruk av stiklinger eller utplanting av små trær hvordenne effekten først ville gjøre seg gjeldende etter noenår. De aller fleste av stubbene overlevde tilbakeskjæ-ringen og fikk raskt rikelig med nye skudd. Det bleansett som avgjørende for å få god overlevelse atstubbene ikke ble plassert for høyt i forhold til grunn-vannsnivået langs elva slik at de store rotsystemenehadde jevn og god tilgang på vann den første tidenetter utplanting.


For å revegetere elveskråninger ble det også satt vedstik-linger, dvs. kvister fra andre trær, direkte i jorden.Stiklingene/kvistene ble tatt fra trær i samme område,gjerne fra motsatt bredd som ikke ble berørt avanlegget. Plantingen ble gjort i løpet av senvinter/vårfor å få god overlevelse på stiklingene.Ytterligere ero-sjonssikring av elvekantene på en del av elvestrekning-ene i prosjektet ble gjort gjennom bruk av gjerder avvertikale trestolper (tysk: Holtzpiloten), og bruk av tre-stolper i kombinasjon med faskiner (pølser av tynne tre-stammer eller kvister fylt med stein) (tysk:Weidenfaschinen) (Bilde 3.17). Bruken av trematerialenebegrunnes med at konstruksjonene skaper en mernaturlig elvestruktur (enn bruk av stein og betong) og ervelegnet for å skape gode leveforhold for fiskefaunaen ivassdraget.


Bilde3.14 Overgangen mellom tradisjonelt kanalisert elveløp og rehabilitert strekning med utvidet elveprofil,Grossache i Tyrol, Østerrike.

Picture 3.14 The transition between a traditionally channelized river and a rehabilitated river with enlarged riverprofile, River Grossache in Tirol, Austria.


Bilde 3.15 Rehabilitert område med slakk, tilplantetelveskråning, Grossache i Tyrol, Østerrike.

Picture 3.15 Rehabilitated area with gentle and re-vegetated riverslope, River Grossache in Tirol, Austria.


Bruk av faskiner til erosjonssikring og flomsikring er envelkjent metode også i Norge helt tilbake tilKanalvæsenets tid (1813 – 1847). I Andersen (1996)vises skisser av "sænkfaskiner", "gumpenbergsfaskiner","faskinpakkværk" og "faskingjærde" som skulle brukes iforbygninger i Lærdalselva på 1880-tallet. En interessantobservasjon knyttet til faskiner er at skissene som ergjengitt i Andersen (1996), er nærmest identiske medmodeller av faskiner som ble brukt i Tyskland på sluttenav forrige århundre som finnes utstilt i vassdragsmuseettil Wasserwirtschaftsamt Rosenheim i Bayern. Dette indi-kerer at det skjedde kunnskapsutveksling mellomTyskland og Norge på forbygnings- og flomsikringmeto-der på 1800-tallet.

Tverrprofil med terrasse

For å lette adkomsten til vassdraget eller for å bryte oppstive linjer i en forbygning kan flom- og erosjonssik-


Bilde 3.16 Levende trestubber med rotsystem brukt for rask reetablering av kantvegetasjon, Grossache i Tyrol,Østerrike. Foto: Trond Taugbøl, Østlandsforskning.

Picture 3.16 Living tree-stumps with roots used for rapid re-establishment of riparian vegetation, River Grossachein Tirol, Austria.

Bilde 3.17 Erosjonssikring med vertikale trestolper ogfaskiner, Grossache i Tyrol, Østerrike. Foto: T.Østdahl.

Picture 3.17 Erosion control by vertial woodpilots andbundels of treebranches filled with stone, RiverGrossache in Tirol, Austria.

ringen bygges med en terrasse i sikringstverrsnittet (NVE1998). Terrassen kan ha funksjon som fiskesti, turstieller for maskinelt vedlikehold av anlegget. Det kan ogsåvære aktuelt med terrassering i flere plan for å ivaretafriluftsinteressene og de biologiske forholdene i elva. Forat det biologiske livet i elva skal begunstiges av en slikterrassering må den laveste terrassen ligge lavt i forholdtil elveløpet slik at den oversvømmes ofte, eller det mågis rom for etablering av kantvegetasjon på terrassefla-ten (Bilde 3.18).

To-trinnskanal

En spesiell form for rehabilitering av naturlige vass-dragsfunksjoner gjennom utslakking av elveskråningeneer å etablere en to-trinnskanal. Dette innebærer at elve-løpet konstrueres med en smal kanal som samler oppvannføringen ved middels til lave vannføringer og enbredere elvesletteliknende del som oversvømmes vedhøyere vannføringer. Denne høyereliggende delen avelveprofilet vil kunne ha fast vegetasjondekke med trærog busker. Når det konstrueres kanal for lavvannføring,kan denne legges slik at den simulerer den morfologiskeformen på den opprinnelig kanalen før inngrep. Dette

bidrar til å sikre stabilitet og biologisk og estetisk diver-sitet (Petersen et al. 1992).

I Hey (1996) påpekes det at to-trinnskanaler først ogfremst egner seg i lavlandselver og at det er viktig medskjøtsel av vegetasjonen på "flomtrinnet" i kanalen, slikat flomavledningskapasiteten ikke blir for liten pga.gjengroing. Beiting er mye brukt som virkemiddel for åholde vegetasjonen på et akseptabelt nivå ut fra flom-hensyn, men det er på langt nær alle områder som harbuskap tilgjengelig for slike formål.


Utslakking av elvekanter, terrassert elvetverrsnitt og to-trinnskanal representerer ulike grader av å skille ero-sjonssikring og flomsikring fra hverandre og tillate etforland mellom erosjonssikringen og flomsikringen, jf.også avsnitt 4.2.4 om tilbaketrukne flomverk. I Norgefinnes det etter hvert mange eksempler på terrasserteforbygningsanlegg med fiskestier/turstier på terrasse-flaten, mens det foreløpig etter det vi kjenner til ikkefinnes to-trinnskanaler.


Bilde 3.18 Gangvei og vegetasjonsbelte på terrasse i elveskråningen, Isar i Bayern, Tyskland.

Bilde 3.18 Walking path and vegetation on a terrace in the riverslope, River Isar in Bavaria, Germany.


Både utslakking av elvekanter og terrassering av forbyg-ninger er rehabiliterende tiltak som bør ha relativt stortpotensiale i norske vassdrag. For brukerinteresser somfriluftsliv og fiske vil smale terrasser være tilstrekkelig forå øke bruksverdien, mens positive effekter for dyre- ogplantelivet i vassdraget krever større bredde på forlandetog mulighet for etablering av kantvegetasjon. Potensi-alet for etablering av to-trinnskanaler vil være merbegrenset pga. topografiske forhold (stort fall og storerosjonskraft i vassdragene), og vil være begrenset tilmindre lavlandselver med lite fall.

3.2.2 Innsnevring av tidligere utvidede elveløp

Naturlige elveløp alternerer mellom brede, grunne stryk-områder og smale, dype kulper. Ved flomsikringstiltaksom kanalisering og forbygning elimineres ofte dennevariasjonen i bredde og dybde, og elveløpet blir gjortbredere enn det som er naturlig for elva for å øke elve-løpets kapasitet. Utvidelse i bredden har ofte alvorligeeffekter på de biologiske samfunnene i vassdraget fordivanndypet ved normalvannføring reduseres, dybde ogstrømforhold blir mer homogene, det blir mindre skjulfra områder med kantvegetasjon og kantvegetasjonen

fjernes ofte helt som et ledd i sikringstiltaket (Swales1989).

Tiltakene som er nevnt i avsnitt 3.1, som f.eks. buner,strømstyrere, terskler og lave dammer, kan brukes for åsnevre inn tidligere kanaliserte- og forbygde elveløp slikat vanndypet økes og mer varierte strømforhold kangjenopprettes (Wesche 1985). Ved bruk av dammer for åøke vanndypet, er det viktig at dammene ikke lages såhøye at de danner vandringshindere for fisk. Høyden børvære slik at dammen er neddykket ved høy vannføring.Det anbefales også å begrense bruken av doble buner tilrelativt vide kanaler fordi i smale kanaler vil grovtorganisk materiale ha lett for å bli sittende fast og hopeseg opp mellom bunene (Swales 1989).


Innsnevring av tidligere utvidede elveløp er i liten gradprøvd som rehabiliterende tiltak i norske vassdrag.Tiltaket forekommer imidlertid indirekte gjennom atulike habitatforbedrende tiltak som bygging av buner,strømstyrere og terskler innsnevrer det elveprofilet somer vanndekket ved normale vannføringer.


Bilde 3.19 Flom- og erosjonssikring av sprengstein hvor vier har etablert seg mellom steinene, Glomma vedElverum, Hedmark.

Picture 3.19 Flood- and erosion control by riprap and willows established between the rocks. River Glomma nearElverum, Norway.

Foto: Arne Hammarsland / NVE Region Øst

Innsnevring av elveløp kan ha et visst potensiale i norskevassdrag videre framover, særlig som tiltak for å samlelavvannføringen på kanaliserte og forbygde elve-strekninger.

3.2.3 Erosjonssikring av elvekanter

Flomforebyggende tiltak vil som regel inkludere eller iseg selv være en erosjonssikring av elvekantene dertiltaket gjennomføres. Samtidig vil gjennomføring avflomforebyggende tiltak ett sted, resultere i økt behovfor erosjonssikring på andre elveavsnitt, f.eks pga. øktavrenning og strømhastighet fra området hvor tiltaketgjennomføres.

Hey (1996) omtaler et bredt spekter av metoder for ero-sjonssikring; fra metoder som egner seg langs elver medliten erosjonsstyrke (f.eks gress, gress i kombinasjonmed ulike typer geotekstiler, sivbelter, piletrær, asketrær,grus og geotekstiler, vevde gjerder av tre med mer), tilmetoder som er best egnet i elver med stor erosjonskraft(Bilde 3.19) (f.eks stein og blokkmateriale (eng: riprap),gabioner, trekister og mur- og betongvegger). De først-nevnte metodene vil være de miljømessig beste i denforstand at de gir elvekantene et naturlig preg og atelvekantenes avik fra naturtilstanden vil være lite. Dissemetodene vil også ofte bli oppfattet som de miljømessigog estetisk beste løsningene, selv om dette ikke alltid vilvære tilfelle. Samtidig vil bruken av levende plantemate-riale (gress, busker og trær) bidra direkte til å øke pro-duksjonen i vassdraget, og være en integrert del av elve-økosystemet i motsetning til "harde" løsninger som brukav gabioner og betong.


Stein har fram til nå vært det dominerende materialet tilerosjonssikring i norske vassdrag, men de senere årene erdet også etablert anlegg der det brukes forskjellige typermatter, duker og nett både av kunststoffer eller natur-lige nedbrytbare stoffer.

Som miljøvennlig flomforebyggende tiltak vil riktigmaterialvalg for erosjonssikring av elveskråninger være åvelge den mest miljøvennlige av de metodene som girtilstrekkelig erosjonssikring på den aktuelle elvestrek-ningen. Dette vil også være et kostnadsspørsmål i ogmed at metodene stort sett er dyrere jo kraftigere mate-rialer og konstruksjoner som skal brukes.

3.3 Tilførsel av sedimenter

3.3.1 Utlegging av gytegrus

Flomforebyggende tiltak som kanalisering og senking vilhomogenisere bunnsubstratet og innebære risiko for til-slamming av vassdragsavsnitt nedstrøms tiltaksområdet(Gore & Petts 1989). I tillegg kan tiltak som demperflomtopper i vassdraget, gi mindre utspyling av finstoffsom er sedimentert ved lave vannføringer. Til sammenkan disse tiltakene gi vesentlig forringelse av gyteområ-der for fisken i vassdraget, dårligere habitatforhold foren rekke bunndyrarter og endrede konkurranseforholdmellom ulike grupper av bunndyr (Beschta & Jackson1979; Carling 1984; Rivier & Seguier 1985). Flere av til-takene som er omtalt i kapittel 3.1 om strukturer i elve-løpet kan brukes til å gjenskape variasjon i bunnsubstra-tet og til å holde viktige gyteområder frie for finstoff ogtil å samle opp egnet gytegrus. Alternativt eller som etsupplement til dette, kan det tilføres substrat med enkornstørrelse som er egnet for å skape gode bunndyr-habitater, og som kan tjene som gytesubstrat for fisk.Gunstig kornstørrelse på gytegrus for laks og ørret liggeri intervallet 1-5 cm med innslag av 10-15 cm storesteiner (Näslund & Jonasson 1997). Hensyn som erspesielt viktige å ta i prosjekter med utlegging av gyte-substrat er følgende:

• Finn årsaken til at det ikke eksisterer bunnsubstratmed en kornstørrelse som egner seg som gytesubstrat.

• Hvis fallforholdene er slik at substrat av ønsket korn-størrelse stadig eroderes vekk, må det plasseres utegnede strukturer som kan dempe strømhastighetenpå området der det nye substratet skal plasseres.

Stabilitet er en nøkkelfaktor for å oppnå bedre habitatfor bunndyr og fisk ved utlegging av kunstig substrat(Wesche 1985 og referanser her).


Utlegging av gytegrus er brukt som avbøtende tiltak imindre elver og bekker i Norge som har fått økt innhol-det av finstoff og redusert habitatdiversiteten f.eks.gjennom kanaliseringer og senkinger.

Det er dokumentert gode effekter på rekruttering av lak-sefisk ved utlegging av gytegrus, og tiltak kan brukesbåde som isolert avbøtende tiltak og som deltiltak istørre rehabiliterings- og restaureringsprosjekter.

3.3.2 Tilførsel av sedimenter for å hindre erosjon

I vassdrag som har fått avstengt større sedimenttilførslerf.eks. pga. kanalisering, erosjonssikring, kraftverksdam-mer, eller endringer i arealbruken i nedbørfeltet, kan til-førsel av sedimenter være et aktuelt tiltak for å hindre



Bilde 3.20 Kunstig tilførsel av sedimenter til en kanalisert elv for å hindre bunnsenking. Bayern, Tyskland.

Picture 3.20 Artifical supply of sediments to a small channelized river to prevent incision. Bavaria, Germany.


Bilde 3.21 Naturlig sedimentkilde som ønskes opprettholdt, Inn i Bayern, Tyskland.

Picture 3.21 Natural and desired sediment source, River Inn in Bavaria, Germany.


videre senking av elvebunnen, eller for å få hevet elve-bunnen tilbake til naturlig nivå. I flomsammenheng kansenket elvebunn være en fordel fordi dette gir mindrefare for oversvømmelse på stedet der senkingen harskjedd. På den andre siden kan det være en ulempefordi senkingen gir høyere og mer erosjonsutsatte skrå-ninger, og erosjonsmaterialet som føres vekk medstrømmen kan heve elvebunnen nedstrøms slik at flom-faren øker i denne delen av vassdraget. Tilførselen avsedimenter kan enten skje ved at det kjøres grusmasserut i elveløpet som elva selv får erodere i og avsette (kunegnet i små elver) (Bilde 3.20), eller at en lar naturligesedimentkilder, som vanligvis ville bli erosjonssikret,mate elva med sedimenter (Bilde 3.21 og bilde 3.22).Andre mulige tiltak for å heve elvebunnen på strek-ninger hvor elveløpet har senket seg, er å bygge oppkunstige stryk av steinmateriale slik at en sikrer at elve-bunnen har punkter med fast høyde på bunnen, jf.avsnitt 3.1.3 om terskler og lave demninger.


Det finnes, etter det vi kjenner til, ikke eksempler påkunstig mating av norske elver med sedimenter, ellerbevisst opprettholdelse av sedimenttilførsler for å heveelvebunnen i elver som er senket pga bunnerosjon.Derimot finnes det eksempler på at elvebunnen er bygdopp gjennom steinsetting.

Potensialet for bruk av kunstig mating av norske elvermed sedimenter vurderes som relativt lite, men kan væreaktuelt i enkelte tilfeller. I tillegg vil det, ved planleggingav nye erosjonssikringstiltak, være aktuelt å i sterkeregrad trekke inn vurderinger av om elva har behov forden aktuelle sedimentkilden for å opprettholde balansenmellom erosjon og sedimentasjon.

3.4 Endring i vannføringer

3.4.1 Minstevannføring

Flomforebyggende tiltak som kanalisering, senking, for-bygning og bygging av flomverk kan samle vannførin-gen i et hovedløp og hindre vanngjennomstrømning isideløp, flomløp og avsnørte meandersvinger. Effektenav dette vil være en rask endring av de biologiske sam-funnene i områdene som snøres av, i retning av terrestresamfunn (Brandrud & Mjelde 1992). Avbøtende tiltak i

form av en minstevannføring som sikrer vanngjennom-strømning i sideløp, flomløp og avsnørte meander-svinger vil bidra til å beholde disse elementene som per-manente ferskvannsbiotoper over lengre tid og bidra tilstørre biologisk mangfold i systemet som helhet (se kap.4).

Reguleringsmagasiner kan ha en kombinert funksjonsom vannkraftmagasin og magasin brukt til flomdem-ping. Nedstrøms slike reguleringsmagasiner vil det perio-devis være kunstig lav vannføring eller helt tørrlagteelveløp. Miljøeffektene av reguleringsmagasiner ogendringer i vannføring er oppsummert i omfattendekunnskapsoversikter (Andersen & Fremstad 1986;Bevanger & Thingstad 1986; Erlandsen et al. 1997;Faugli et al. 1986; Faugli et al. 1993; Geelmuyden &Berg 1986; Gunnerød 1984; Gunnerød & Mellquist1979; Kjos-Hanssen 1983; Kjos-Hanssen et al. 1980;Mellquist 1985; Moen 1986; Nøst et al. 1986; Reisegg1986).

Et sentralt, avbøtende tiltak i tilknytning til regulerings-magasiner er minstevannføringsbestemmelser på strek-ninger som har fått redusert vannføring. Slike bestem-melser kan bli fastsatt ut fra en rekke ulike brukerinte-resser knyttet til vassdraget, men vil ofte være knyttet tilå sikre forekomst av økonomisk og rekreasjonsmessigviktige arter som f.eks. laks, eller til brukerinteresser somvannforsyning, landbruk, friluftsliv eller resipientbruk.


Bilde 3.22 Naturlig sedimentkilde til elva Sølna, Sør-Trøndelag.

Picture 3.22 Natural sediment source, River Sølna,Norway.



Minstevannføringer er foreløpig ikke brukt som avbø-tende tiltak i tilknytning til flomforebyggende tiltak iNorge, men er mye brukt på elvestrekninger nedstrømsvannkraftmagasiner (som kan virke flomforebyggende).Minstevannføring i tørrlagte eller avsnørte elveløp vil hapositive miljøeffekter ved å skape flere habitater ogstørre variasjonsbredde i typer av akvatiske habitater ogkan være aktuelt rehabiliterende tiltak.

3.4.2 Lokkeflommer

På en rekke elvestrekninger i Norge er det gjennomførttiltak som skaper kunstige vandringshindre for migre-rende fisk. Det alt vesentligste av disse tiltakene erknyttet til elvekraftverk med demninger og minstevann-føringsstrekninger. Denne kunstige reguleringsmulighe-ten av vannføringen i vassdraget kan utnyttes for ådempe flomtopper i vassdraget og kan derfor betraktessom et flomrelatert tiltak. Kunstige lokkeflommer er etaktuelt avbøtende tiltak for å få fisken til å forsere fiske-trapper, omløpsstryk og minstevannføringsstrekninger.

Vannføring regnes som en viktig kontrollerende faktor iforhold til oppvandring hos laksefisk, og det er vist atkunstige lokkeflommer stimulerer laks til oppvandring(Huntsmann 1948). I Norge er det gjort kontrollerteforsøk med lokkeflommer i Gudbrandsdalslågen(Arnekleiv & Kraabøl 1996) og i Mandalselva (Thorstad& Heggberget 1997; Thorstad & Hårsaker 1998).

I Gudbrandsdalslågen ved Hunderfossen kraftverkstopper Hunderørreten å forsere minstevannføringsstrek-ningen når vannføringen kommer under 20 m3/sek.Radiomerkeforsøk viste at lokkeflommer på 60 m3/sekover 24 timer fikk over halvparten av de merkede fiskenetil å gå opp minstevannføringsstrekningen (Arnekleiv &Kraabøl 1996).

I Mandalselva er det bygd 10 løsmasseterskler og 2betongterskler på minstevannføringsstrekningen og detble gjennomført radiomerkeforsøk på laks og sjøørret forå finne ut om oppvandringen hindres fysisk på bestemtepunkter på strekningen. Det ble påvist signifikant størreforflytning hos laks under og i timene etter lokkeflom-mer enn ved minstevannføring. Den samme forskjellenble ikke påvist for sjøørret (Thorstad & Heggberget1997; Thorstad & Hårsaker 1998).

En mulig negativ miljøeffekt av lokkeflommer er at detkan oppstå problemer med stranding både av fisk ogbunndyr dersom vannstandsendringen skjer raskt. Det erderfor viktig med en langsom vannstandsendring vedavslutningen av lokkeflommen. Ved oppstarting av lok-keflommer kommer også hensynet til andre brukerinte-resser i vassdraget inn.


Lokkeflommer er prøvd ut på forsøksbasis i enkelteregulerte vassdrag, men er ikke etablert som faste ord-ninger i norske vassdrag.

Det er dokumentert gode effekter på fiskeoppgang vedlokkeflommer og mulighetene for mer utstrakt bruk avdette tiltaket bør vurderes ut fra flere brukerinteresser.

3.4.3 Spyleflommer

Flommer har en viktig funksjon i vassdrag ved å gi for-styrrelser som bidrar til å opprettholde habitatheteroge-nitet, variasjon i suksesjonsstadier og ikke-likevekt idyre- og plantesamfunnene (Ward 1998). Bruk av regu-leringsmagasiner til å dempe flomtopper i vassdragreduserer flommens effekt som naturlig forstyrrelse ogresulterer i endringer både i plante- og dyrelivet.

Kunstige spyleflommer kan være et aktuelt avbøtendetiltak i vassdrag der flomtoppene reduseres gjennombruk av reguleringsmagasiner. Effektene som kanoppnås gjennom spyleflommer, er i første rekke å fjernefinstoff som sedimenteres i elveløpet ved lavere vannfø-ringer og å redusere mengden av begroing (påvekstalgerog moser) og makrovegetasjon som utvikler seg bedre jomer stabile vannføringsforholdene blir. Ved å få fjernetfinstoff som sedimenteres i elveløpet, reduseres denegative effektene på bunndyr ved at habitatet blirmindre homogent, og de negative effektene på fisk vedat gunstig gytesubstrat spyles rent. De negative effek-tene av økt mengde finstoff og ustabile sedimenter ivassdraget på dyre- og plantelivet er omtalt bl.a. i Hynes(1971); Beschta & Jackson (1979); Carling (1984); Rivier& Seguier (1985).


Spyleflommer er per i dag kun brukt i vassdrag som harfått utjevnet vannføringen pga. vannkraftutbygging,men kan være aktuelt avbøtende tiltak for å opprett-holde effekten av flommer som naturlig forstyrrelse ivassdrag med kunstig flomdemping gjennom magasine-ring av vann.


Dette kapitlet er delt opp i to hovedkategorier av tiltakmed avsnitt 4.1 om endring/omlegging av elveløp og4.2 om økt kontakt mellom elveløp og elveslette, og envidere oppdeling i ulike typer tiltak innenfor dissehovedgruppene, jf. tabell 2.1. Restaureringsprosjektersom omfatter strandsone og elveslette, er imidlertid somoftest store prosjekter hvor mange av de ulike tiltakeneer integrert i hverandre. Det kan derfor være vanskelig ågjøre en oppdeling der de ulike elementer beskrives hverfor seg. For oversiktens skyld har vi likevel valgt å gjøredet på denne måten og heller i stor grad henvise tilandre avsnitt.

4.1 Endring/omlegging av elveløp

4.1.1 Reetablering av meandere

Historisk sett har kanalisering eller utretting av elveløpblitt gjennomført som flomforebyggende tiltak i mangevassdrag både i Norge og internasjonalt. I tillegg ermange vassdrag kanalisert for å få bedre drenering ogarrondering av arealene samt for å bedre transportmu-lighetene på elva. I Danmark er f.eks. 98 % av alle elvermer eller mindre kanalisert, mens tilsvarende tall forengelske lavlandselver er 96 % (Brookes 1995c).Tiltakene har resultert i store og varige endringer ifysiske- og biologiske forhold i vassdragene (Schoof1980; Swales 1982a; Brookes et al. 1983; McCarthy1985; Brookes 1988; Brookes 1989). Endringene er stortsett relaterte til at den utrettede elvestrekningen fårendrede fallforhold (økt fall per meter elveløp), at kant-vegetasjon, naturlige bunnsubstrat og habitatstrukturerog skjul fjernes, at kanalen blir mer ustabil samt uvanliggrunn på lave og midlere vannføringer (Shields 1982).Videre gir kanaliseringen beskyttelse mot flom lokalt dertiltaket gjennomføres, men fører til raskere avrenning ogdermed større flomfare lenger nedstrøms. Det er derforen økende interesse internasjonalt for å gjennomføretiltak som kan rehabilitere eller restaurere kanalisertevassdrag, både for å bedre forholdene for det biologiskemangfoldet, men også for å redusere flomproblemenenedstrøms.

Det siste tiåret er det gjennomført store prosjekter i landsom England, Danmark, Tyskland og USA der elveløplegges tilbake i det gamle meandermønsteret eller hvorelva blir gitt plass for å utvikle et meandrerende løp, sef.eks. Brookes (1990); Kern et al. (1992); Petersen(1992); Nielsen (1996); Sønderjylland Amt (1997a);Sønderjylland Amt (1997b); Holmes & Nielsen (1998).Hovedargumentet for å legge elveløpet tilbake til gamle

meandere kan variere fra prosjekt til prosjekt, men kortoppsummert er fordelene:

• Bedre forhold for planter og dyr, dvs. økt biologiskmangfold.

• Tilbakeholding av sedimenter og næringssalter, dvs.mindre transport nedover i vassdraget og ut i havom-rådene.

• Bedre landskapskvaliteter og muligheter for friluftsliv.• Flomdempende virkning lenger nedstrøms i vass-

draget.

For å oppnå god effekt på de fleste av disse områdeneer det ofte ønskelig i forbindelse med re-meandreringenat det også skal være periodevis oversvømmelse av deelvenære områdene, dvs. slik et naturlig, meandrerendesystem vanligvis fungerer (Kronvang et al. 1998; Nielsen1998), se også avsnitt 4.2.1.

Et hovedproblem med re-meandrering er at tiltaket erarealkrevende og oftest vil være i stor konflikt med jord-bruksinteressene. I tillegg er det høye anleggs- ogerhvervs-kostnader (Petersen et al. 1992; Brookes1995b). Selv i Danmark, som vel er det landet som harsatset mest på vassdragsrestaurering og har hatt et res-taureringsprogram løpende i mer enn 15 år, er mindreenn 1% av de kanaliserte elvene restaurert. Det reflekte-rer noe av problemene (landbrukspolitiske, kostnadsmes-sige, eierskapsforhold, m.m.) som er knyttet til re-mean-drering og andre omfattende restaureringstiltak (Brookes1995a).

Effekter av re-meandrering

Erfaringene som beskrives nedenfor er i hovedsak hentetfra danske forsøk.

En utrettet og kanalisert 1340 m lang strekning av elvaGelså ble i 1989 gravet tilbake til det opprinnelige 1850m lange, meandrerende løp, med våte engarealer inntil.Nedenfor oppsummeres miljømessige effekter av re-meandreringen. Mer detaljer finnes i Kronvang et al.(1994).

Effekt på sediment, organisk stoff og næringssalter.I forbindelse med selve gravearbeidet og tilkoblingen avde nye meanderene skjedde det, ikke uventet, en mobili-sering av både sediment, organisk stoff og næringssalter.Den ekstra mobiliseringen i etableringsfasen var relativtstor med opptil 25% av årstransporten for suspendert


4. Tiltak som inkludererstrandsoner og elveslette

stoff. I løpet av den første vinteren fortsatte det med enmeget stor nettomobilisering av sediment ved erosjonfra elvebredden og –bunnen, men allerede neste vintervar det en nettoavleiring av sediment på den restaurertestrekning. Et sandfang som var etablert nederst på denrestaurerte strekningen var i stand til å holde tilbakestore mengder av sedimenttransporten. Allerede i detandre år var imidlertid sandfanget tilnærmet oppfylt ogmistet mye av sin funksjon. Mye suspendert stoff, parti-kulært organisk materiale og næringssalter ble avleiretpå de oversvømte områdene. Større biologisk opptak gaogså tilbakeholding av fosfor på den restaurerte strek-ning. Det ble registrert redusert tilførsel av nitrogen, noesom ble relatert til heving av grunnvannsspeilet ogdermed bedre forhold for de prosesser som forbrukernitrogen.

Effekt på fysiske forhold. Re-meandreringen ga etlengre elveløp med mer variasjon i form av skiftendepartier med stryk og kulper. Det ble større variasjon istrømhastighet noe som bidro til å vedlikeholde de eta-blerte arealene med utlagt gytegrus. Selve elveløpetsdimensjoner ble endret fra 9-12 m i det gamle, kanali-serte løp til 6-8 m i det nye. Samtidig ble elvebunnenhevet med opptil 0,3 m i midtre og øvre del. Dette ga enreduksjon av vannføringsevnen fra 6,8 m3/s til 3,5 m3/s,noe som igjen skapte bedre hydrologisk kontakt mellomelva og de elvenære arealene og en generell heving avgrunnvannsnivået i elvedalen. Ca. 2 dekar våtmark, dvs.areal som ble oversvømt flere ganger årlig, ble gjenskapt.

Effekt på biologiske forhold. Etter to år var arts- ogindividantall av smådyr blitt større på den restaurertestrekningen sammenlignet med en referansestrekning,og det var primært en økning i arter som foretrekkersteinbunn. Når det gjelder fisk, ble det ikke påvist ørret-yngel verken på den restaurerte strekning eller referanse-strekningen første året etter tiltaket. To år etter ble detimidlertid påvist mye ørretyngel på den restaurerte strek-ningen, mens det fortsatt ikke var noen på referanse-strekningen. Tre år etter ble det også fanget harr på denrestaurerte strekning som måtte ha blitt klekket pånaturlig vis, siden det ikke hadde vært utsettinger i vass-draget. Restaureringen har altså ført til gyte- og opp-vekstmuligheter for både ørret og harr. Når det gjelderplanter har restaureringen ført til at flere plantearter haretablert seg på elvebreddene fordi det har blitt en merutnyttbar fuktighetsgradient fra sump til tørrbunn, dvs.flere ulike biotoper, i elvekanten. Re-meandreringen hargenerelt ført til at elvedalen har blitt mer fuktig ogdermed gitt bedre betingelser for fuktighetskrevendeplanter. Det er imidlertid også verdt å merke seg at enstor andel av de mest verdifulle botaniske biotoptypene(gamle, avsnørte meandere og grunnvannspåvirkedeområder) ble utgravd i forbindelse med restaureringenfor å gi plass til det nye løpet. Enkelte sjeldne arter somtidligere holdt til i disse biotopene, er ikke blitt gjen-funnet.

Restaurering av Brede Å, Danmark. Et av de størsterestaureringsprosjektene i Danmark er gjennomført iBrede Å vassdraget (nedslagsfelt 473 km2) iSønderjyllands amt. På 1950-tallet ble hovedløpene ivassdraget kanalisert, bunnen ble senket og det blebygget terskler for å fange opp elveenergien så løpetikke skulle begynne å meandrere igjen. Formålet var ådrenere elvesletten og hindre oversvømmelser slik atarealene kunne dyrkes. Dyre- og planteliv i vassdragetble sterkt negativt berørt, og flomproblemene øktenederst i vassdraget fordi vannet i nedslagsfeltet blehurtigere drenert. Videre økte transporten av næringssal-ter fra landarealene og ut i vassdraget og det sårbare,grunne havområdet utenfor. På slutten av 1980-talletble det satt igang tiltak for å gjenskape de naturlige for-holdene i vassdraget med finansiering bl.a. fra EU’sLIFE-program fra 1994 (se nedenfor). Alle tiltaksprosjek-tene i Brede Å er gjennomført i frivillighet og etteravtale med grunneierne. Grunneierne var tidlig på baneni forbindelse med planleggingen og fikk reell innflytelsepå prosjektene. Berørte grunneiere har fått erstatningfor tapt jord/tapte inntekter. I tillegg til EU-støttegjennom LIFE-programmet, har også EU’s tilskuddsord-ning for miljøvennlig jordbruk blitt aktivt brukt som vir-kemiddel i restaureringsarbeidet.

En viktig del av restaureringen har vært å få tilbake detgamle, meandrerende løpet. I perioden 1991-97 har tilsammen 13,6 km kanalisert elveløp fått et nytt mean-drerende løp på 20 km (Bilde 4.1, 4.2 og 4.3). Samtidiger elvebunnen hevet slik at det blir mer våte enger,spesielt i forbindelse med de hyppige vinteroversvøm-melsene. I det restaurerte elveløpet er det lagt ut steinog gytegrus, og mange vandringshindre er fjernet.Tiltakene har hatt gode effekter på biologisk mangfold,tilbakeholding av næringssalter, friluftsliv langs vassdra-get og landskapsestetikk. I en spørreundersøkelse varstort sett alle grunneiere og beboere langs de restaurertestrekningene fornøyde med prosjektene (SønderjyllandAmt 1997a).

EU-LIFE demonstrasjonsprosjekter. Brede Å, sombeskrevet ovenfor, sammen med de to britiske elveneRiver Cole og River Skerne er EU-LIFE demonstrasjons-prosjekter når det gjelder vassdragsrestaurering.Prosjektene har vært organisert som et nært samarbeidmellom Danmark og Storbritannia, med mye støtte franasjonale institusjoner i tillegg til EU. Profesjonell plan-legging, prosjektutvikling og –styring har vært nøkkel-faktorer i forhold til å oppnå finansiering.Hovedelementet i restaureringen har vært å legge kana-liserte løp tilbake til meandrerende former. Prosjekteneinkluderer enestående overvåkingsprogrammer for åbestemme effekter av restaureringen, både fysisk,kjemisk og biologisk. Det finnes en omfattende doku-mentasjon, både når det gjelder prosjektorganisering,praktiske aspekter ved gjennomføringen og miljømessigeeffekter.


Når det gjelder selve prosjektorganiseringen oggjennomføringen fremheves betydningen av et godttverrfaglig samarbeid mellom spesialister, visjonæreplaner, realistisk design, profesjonell prosjektledelse ogbindende avtaler mellom prosjektpartnere når det gjelderansvarsområde og framtidig oppfølging. Videre har detvært viktig å integrere grunneiere og brukere i diskusjo-nene og få godkjenning og støtte til planer og tiltak fralokalmiljø og deltagende organisasjoner (Holmes &Nielsen 1998; Vivash et al. 1998).

Når det gjelder fysiske og kjemiske effekter, så økteflomfrekvensen og mengde vann som strømmet inn påelveslettene. Dette var tilsiktet for å bedre den naturlige,hydrologiske kontakten mellom elveløp og elveslette, ogresulterte i at store mengder sediment og næringssalter


Bilde 4.1 Oversikt over restaureringsområdet i BredeÅ, Sønderjylland, Danmark.

Picture 4.1 View of the restoration area in RiverBrede, South Jutland, Denmark.

Foto: Mogens Bjørn Nielsen, Sønderjyllands Amt.(Bildet er tatt fra Internett og brukes med tillatelse frafotografen.)

Bilde 4.2 Nyrestaurert elvestrekning i Brede Å, 1994.

Picture 4.2 Restored part of River Brede, South Jutland, Denmark. 1994.


ble deponert. I løpet av konstruksjonsfasen var det imid-lertid et stort tap av sediment og fosfor nedstrøms.Morfologien på det remeandrerende løpet endret seg iløpet av kort tid etter omleggingen og fikk større fysiskdiversitet og flere egenskaper enn før omleggingen(Kronvang et al. 1998). Det synes som om elveslettenog det restaurerte elveløpet har fått større kapasitet til åfjerne nitrat, men at jernlekkasjen fra elvesletten og ut ielva har økt. Kort overvåkingstid kombinert med enuvanlig lang tørkeperiode gjør imidlertid disse resulta-tene usikre (Hoffmann et al. 1998).

Artsrikdom av vannplanter og makroevertebrater i detnye løpet var, som et minimum, tilbake til samme nivåsom før omleggingen, etter 1-2 år. Når det gjelderpåvirkning nedstrøms av inngrepet (øktsedimentering/massetransport) syntes det å være enkortvarig, negativ effekt på evertebrater, men etter ett årvar situasjonen gjenopprettet. Det var ingen negativeffekt å spore på vannplanter (Biggs et al. 1998).

Den omfattende overvåkingen vil først i løpet av årenesom kommer, gi mer nøyaktig informasjon om varigeeffekter av restaureringen og grunnlag for bedrekost/nytte analyser.

Noen enkle prinsipper for remeandreringav elveløp i Danmark

Basert på mange års erfaringer, sammenfattet en danskspesialist (H. H. Hansen, Sønderjyllands Amt) noen enkleprinsipper for remeandreringen:

• Ved graving av nytt løp søker man å finne tilbake tildet gamle elveløpet.

• Helningen på bredden er vanligvis 1:3.• Stein brukes i minst mulig grad som erosjonssikring

hvis det er et fremmedelement i vassdraget.Elvesvinger sikres med hampmatter (som er sikretmed stein i bunnen). Danskene har fått produsertmatter som er helt uten syntetiske stoffer.Hampmatten kan være kledd med grasfrø for å akse-lerere vegeteringen.

• Det gjøres vanligvis ingen spesielle tiltak i elveløpetfor å skape mer variasjon (f.eks. utgraving av kulper,konstruksjon av buner og steingrupper, etc.). Når detnygravde løpet ligger der, ganske sterilt (Bilde 4.4),"kobles" vannet til. Vegetasjon etableres raskt ogsammen med elvas egen dynamikk skapes det etvariert, naturlig habitat.


Bilde 4.3 Restaurert elvestrekning i Brede Å fem år etter at tiltaket er gjennomført.

Picture 4.3 Restored part of river Brede five years after restoration.

Foto: Torbjørn Østdahl, Øslandsforskning


Det finnes hittil ingen eksempler fra Norge på reetable-ring av meandere i kanaliserte/utrettede elveløp. Et parprosjekter (Måna i Telemark, Tela i Hedmark) er imidler-tid under planlegging/oppstart. Kanalisering/utretting avelver har blitt gjennomført som flomsikring og for åskape større og bedre arealer for landbruk og bebyg-gelse. En remeandrering krever at arealer "gis" tilbake tilelva. Ved slike prosjekt vil det i praksis være landbruks-arealer som "oppgis", eller endres fra korndyrking tilbeitemark. I land hvor reetablering av meanderegjennomføres av noe omfang, har landbrukspolitikkenendret seg og skapt de nødvendige forutsetninger,nemlig at det er politisk og økonomisk mulig å gi arealertilbake til elva. Mange EU-land har krav om å brakk-legge dyrket mark for å redusere produksjonen, detfinnes tilskuddsordninger for miljøvennlig landbruk somfavoriserer reetablering av våtmarker/våte enger, oggenerelt har tilskudd til vanlig landbruk gått ned, slik aten del bønder finner det økonomisk interessant å selgeelvenære arealer til det offentlige som så gjennomførerrestaureringsprosjektet.

Mange norske lavlandselver har blitt kanalisert/utrettetog er dermed mulige kandidater for remeandreringspro-sjekt. De politiske og økonomiske forutsetningene forslike prosjekter i Norge er imidlertid ikke tilstede isamme grad som i en del andre land. For det første hardyrket mark en sterk stilling, hos grunneierne selvsagt,men også hos politikere, miljøorganisasjoner og folkflest. I miljødebatten er det lite fokus på restaurering avvassdrag og at det er nødvendig å gi arealer tilbake tilelva. Det er ingen aktiv politikk eller økonomiske virke-midler for å redusere mengden dyrkbare arealer. Videreer Norge veldig rikt på vassdrag, og opplever ikke densamme knappheten her som f.eks. Danmark og Tyskland.Dermed blir heller ikke restaurering av ødelagte vassdragfokusert eller prioritert så høyt. Når det gjelder tiltak forå oppfylle Nordsjøavtalen om redusert tilførsel av næ-ringssalter til havet, har ikke remeandrering av vassdragblitt vurdert som noe særlig aktuelt tiltak, i motsetningtil f.eks. i Danmark. Dels fordi tiltakene kommer i sterkkonflikt til dyrka mark, og dels fordi tiltakene ikke erpraktisk mulige i de store elvene. Heller ikke i flomsam-menheng vurderes remeandrering av norske elver å haen slik betydning at det bør satses på tiltaket. Så langt iNorge veier ikke de positive effektene ved å reetableremeandere tungt nok i kost/nytte sammenheng.


Bilde 4.4 Remeandrert elveløp i Brede Å, Sønderjylland, Danmark.

Picture 4.4 Remeandered part of River Brede, South Jutland, Denmark.


4.1.2 Reetablering av avsnørte elveløp og flomløp ogkonstruksjon av flomkanaler

Langs kanaliserte elver kan det ligge avsnøringer av detgamle elveløpet i form av dammer, eller tørrlagteflomløp som tidligere var i funksjon under flomperioder.Å knytte disse sammen med elva kan ofte være mulig ågjennomføre til en lav kostnad og uten store arealkon-flikter sammenlignet med det å grave nye meandere.Disse tilknyttede strekningene kan gi en større variasjoni habitater og bidra til økt biologisk mangfold i elva.Samtidig vil lagringskapasiteten for vann øke og bidra tilå dempe flomtopper.Det er en nær sammenheng mellom dette tiltaket ogreetablering av våtmarksområder, jf. pkt. 4.2.1.

Det må imidlertid tas i betraktning at mange avsnørteelvestrekninger som ligger igjen i landskapet somdammer, kan være verdifulle biotoper i seg selv, meddyre- og planteliv spesielt tilpasset livet i den stillestå-ende dammen. Ved å koble til elva og få kontinuerliggjennomstrømning, vil miljøet og artssammensetningenforandre seg.

I Nederland satses det en del ressurser på å etableresåkalte sekundære kanaler ("secondary channels") i til-knytning til det kanaliserte hovedløpet.Sekundærkanalene skal først og fremst gi andre, mervarierte habitater enn den dype, hurtigstrømmende oguniforme hovedkanalen. Sekundærkanalene kan gravesut som helt nye, eller være rester av gamle elveløp. Forutfor etableringen av slike kanaler er det en helhetlig vur-dering av hele området for å finne optimal plassering(Schropp & Bakker 1998).

I flomsikringssammenheng kan skjøtsel av eksisterendeflomløp brukes som tiltak for å sikre avledningskapasitetfor den delen av flomvannføringen som ikke hovedløpethar kapasitet til, eller det kan bygges kunstige flomka-naler/tunneler med samme formål. Flomløpet førervannet tilbake lenger nedstrøms i vassdrag, menskunstige flomkanaler/tunneler i tillegg kan føre vannetover til et annet, mindre flomutsatt vassdrag, ellerdirekte ut i sjøen. Positive og negative miljøeffekter avflomløp (flomtunneler og åpne flomkanaler) er detaljertbeskrevet i Østdahl et al. (1998). Av positive effekter kanførst og fremst nevnes det som gjør at flomløp betraktessom et miljøvennlig flomsikringstiltak; det reduserereller eliminerer behovet for inngrep i hovedløpet. Åpneflomkanaler kan videre fungere som permanente fersk-vanns- eller våtmarksbiotoper som nevnt ovenfor, ogdermed bidra til økt biodiversitet langs elva. Negativeeffekter kan oppstå i forbindelse med at sedimenta-sjonsforholdene i hovedløpet endres. Når flommene blirmindre kan det føre til økt sedimentering og oppgrun-ning av hovedløpet. Overføring av flomløp til andrevassdrag kan være negativt ved at det fører til endringeri vannkjemi, temperatur og artssammensetning avplanter og dyr (Østdahl et al. 1998). Det kan også være

en rekke praktiske problemer ved fordeling av vannmellom hovedløp og flomløp. Fordelingspunktet kanblokkeres av driv i vannet og sedimentering kan skapeuforutsette utforminger på vannløpet, noe som kan føretil en helt annen vannfordeling enn ønsket (Haltiner etal. 1996).


Både gjenåpning av tidligere avsnørte elveløp ogbygging av kunstige flomkanaler er lite brukt i Norge.Det foreligger enkelte planer om å åpne opp avsnørteelveløp og mindre elvetilknyttede vann som har fåttredusert vanngjennnomstrømningen og er utsatte forøkt gjengroing. I tillegg er mulighetene for bygging avflomkanaler og flomtunneller blitt vurdert iFlomtiltaksutvalgets arbeid (NOU 1996).

Internasjonalt er det dokumentert mange positive miljø-effekter av å gjenåpne avsnørte elveløp og potensialetfor å økt bruk av denne typene rehabiliterende tiltak børvære tilstede også i Norge. Det er viktig å få etablertdemonstrasjonsområder på denne typen tiltak.

4.2 Økt kontakt mellom elveløp og elveslette

4.2.1 Reetablering av våtmarksområder

Våtmarksområder kan betraktes som overgangssonermellom akvatisk og terrestrisk miljø, og omfatter enrekke ulike typer våte/fuktige habitater. Det er vanskeligå avgrense begrepet med en presis definisjon. I dennesammenhengen definerer vi våtmark som fuktige/våteområder langs elver som er påvirket av vannet i hoved-elva, enten som tilsig gjennom grunnen eller som over-flatevann i flomsituasjoner. Slike områder er viktige for åopprettholde høy biologisk diversitet i og langs vassdra-get. Våtmarkene byr på andre habitater og dermedannen artssammensetning enn selve hovedløpet.Våtmarkene kan være viktige for fiskeproduksjonen ivassdraget og som refugier for dyr under flomperioder.Videre har våtmarkene viktige hydrologiske og vannkva-litetsmessige funksjoner, som f.eks. å dempe flomtopper,opprettholde grunnvannsnivået, avleiring av sedimenterog opptak av næringssalter. Det er også knyttet rekrea-sjonsmessige og estetiske verdier til våtmarkene(National Research Council 1992). Den laterale gradien-ten i vassdraget, dvs. kontakten/vannstrømningen frahovedløpet og ut på våtmarksområdet, er en forutset-ning for å opprettholde våtmarken (jf. Ward (1989);Ward (1998).

Historisk sett har imidlertid våtmarkene blitt sett på somunyttig, forsumpet og lite produktivt land. Mange våt-marksområder har blitt drenert og avsnørt fra hovedlø-pet for at området skulle bli mer egnet for skog- ogjordbruksproduksjon (Hill 1976; National Research


Council 1992). I forbindelse med flomsikringstiltak(kanaliseringer og bygging av flomverk) har også mangevåtmarksområder blitt avsnørt fra hovedløpet og utvikletseg til tørt land (Fremstad 1985a; Fremstad 1985b;Bravard et al. 1992). Botaniske effekter av å utestengeflomvannet fra kroksjøer og flommark i Glomma-, Leira-og Nitelva-vassdragene er beskrevet i Brandrud et al.(1989); Brandrud & Mjelde (1992); Brandrud &Stabbetorp (1994).

I løpet av de siste tiårene har våtmarkenes betydningfått økt anerkjennelse, både fra et biologisk mangfold-ståsted, men også i forbindelse med flomproblematikk.Det er ingen tvil om at bortfall av våtmarker og dermedlagringskapasitet for flomvann forsterker flomproblemernedstrøms i vassdraget (Schroeder & Savonen 1997).Mange prosjekter i store amerikanske elver med flom-demping og flombeskyttelse som primært mål, harinkludert våtmarksrestaurering som et viktig element.Også i store elver i Europa (Rhinen, Meuse, Donau) harrestaurering av våtmarksområder på elvesletten værtviktige elementer i diskusjonen om flomforebyggendetiltak (Henry & Amoros 1995). Det vil imidlertid værestor variasjon fra vassdrag til vassdrag hvor mye flom-dempende effekt et våtmarksområde kan ha og i hvilkengrad tiltaket er "lønnsomt" bare utfra et flomdempings-perspektiv. Uansett vil reetablering av et våtmarksom-råde være positivt både i økologisk sammenheng og nårdet gjelder flomforhold lenger nedstrøms, men tiltaketmå balanseres opp mot kostnader og de interessene somblir negativt berørt innenfor selve området. Internasjo-nalt er det stor oppmerksomhet rettet mot våtmarksres-taurering. Det finnes etterhvert mange eksempler på re-etablering av våtmarksområder langs vassdrag og myegenerell litteratur om elvesone-/elvesletterestaurering oghvilke forhold som er viktige ved organisering og fram-drift av slike prosjekter (Sparks et al. 1990; NationalResearch Council 1992; Henry & Amoros 1995; Brookeset al. 1996a; Landers 1997; Holmes & Nielsen 1998;Vivash et al. 1998 og referanser i disse).

Reetablering av våtmark langs elver er et felt med sværtstor spennvidde i prosjekttype, tilnærming og konkretetiltak som iverksettes. Ofte kan etablering av våtmarkvære en integrert del av større restaureringsprosjekt somf.eks også kan inkludere restaurering av mer "tørre"kantsoner med vegetasjon over lengre strekningerog/eller re-meandrering av elveløpet (jf. avsnitt 4.1.1).Hvert prosjekt er unikt med hensyn på fysiske, biolo-giske og kjemiske forhold. Målsetting og utgangspunktvil variere, og likedan politiske, økonomiske og sosialerammebetingelser. Å gjennomgå et stort prosjekt idetalj er det ikke rom for i denne sammenhengen. Vi tarmed et eksempel fra Henry & Amoros (1995) som beskri-ver restaurering av et våtmarksområde, en tidligere elve-kanal, langs elven Rhône i Frankrike (Fig. 4.1). I detteeksemplet er en tidligere avsnørt elvekanal/våtmarksom-råde i ferd med å gro igjen. Det er liten påvirkning avflomvann ("flood pulse") og mye finsedimenter ligger

som et lokk på bunnen og hindrer tilførsel av grunnvannog innsig fra hovedelva (vertikal og lateral gradient).Målsettingen er å gjenopprette viktige økologiske pro-sesser som kan opprettholde våtmarksområdet. Mye fin-sedimenter ble fjernet fra det gamle elveløpet for åbedre grunnvann og elvetilsig. Det ble også lagt til rettefor bedre innstrømming av flomvann, men uten å fjernepluggen som stengte for kontinuerlig gjennomstrøm-ning. Dette fordi en konstant påvirkning av vann frahovedelva ville gi en markert endring i våtmarkensegenart. Tiltakene ble utført på en teknisk måte somikke skadet elvekanter og kantvegetasjon (Henry &Amoros 1995).

Under studieturen til Wasserwirtschaftsamt Rosenheim iBayern, så vi på etablering av et våtmarksområde langselva Isen. Hensikten med våtmarken var tosidig; både ågjenskape manglende leveområder for truede og sårbarearter, men også at området ville virke som retensjons-basseng og dempe flomeffekter lenger nedstrøms (Bilde4.5 ). Samtidig hadde også en strekning av elva blittutvidet til et terrassert løp (Bilde 4.6a og 4.6b) (to-trinn-skanal, jf. avsnitt 3.2.1). Vassdragsmyndighetene haddeen slags "step by step" politikk på dette området. Deinnså at det å grave ut et lite område til våtmark og enliten utvidelse av elveløpet hadde svært liten effekt somflomdemping og at også miljøeffekten kunne være litenisolert sett. Imidlertid anså de det som svært viktig åkomme igang med de små skritt når mulighetene lå der,dvs. muligheter i form av oppkjøp av land (dårlige øko-nomiske/politiske forhold for bøndene gjør at de gjerneselger unna flomutsatt mark) og økonomisk støtte tiletablering av våtmarksområder (diverse naturvernfond).Disse små skritt inngikk i en mer helhetlig plan der denultimate målsettingen var å restaurere/rehabilitere storedeler av vassdraget, gjenskape naturlige funksjoner og gibetydelige arealer av elvesletta (der det var politisk ogøkonomisk mulig) tilbake til elva. Etterhvert somomfanget økte, ville en slik restaurering få betydeligflomdempende effekt lenger nedstrøms der de merflomutsatte bosettingene fantes.


Reetablering av elvetilknyttede våtmarksområder er litebrukt i Norge. Årsaken ligger hovedsakelig i at dennetypen tiltak under norske forhold raskt kommer ikonflikt med landbruksinteressene, jf. avsnittet om re-etablering av meandere.

Intakte elvetilknyttede våtmarksområder er sjeldne bio-toptyper i Norge. Samtidig er denne biotoptypen viktigeleveområder for en rekke plante- og dyrearter og depositive miljøeffektene av å reetablere slike vassdrags-elementer vil være betydelige. Det er viktig å få etablertdemonstrasjonsområder for denne typen rehabiliterendetiltak med løsninger som tilgodeser både landbrukinte-ressene og miljøinteressene.


4.2.2 Reetablering av kantvegetasjon

Mange faktorer, med stor variasjon mellom ulike loka-liteter, kontrollerer kantvegetasjonen. Kantvegetasjonen

har igjen en svært viktig funksjon i forhold til mangeressursverdier knyttet både til akvatisk habitat, terrestriskhabitat, økosystemstabiliteten og menneskeligbruk/estetiske verdier (Figur 4.2).


Figur 4.1 Prinsippskisse for restaureringen av tidligere avsnørt elveløp til elva Rhône i Frankrike (etter Henry &Amoros 1995).

Figure 4.1 Principles for the restoration of a former river channel to River Rhône in France, (after Henry &Amoros 1995).

Soner med kantvegetasjon langs vassdrag er viktigeområder for planter og dyr. De utgjør en såkaltland/vann økoton (eng. "ecotone"), dvs. overgangsområ-der med stor variasjon i miljøgradienter (eks. fra fuktigtil tørt), noe som gir grunnlag for høy biodiversitet ogproduktivitet (Bilde 4.7). (Naiman & Décamps 1997;Schiemer et al. 1995). Korridorene som kantvegetasjo-nen danner i landskapet er viktige skjul-, oppholdsstederog vandringsveier for dyr. Korridorene knytter sammenarealer og reduserer dermed faren for fragmentering,isolasjon og utdøing av små bestander.Vegetasjonsbeltene er også viktige landskapsestetiskeelementer. Kantvegetasjonen er viktig for dyrelivet i selvevannløpet ved at den tilfører næring i form av blader oginsekter som faller ned. Videre skaper vegetasjonen skjulog skygge og blir dermed viktig i regulering av tempera-tur og solinnstråling, som igjen er viktig for produksjo-nen av både planter og dyr. Vegetasjonsbeltet virkerpositivt på vannkvaliteten i vassdraget ved at betydeligemengder av næringsstoffer og partikler tilbakeholdesved avrenning fra vassdragsnære områder.Kantvegetasjonen er også viktig for å skape stabilitetlangs elveløpet. Dersom kantvegetasjonen fjernes vilelvebredden være mye mer utsatt for erosjon ogutrasing. For mer utførlig lesning om kantsonens (eng.:

riparian zone) betydning henvises til f.eks. Risser &Harris (1989); Petersen et al. (1992); Large & Petts(1994); Brookes et al. (1996a) og spesielt til Naiman &Décamps (1997) som er en ypperlig review-artikkel om"The ecology of interfaces: Riparian zones". En detaljertoppsummering av effekter av å fjerne kantvegetasjonfinnes også i Østdahl & Taugbøl (1993).

Kantsonebredde

Reetablering av kantvegetasjon vil som oftest væreaktuelt i forbindelse med at vegetasjonen tidligere harblitt fjernet p.g.a. inngrep (f.eks. bygging av flomverk,omlegging/endring av elveløp, oppdyrking). Som for defleste andre tiltak vi beskriver, kan også slike re-etable-ringsprosjekter variere mye i størrelse; fra det å fåtilbake vegetasjonen på et smalt inngrepsområde til detå rehabilitere større deler av elvekantsonen inkludertvåtmarker, flomkanaler, etc. Ved enhver reetablering vilbredden på kantsonen være et viktig forhold, og her erdet som oftest motstridende interesser. Fra miljøsyns-punkt bør vegetasjonssonen være relativt bred, både iforhold til sonens økologiske betydning for planter ogdyr og for å få best mulig effekt på vannkvalitet. Large


Bilde 4.5 Rehabilitert våtmarksområde og retensjonsområde i tilknytning til elva Isen i Bayern, Tyskland.

Picture 4.5 Rehabilitated wetland and retention area of River Isen, Bavaria, Germany.


& Petts (1994) oppsummerer en rekke undersøkelser somanbefaler bredder på vegetasjonsbelter langs vassdrag iforhold til ulike ressursverdier (vannkvalitet, dyreliv,sediment- og erosjonskontroll). Anbefalte breddervarierer fra 1-213 m, med stor variasjon både mellom oginnen vassdrag og i forhold til ressursverdi. Petersen etal. (1992) anbefaler som det første og viktigste punktetved restaurering av kanaliserte vassdrag i jordbruksland-skapet, å sette av 10 m på hver side av elveløpet for eta-blering av vegetasjon og våtmarker. I forhold til land-bruks- og andre interesser, vil bredder på 10 m og mersom oftest være umulig å oppnå. Gode effekter kanimidlertid oppnås med langt smalere vegetasjonsbelter(Bilde 4.8). I Danmark er det lovmessig pålagt å ha endyrkingsfri sone på 2 m ut fra elvebredden hvor kantso-nevegetasjon kan etableres eller opprettholdes. I forsla-get til ny vassdragslov i Norge foreslås et prinsipp omopprettholdelse av kantsone uten å si noe om bredden,og med en fleksibel adgang for planmyndigheten (dvs.kommunen) til å fastsette denne (§11). Dette er enrådighetsinnskrenkning som kan gjennomføres uten eks-propriasjon. Bestemmelsen gir ingen plikt til reetableringder kantsone tidligere er fjernet. Plikt til reetablering kanimidlertid følge av konsesjonsvilkår (§24) eller det kangis pålegg dersom eksisterende kantvegetasjon er fjerneti strid med tidligere nevnte §11 (Traagstad 1995).


Bilde 4.6 a (øverst) og b (nederst). Rehabilitert strekning av elva Isen, Bayern, Tyskland.

Picture 4.6 a (top) and b (bottom). Rehabilitated part of River Isen, Bavaria, Germany.



Bilde 4.7 Intakt flommarksskog langs Åstavassdraget, Hedmark.

Picture 4.7 Intact riparian forest along River Åsta, Norway.


Figur 4.2 En enkel modell som viser forholdet mellom kontrollvariable, kantvegetasjonen og ulike ressursverdiersom kantvegetasjonen påvirker eller er en del av (etter Risser & Harris (1989)) .

Figure 4.2 Conceptual model of riparian vegetation relationships and functions (from Risser & Harris (1989)).

Reetablering av vegetasjonssonen kan skje naturlig ellerved planting/såing. Norske erfaringer og anbefalinger iforhold til kantvegetasjon og tiltak/inngrep i vassdrag ergodt beskrevet i NVE’s vassdragshåndbok. Her gjennom-gås viktige prinsipper for hvordan man i størst muliggrad skal bevare eksisterende vegetasjon når tiltakgjennomføres, og hvordan reetablering bør skje derskader oppstår (NVE 1998). Mye internasjonale referan-ser til og erfaringer med etablering, vedlikehold og stellav vegetasjon i og langs vassdrag er gitt i Wade (1990).

Tidligere, under avsnitt 3.2.1, er beskrevet reetableringav kantvegetasjon langs elva Grossache i Tyrol, Østerrike,først og fremst som et ledd i erosjonssikring av elvebred-den, men også av estetiske og biologiske hensyn.


Konstruksjoner som forbygninger og flomverk blir per idag stort sett tilplantet og tilsådd for å oppnå raskereetablering av et erosjonsbekyttende vegetasjonsdekke.Når det gjelder reetablering av bredere soner med kant-vegetasjon i tilknytning til flomforebyggende tiltak somhar medført at vegetasjonen langs vassdraget er blirskadet eller fjernet, så er bruken av denne tiltakstypen

mindre pga. konflikt med annen arealbruk langs vass-draget.

Videre framover vil utfordringene knyttet til reetableringav kantvegetasjon ligge både i å videreutvikle og perfek-sjonere metodene (mht. valg av plantemateriale, utplan-tingstidspunkt) under ulike klimatiske betingelser ogunder ulike strømningsforhold. De positive miljøeffek-tene av å ha soner med kantvegetasjon langs vassdra-gene er godt dokumenterte. Økt bruk av tiltakstypenforutsetter nært samarbeid med landbruksinteressene.

4.2.3 Kunstige retensjonsområder

Retensjonsområder har til hensikt å dempe flomtopperlenger nedstrøms ved at flomvannet gis lenger opp-holdstid. Med kunstige retensjonsområder menesområder der menneskelig kontroll eller tiltak er med påå skape området, i motsetning til naturlige våtmarker/flommark som oversvømmes uten menneskelig kontroll.

Et kunstig retensjonsområde kan f.eks. være et områdebakenfor et flomverk. Under mindre flommer beskyttesarealet av flomverket, men ved større flom kan det tas ibruk som retensjonsområde, som et alternativ til ufor-


Bilde 4.8 Flomverk med smalt vegetasjonsbelte langs Glomma ved Alvdal, Hedmark.

Picture 4.8 Floodbank with a narrow vegetation belt along river Glomma near Alvdal, Norway.


holdsmessig store kostnader ved å bygge høyere flom-verk. Det må da være en kontrollert oversvømming avområdet som gir minst mulig erosjon. En forutsetning ervidere at området er stort nok til at det kan ha en vissflomdempende effekt. Flomverk som kan åpnes girmulighet for å dempe flomtoppen særlig i områdetumiddelbart nedstrøms flomverket, og gir mulighet for åprioritere hvilke arealer en skal ta skadene på. Det erogså et poeng at effekten av magasinet bak flomverketsom åpnes, vil være større enn effekten ved naturligoversvømming, fordi hele magasinet kan fylles oppakkurat omkring flomkulminasjonen (NOU 1996).

I vassdrag med svært korte flomtopper og spesieltutsatte områder, har relativt små retensjonsområder vistseg å ha god effekt. I elva Grossache ved landsbyenKössen i Tyrol, er det gravd ut flere sidebassenger i til-knytning til elva (Bilde 4.9). Hovedfunksjonen til bas-sengene er å holde tilbake og forsinke flomvannet, menbassengene fungerer i tillegg som viktige habitattyperfor planter og dyr og har også blitt populære badeplas-ser. I kombinasjon med retensjonsbassengene er detogså anlagt et tilbaketrukket flomverk med tursti påtoppen (Bilde 4.10) og pumpestasjoner for to mindre til-løpsbekker som munner ut i elva, for å unngå oppstu-ving av vann bak flomverket.

Både i små delnedbørfelt og i store elver i Tyskland ogØsterrike er det eksempler på bruk av «seriekoplede»retensjonsområder (tysk: Giessegangsystem) som trer ifunksjon ved flomvannføring. Hensikten er å forsinkedeler av vannføringen slik at en får en lavere flomtopp(lengre og flatere flomtopp).

I et lite vassdrag (Feldkirchener Bach) ved Rosenheim iTyskland var det etablert et system av 3 påfølgenderetensjonsbasseng ca. 1 km oppstrøms et flomutsatttettsted. Bassengene var adskilt av tre demninger ellervoller med slake gresskledde skråninger med kulvertmellom hvert basseng. Nøkkelen i systemet er dimensjo-nering av kulverten slik at den tar unna akkurat denvannføringen som fyller det naturlige elveprofilet. Straksvannføringen ble større enn dette, startet det øverstebassenget å fylle seg opp. Når dette bassenget var fulltrant vannet over demningen, og neste basseng startet åfylle seg opp. Resultatet var både en avflating av flom-toppen og forskyving av flomtoppen i forhold til etannet delnedbørfelt uten tilsvarende retensjonssystem.Systemet er i følge Wasserwirtschaftsamt Rosenheimsvært effektivt ved flommer forårsaket av kraftigsommer- og høstnedbør som er den hyppigste flomty-pen i dette området. Miljøeffektene av tiltaket var ikkeundersøkt kvantitativt, men hadde utvilsomt en positiv


Bilde 4.9 Utgravd retensjonsområde, Grossache i Tyrol, Østerrike.

Picture 4.9 Artificial retention area, River Grossache in Tirol, Austria.


effekt både ved at erosjonsmateriale fra de øvre deleneav nedbørfeltet ble sedimentert i retensjonsbassengeneog at systemet bidro til å redusere erosjonen i vassdragetnedstrøms bassengene under flom. Dette vil igjen hapositive effekter for dyrelivet i vassdraget. Utenom flom-perioder ble arealene i retensjonsområdene brukt til hus-dyrbeite.

Et eksempel fra Donau like oppstrøms Wien, viserspennvidden i bruken av retensjonsbasseng. Her er detbygget et retensjonssystem som ligger utenfor selvehovedløpet av elva (Giessegang Greifenstein). Hensiktener å holde en jevnest mulig vannføring til et nedenfor-liggende kraftverk. Samtidig tilføres det vann til et våt-marksområde langs 42 km av Donau. Det skapes dermedet rikt utvalg av ulike leveområder for planter og dyr ivåtmarksområdet, og mange av de opprinnelige funksjo-nene til våtmarksområdet kan opprettholdes. Systemethar samme prinsipp som en avlastningskanal ved atvann (ut over en gitt minstevannføring) starter åstrømme inn i systemet når vannføringen i Donau øker.Ved flomvannføringer fyller de 23 bassengene, som eradskilt av lave demninger, seg opp suksessivt og holdertilbake betydelige mengder vann. Dette bidrar til ådempe flomtopper forbi kraftverket og byområdet umid-delbart nedstrøms. I tillegg gir bassengsystemet en

veksling mellom hurtigstrømmende vann i området forbidemningene og mer stillestående vann mellom dem-ningene. Undersøkelser av bunndyrsamfunnene i deulike delene av Giessgang Greifenstein viser at den øktehabitatdiversiteten har slått positivt ut på arts- og indi-vidantallet for flere bunndyrgrupper (Wassermann &Schmidt-Kloiber 1997).


Kunstige retensjonsområder kan i enkelte tilfellererstatte tradisjonelle flomforebyggende tiltak som kana-lisering, senking og forbygging. Potensialet for bruk avretensjonsområder langs Glomma blir utredet i et egetprosjekt under HYDRA-programmet, men er sannsynlig-vis relativt lite. Anvendelsen av denne typen tiltak vilunder norske forhold i hovedsak være begrenset til småvassdrag der det oppstår spisse flomtopper og hvorutflating og noen timers forsinkelse av flomtoppen kanvære nok til å unngå flomskader på utsatte punkternedstrøms i vassdraget.


Bilde 4.10 Flomverk med gangsti og vegetasjonssone på elvesiden, Grossache i Tyrol, Østerrike.

Picture 4.10 Floodbank with walking path and with riverside vegetation, River Grossache in Tirol, Austria.


4.2.4 Tilbaketrukne flomverk

Flomverk eller flomfyllinger er langsgående diker sombygges langs elver eller innsjøer for å hindre oversvøm-melse av områder langs vassdraget. Flomverkene har tra-disjonelt blitt bygget langs hovedløpet, i kombinasjonmed forbygning og utretting av elveløpet slik at selveflomverket danner elvekanten. For mer detaljerte beskri-velser av flomverk henvises til Vassdragshåndboka (NVE1998). Miljøeffekter av flomverk langs hovedløp erbeskrevet av Østdahl et al. (1998).

Tilbaketrukkede flomverk er plassert lenger vekk fraelvekanten for å gi rom til elveslette og kantvegetasjonmellom elveløp og flomverk. Miljømessig sett er detbedre jo større dette rommet blir, men i praksis vil detvære sterke begrensninger på hvor langt unna elveløpetflomverket kan trekkes. Hvis en urørt, meandrerende elvskal flomsikres, bør flomverket, hvis arealmessig mulig,plasseres utenfor det meandrerende beltet. Dette eransett som en svært miljøvennlig flomsikringsmetode(Hey 1990).

Den største positive miljøeffekten med tilbaketrukkedeflomverk er åpenbart at en kan opprettholde de lateralegradientene med elveslettevegetasjon og våtmarksområ-der i kontakt med elveløpet (jf. avsnitt 3.4) i langt størregrad enn når flomverkene plasseres tett inntil elveløpet.En annen fordel, som går direkte på kostnaden medbygging av flomverk og på landskapsestetiske forhold, erat tilbaketrukkede flomverk vil kunne bygges lavere nårelvesletta blir en del av elveprofilet i flomsituasjoner, dvselveprofilet utvides. Ulempen med tilbaketrukkedeflomverk er at arealbruksmulighetene på områdetmellom flomverk og elveløp begrenses. I tillegg er dennetypen flomverk uaktuelle i mange områder fordi det erpraktisk eller økonomisk lite realistisk å trekke flomver-kene tilbake fra elvløpet pga. eksisterende bosetningeller arealbruk.

I Bayern er tilbaketrukkede flomverk vanlig. I områdermed stor elveslette og lite fall på vassdraget, varflomverk bygget med svært slakke skråninger slik at heleflomverket hadde funksjon som dyrka mark og kunnehøstes maskinelt. En annen form for tilbaketrukneflomverk i dette området var at lokale veier fungertesom flomverk ved at høyden på veibanen var lagt iforhold til erfarte flomhøyder. Ved byen Wasserburghadde flomverket en utforming slik at arealene i forkantav og oppe på selve flomverket fungerte som rekrea-sjonsområde med stier og benker og var beplantet medstore trær. Toppen på flomverket var gjort uregelmessigav hensyn til landskapsbildet (Bilde 4.11a og b).

Flytting av flomverk bort fra selve elveløpet vil i seg selvkunne betraktes som et flomforebyggende tiltak ved atdette vil øke ruheten og dermed redusere strømhastig-heten på vannet i en flomsituasjon. I tillegg økes deteffektive vassdragsprofilet. Dermed økes vassdragets

magasineringskapasitet i dette området og bidrar til ådempe flomtopper nedstrøms i vassdraget. Samtidigreduseres erosjon og massetransporten i vassdraget.

En annen positiv miljøeffekt av å flytte flomverk bort fravannstrengen er at dette åpner muligheten for reetable-ring av våtmarksområder og naturlig flommarksvegeta-sjon mellom vannstrengen og flomverket. Dette økerkontakten mellom elveløp og elveslette og vassdragetslaterale miljøgradienter bedres. Resultatet er muligheterfor økt biodiversitet i området.


Tilbaketrukne flomverk er foreløpig lite brukt i Norge.Internasjonalt er det dokumentert gode effekter avdenne typen tiltak både når det gjelder biologiskeforhold i vassdraget og når det gjelder flomsikring ivassdraget som helhet ved at vannmagasineringskapa-siteten opprettholdes (når tiltaket utføres som nytt mil-jøvennlig flomforebyggende tiltak) eller økes (når eksis-terende flomverk flyttes som rehabiliterende tiltak).

Til tross for dette er potensialet for bruk av dette tiltaketrelativt lite i Norge, både fordi kostnadene med flyttingav eksisterende flomverk er høye, og fordi en slik flyttingraskt kommer i konflikt med flomsikring av bosetningog annen infrastruktur. Tiltaket er mest aktuelt på loka-liteter der det må gjøres utbedringer av gamle flomverkog på kortere strekninger av mindre vassdrag.



Bilde 4.11 a (øverst) og b (nederst). Flomverk langs Inn ved Wasserburg i Bayern, Tyskland.

Picture 4.11 a (top) og b (bottom). Floodbanks along River Inn, protecting the city of Wasserburg in Bavaria,Germany.


Samfunnsutviklingen de siste 2-300 hundre årene harvært preget av industrialisering, sterk befolkningsvekst,infrastrukturutbygging, arealbruksendringer i vassdrags-nære områder og stadig flere brukerinteresser knyttet tilvassdragene (for eksempel vannkraftutbygging, fløtingog transport). Dette har medført en rekke ulike typerfysiske inngrep i og langs vassdragene. Inngrepene ellertiltakene har i neste omgang påvirket dyre- og plante-livet, og medført betydelige endringer i artsdiversitet ogartssammensetning i og langs vassdragene. En viktiggruppe tiltak har blitt gjennomført for å sikre infrastruk-tur, bebyggelse og dyrka mark mot flom. De flomfore-byggende tiltakene som har gitt størst endringer i miljø-forhold i vassdrag er kanaliseringer, senkinger, forbyg-ninger og flomverk. I tillegg har tiltak som bare indi-rekte kan regnes som flomforbyggende, f.eks. regule-ringer av vannføringen ved vannkraftutbygging, resulterti betydelige endringer i miljøforholdene (se oppsumme-ring av miljøeffekter av flomforebyggende tiltak iØstdahl et al.(1998)).

Tiltakene har medført både økologisk effekter ogendringer i nytteverdien for ulike brukerinteresser i vass-dragene. Endringene har vært positive for noen bruker-grupper og/eller interesser, og negative for andre. Detgenerelle trekket er at infrastrukturutbygging, nærings-interesser og eiendomsinteresser har hatt nytte av tilta-kene, mens allmenne interesser som friluftsliv, landskapog dyre- og plantelivet i vassdragene er blitt skade-lidende.

De nevnte utviklingstrekkene har skapt behov for ågjennomføre ulike former for miljøtilpasninger av eksi-sterende flomsikringsanlegg (avbøtende tiltak, rehabilite-ring og restaurering) for å reetablere naturlige prosesserog funksjoner i og langs vassdragene, og å gjøre vass-dragene mer attraktive for friluftsliv. På samme måte harknappheten på intakte vassdragssystemer skapt behovfor å finne fram til flomsikringstiltak som integrererflomsikring og miljøhensyn (miljøvennlige flomforebyg-gende tiltak).

5.1 Avbøtende-, rehabiliterende- ogrestaurerende tiltak og miljøvennligeflomforebyggende tiltak

I litteraturen finnes det utallige eksempler på at det ergjennomført avbøtende- eller rehabiliterende tiltak ivassdrag med ulike former for flomforebyggende arbeid.Tiltakene er gjennomført i en bred gradient av vassdrag;fra små bekker til store hovedvassdrag og fra alpinevassdrag til vassdrag i jordbruksområder i lavlandet.

En viktig gruppe av tiltak foregår direkte i elveløpetuten endringer i strandsoner og tilhørende elveslette.Dette omfatter tiltak som utlegging av stein, steingrup-per og organiske strukturer, bygging av terskler, lavedemninger, buner, strømstyrere, sedimentasjonsbasseng,fjerning av vandringshindere og endring av elvetverr-snitt. Målsettingen med disse tiltakene er å øke habitat-diversiteten slik at flere dyre- og plantearter finneregnede leveforhold, eller å bedre leveforholdene forbestemte arter eller artsgrupper ut fra kunnskap omhabitatpreferanser. Tiltakene direkte i elveløpet bidrarogså til bedre kontroll av erosjons- og sedimentasjons-forhold, og kan redusere sedimenttransporten til habita-ter som er spesielt ømfintlige for ustabile og fine sedi-menter. Enkelte av tiltakene direkte i elveløpet retter segogså mot å reetablere forbindelse mellom elvestrek-ninger ved å fjerne vandringshindre f.eks. for migrerendefiskearter (reetablere langsgående gradienter). Mange avhabitattiltakene har blitt gjennomført som isolerte pro-sjekter på enkeltstrekninger i vassdraget uten noe hel-hetlig perspektiv på planlegging og gjennomføring, oguten målsetting om å reetablere naturlige funksjoner. Desenere årene er det imidlertid en tendens til at sliketiltak gjennomføres som bestanddeler i prosjekter medmer helhetlig perspektiv.

En annen viktig gruppe av tiltak foregår i strandsoner, irandområdene langs elveløpet og på elvesletter hvor dettidligere er gjennomført flomforebyggende tiltak. Detteomfatter tiltak som reetablering av meandere, naturligeflomløp, våtmarksområder og kantvegetasjon, flytting avflomverk og heving av elvebunnen. Målsettingen meddisse tiltakene er å reetablere den naturlige kontaktenmellom elveløpet og kantsonen/elvesletta som har gåtttapt eller er redusert ved flomforebyggende arbeid, og ågjenskape et mer naturlig avrenningsmønster i vassdra-get. Sentrale miljøeffekter av disse tiltakene er bedredynamikk mellom elveslette og elveløp som resulterer i


DEL III SAMMENFATTENDE DRØFTING OG ANBEFALINGER

5. Sammenfattende drøfting

større variasjon i suksesjonsstadier i dyre- og plantesam-funnene og dermed større habitatdiversitet og mulighetfor økt biologisk mangfold (bedre de laterale gradien-tene). Avbøtende- og rehabiliterende tiltak i strandsonerog på elvesletter er ofte mer omfattende enn tiltakenedirekte i elveløpet, prosjektene har ofte et større innslagav nedbørfelttilnærming ved planlegging og gjennom-føring, og vil ofte gå lengre i retning av restaurering enndet tiltak direkte i elveløpet gjør.

Behovet for nye flomforebyggende tiltak vil fortsattvære tilstede i vassdrag der det jevnlig oppstår flomska-der på infrastruktur, bebyggelse eller dyrka mark. Desiste årene har en internasjonalt tatt i bruk nye metoderfor flomforbygging og erosjonssikring som i mindre gradgir negative miljøeffekter enn tidligere brukte metoder.En fellesbetegnelse for slike tiltak er miljøvennlige flom-forebyggende tiltak (eng: environmental sensitive floodprotection, tysk: Naturnaher Wasserbau).

På samme måte som for avbøtende og rehabiliterendetiltak, kan miljøvennlige flomforebyggende tiltakgjennomføres direkte i elveløpet, f.eks. sedimentasjons-basseng, stabiliseringsbasseng eller erosjonssikring avelvekanter, eller de kan gjennomføres i strandsoner ellerpå elvesletter, f.eks. tilbaketrukne flomverk, senking avelvekorridoren og kunstige retensjonsområder. Tiltakenedirekte i elveløpet er i første rekke erosjonssikringstiltakog har flomforebyggende effekt gjennom å hindre ero-sjonsmateriale fra å øke flomfaren når det sedimenteresog hever elvebunnen på flomutsatte elvestrekninger.Redusert sedimenttransport kan gi positive effekter pådyre- og plantelivet hvis vassdraget har hatt høytsedimentinnhold som følge av inngrep eller aktiviteter inedbørfeltet.

Miljøvennlige flomforebyggende tiltak i strandsoner ogpå elvesletter sikrer infrastruktur, bebyggelse eller dyrkamark samtidig som vassdragets naturlige magasinerings-kapasitet for flomvann og naturlige biologiske funksjo-ner opprettholdes. Dette er plasskrevende og forutsetterat arealer må "gis tilbake" til elva.

5.2 Status, trender og veien videre

Arbeidet med vassdragsrestaureringer og miljøvennligeflomtiltak kan forstås innenfor et femdimensjonalt ram-meverk (Boon 1998):

• Begrepsdimensjonen• Den romlige dimensjonen• Den temporære dimensjonen• Den teknologiske dimensjonen• Presentasjonsdimensjonen

Begrepsdimensjonen. Boon (1998) presiserer at tiltaksom går under betegnelsen vassdragsrestaurering somregel mer presist bør kalles rehabilitering. Videre at det

kan reises tvil om hvorvidt det er mulig å fullt ut restau-rere et vassdrag som er blitt utsatt for tiltak som i storgrad har endret struktur og funksjoner. Denne presise-ringen av begrepsbruken passer godt sammen med defi-nisjonene av begrepene avbøtende tiltak, rehabiliteringog full restaurering som er foretatt i denne rapporten, jf.avsnitt 2.2.1.

Parallelt med behovet for å gjennomføre ulike typertiltak for å bedre forholdene i vassdrag som er påførtskader, vil det være behov for å fatte forvaltningsvedtaksom hindrer skadelige inngrep i de kvalitetsmessig besteog mest intakte vassdragene (vern/ forvaltning). Videreat de tiltakene som gjennomføres i minst mulig gradskader naturlige strukturer og funksjoner i vassdragene(miljøvennlige flomforebyggende tiltak). Disse saksområ-dene og problemstillingene henger sammen i og med atdet er de samme forvaltningsinstansene som skal tastilling til hvilke tiltak som skal settes i verk. Videre vildet være en felles kunnskapsbase om hva som er nøk-kelfaktorer og –funksjoner i vassdragene som i det enetilfellet forsøkes rehabilitert, og i det andre tilfelletforsøkes bevart.

Et viktig spørsmål for forvaltningen når det gjelder"ødelagte" vassdrag er om en aktivt skal gjennomføretiltak, eller om en skal la vassdraget reetablere fysiskefunksjoner og mer naturlige dyre- og plantesamfunn avseg selv uten å gripe inn med fysiske tiltak. Trendeninternasjonalt er å gripe inn med aktiv restaurering /rehabilitering framfor å "la naturen gå sin gang" fordiden sistnevnte løsningen har et svært langt (for langt)tidsperspektiv. Det har også vært en trend at når detgripes aktivt inn for å bedre forholdene i et vassdrag, såhar dette vært motivert i ønsket om å bedre forholdenefor bestemte arter eller artsgrupper (f.eks. laksefisk).Boon (1998) påpeker viktigheten av at alle typer restau-reringsprosjekter har et økosystem-perspektiv selv om dei utgangspunktet er motiverte i interessen for en spesiellart eller artsgruppe.

Foreløpig er det liten erfaring med restaureringer, reha-biliteringer og miljøvennlige flomforebyggende tiltak inorske vassdrag. Hoveddelen av de prosjektene som ergjennomført i Norge fram til i dag er avbøtende tiltakfor å gjenopprette fysisk habitat. Norske vassdrag er,sammenliknet med vassdrag ellers i Europa, mindreberørte både av flomforebyggende tiltak og av andretyper inngrep (med unntak av vannkraftutbygging).Mange norske vassdrag vil i internasjonal sammenhengbli regnet som relativt intakte høykvalitets vassdrag.Avveiningen mellom satsing på vern/forvaltning ogsatsing på restaurering har derfor gått, og vil fortsattmåtte gå, mer i retning av vern/forvaltning enn hva somer tilfelle i land som har hatt mer drastiske endringer isine vassdrag. Likevel er behovet for å gjennomførefysiske tiltak i form av ulike typer rehabiliteringer og res-taureringer absolutt tilstede også i Norge. Spesielt ermange små vassdrag i jordbrukets kulturlandskap sterkt


preget av kanaliseringstiltak. Situasjonen i mange avdisse vassdragene er parallell til situasjonen i land somTyskland, Danmark og England.

Den romlige dimensjonen. Et vassdrags romlige dimen-sjon består av tre gradienter som alle er essensielle forhvordan vassdraget fungerer i forhold til sine tilstøtendeomgivelser. Den langsgående gradienten (Vannote et al.1980) går på sammenhengen mellom elvestrekningeroppstrøms og nedstrøms i vassdraget, den laterale gra-dienten går på sammenhengen mellom elveløp og elve-slette/kantvegetasjon (Fremstad 1985b, Ward 1989) ogden vertikale gradienten går på sammenhengen mellomelveløp og grunnvannet (Ward 1989). Flomforebyggendetiltak griper inn i disse gradientene og en fellesnevnerfor svært mange typer restaurerings- eller rehabilite-ringsarbeid i Europa de siste årene har vært å gjenskapekontakten mellom elvestrekninger og spesielt mellomelveløp og elveslette. Å reetablere kontakt mellomelveløp og grunnvann har så langt vært mindre påaktet.

Det mest essensielle med den romlige dimensjonen i res-taureringssammenheng er at nedbørfeltet blir planleg-gingsenheten og at vassdraget betraktes som en enhet.Dette betyr ikke at hele nedbørfelt restaureres, men aten ved planlegging av lokale prosjekter tar hensyn tilprosesser som virker på nedbørfeltnivå som f.eks. geo-morfologiske prosesser. Nedbørfeltperspektivet er spesieltviktig når det gjelder flom, flomforebyggende tiltak ogrestaureringstiltak som går på å gjenskape naturligeavrenningsmønstere.

Den romlige dimensjonen vil på samme måte være sværtviktig ved planlegging og gjennomføring av nye miljø-vennlige flomforebyggende tiltak. Disse tiltakene har iutgangspunktet et helhetlig perspektiv, og det vil væreessensielt å forstå prosessene som foregår på nedbørfelt-nivå for å kunne velge type tiltak og lokalisering avtiltak slik at de naturlige prosessene i vassdraget ikkeforstyrres.

I norske vassdrag griper rene flomforebyggende tiltaksterkt inn i de laterale gradientene ved å redusere kon-takten mellom elveløpet på den ene siden og kantvege-tasjon, våtmarksområder, kroksjøer og sideløp på elve-sletta på den andre siden. Dette gjelder spesielt formindre vassdrag i jordbruksområder hvor kanaliserings-tiltakene er mest omfattende. I disse vassdragenemedfører de flomforebyggende tiltakene i tillegg ensterk homogenisering av det fysiske habitatet (laverehabitatdiversitet). I vassdrag med mindre omfattendeflomforebyggende tiltak f.eks. elveløpskorreksjoner, opp-renskinger og lignende, vil påvirkningene både på delaterale gradienter og på det fysiske habitatet i selveelveløpet være mer beskjedne. Flomforebyggende tiltaksom er gjennomført i norske vassdrag griper i beskjedengrad direkte inn i de langsgående gradientene i elvelø-pet. Unntaket er reguleringsdammer i forbindelse medvannkraftutbygginger.

Den temporære dimensjonen. I alle typer restaurerings-arbeid i vassdrag er det viktig å vite noe om hvordanvassdraget har endret seg over tid og hvordan vassdragetså ut før det ble gjennomført større fysiske inngrep.Oversikt over dette krever historiske data. Flomfore-byggende tiltak har i mange vassdrag i Europa blittgjennomført helt siden 1700-tallet og mange storekanaliseringer ble gjennomført på 1800-tallet. I norskevassdrag er de flomforebyggende tiltakene av noe nyeredata, men også her ble det gjennomført kanaliseringerog annet flomsikringsarbeid allerede på 1800-tallet.Dette gjør at en må gå relativt langt tilbake i tiden for åfå kartlagt hvilke endringer som har skjedd f.eks. i utfor-mingen av elveløpene, og for å få et bilde av hvordandet naturlige elveløpet så ut. Kunnskap om den histo-riske utviklingen i vassdraget er svært viktig både forforståelsen av de prosessene som foregår i vassdragetper i dag og for å kunne forutsi responsen i vassdragetnår det gjennomføres restaureringsarbeid.

Boon (1998) trekker også inn oppfølging av rehabilite-rende og restaurerende prosjekter gjennom overvåkningsom en del av den temporære dimensjonen. Gode over-våkningsundersøkelser forutsetter at det etableres godeklassifiseringssystemer og evalueringssystemer slik at enkan fastsette hvilke biologiske og fysiske forhold somkarakteriserer elver av en bestemt type, og at en kanbedømme om målsettingene med et restaurerings- ellerrehabiliteringsprosjekt oppnås.

I Norge mangler en viktig del av basisen for gode over-våkningsundersøkelser og evalueringer knyttet både tilulike typer restaurerende tiltak og til miljøvennlige flom-forebyggende tiltak, fordi det ikke finnes gode status-oversikter og klassifiseringer av forhold knyttet til vass-dragene.

Den teknologiske dimensjonen. Det foreligger en rekkeulike metoder og typer tiltak som kan inngå i restaure-ringer eller rehabiliteringer knyttet til eksisterende flom-forebyggende tiltak, jf. gjennomgangen av ulike typertiltak i kap. 3-4 i denne rapporten. Mangfoldet av til-takstyper og –teknikker har økt behovet for å ha demon-strasjonsprosjekter som viser hva som kan oppnås nårmange fagdisipliner og interesser arbeider sammen omfelles tverrfaglige målsettinger og med flerbruksperspek-tiv på restaureringarbeidet. Relevante fagdisipliner i res-taureringsprosjekter er geomorfologi, botanikk, zoologi,hydrologi, økonomi, landskap og sosiologi. Eksempler påtverrfaglig anlagte demonstrasjonsprosjekter er restaure-ringen av Brede Å i Danmark og River Skerne og RiverCole i England innenfor EU’s "LIFE" program(Sønderjyllands Amt 1997b, Holmes & Nielsen 1998).

GIS-teknologi er i ferd med å bli et viktig verktøy i plan-leggingen av restaureringsprosjekter. Dette gjelder iførste rekke GIS-teknologi koplet til matematisk model-lering av strømingsforhold og av romlig fordeling f.eks.


av dyrepopulasjoner eller habitat for bestemte arter.I Norge finnes det tilgjengelig flere programmer forberegninger og modelleringer av hydrologiske oghydrauliske forhold (f.eks. Vassdragssimulatoren, SSIIM,Hydra II, Mike 11) som vil kunne få anvendelse i rehabi-literings- og restaureringsprosjekter. Vassdragssimu-latoren inneholder også programmer for beregning avfysisk habitat og er anvendt i beregninger knyttet tilavbøtende tiltak i forbindelse med vannkraftutbygging.

Presentasjonsdimensjonen. En sentral faktor for ålykkes med restaureringsprosjekter er hvordan prosjektetpresenteres for brukerinteressene i vassdraget oghvorvidt de tunge brukerinteressene blir deltagere i ogkan identifisere seg med prosjektet, eller om de blirpassive tilskuere til planleggingen og gjennomføringenav prosjektet. En annen sentral faktor for å lykkes er åskape interesse for prosjektet i forvaltningen og å kunnepresentere et prosjektopplegg som holder høy fagligstandard for godkjennende og bevilgende myndigheter.På samme måte som beskrevet i avsnittet om denromlige dimensjonen, at et restaureringsprosjekt bør haet økosystemperspektiv framfor å ha utgangspunkt i enenkelt art eller en artsgruppe, bør et restaureringspro-sjekt ikke begrenses til bare en bestemt brukerinteresse,men ha et flerbruksperspektiv. Restaureringsprosjekterhar hatt en tendens til å bli assosiert kun med naturvernog oppretting av naturkvaliteter, mens andre vanligegevinster som forbedret vannkvalitet og bedre flomkon-troll ikke blir tilstrekkelig fokusert og vektlagt (Holmes &Nielsen 1998).

For å lykkes fullt ut med et restaureringsprosjekt fram-hever Boon (1998) viktigheten av å ha støtte i bredegrupper av befolkningen. Dette forutsetter at det drivesnettverksbygging og informasjonvirksomhet om prosjek-tet på flere arenaer, som f.eks. å bygge allianser mellomvernegrupper, industri og vassdragsmyndighet (Scrutonet al. 1998), å sørge for lokal deltagelse og forankringav prosjektet (Nolan & Guthrie 1998) og å bruke pro-sjektet i undervisningssammenheng i skoleverket (Tent1998).

Et annet viktig poeng knyttet til presentasjonsdimensjo-nen er at det ikke må gis inntrykk av at alle miljøskade-lige tiltak er "ufarlige" i den forstand at de går an årette opp på et senere tidspunkt gjennom ulike formerfor restaurering. Restaurerende tiltak er stort sett dyre,kan være praktisk umulige å gjennomføre under mangeforhold og vil bare kunne bli en mer eller mindre godetterlikning av det som opprinnelig gikk tapt.Restaureringsmuligheten må derfor ikke bli en soveputefor å ikke ta vare på de vassdragene som per i dag errelativt uberørte og intakte.

I Norge er det lokale miljøforvaltningsleddet godtutbygget og lokale lag og foreninger er engasjerte ivassdragsspørsmål, f.eks. jeger- og fiskerforeninger,utmarkslag, naturvernlag. Det finnes derfor allerede et

etablert lokalt nettverk med allianser som kan fungereogså i forbindelse med rehabiliteringsarbeid. Allianse-bygging mot industrien vil under norske forhold hoved-sakelig bety allianser med vannkraftindustrien. Dette ertil gjengjeld en nøkkelallianse for å få iverksatt prosjek-ter av betydning i mange vassdrag. En annen sentralallianse er landbruket. Denne alliansen er spesielt viktigfor mulighetene til å få gjennomført prosjekter som re-etablerer kontakt mellom elveløp og strandsone/elve-slette (laterale gradienter) i vassdraget i og med at disseprosjektene kan være arealkrevende og ofte vil være idirekte interessekonflikt med jordbruksinteressene.

I motsetning til flere land innenfor EU regnes jordbruks-arealer som en knapp ressurs i Norge. Forutsetningenefor å kunne initiere prosjekter i vassdragene i jordbruks-områdene er derfor relativt dårlige i Norge sammenliknetmed f.eks. Danmark. I Danmark eksisterer det gode oglangsiktige tilskuddsordninger for bønder som er villigetil å legge jordbruksarealer brakk eller å legge om areal-bruken langs vassdrag fra fulldyrking til beitemark/våteenger og akseptere økt flomfrekvens.

Selv om den politiske interessen for vassdragsrestaure-ringer og de økonomiske virkemidlene for å stimulere tilgjennomføring av slike tiltak i større målestokk foreløpigikke er tilstede i Norge, er det viktig å få etablertdemonstrasjonsprosjekter som kan vise eksempler på demest relevante typene avbøtende- og rehabiliterendetiltak og på miljøvennlige flomforebyggende tiltak.Erfaringer fra Danmark, England og Tyskland tyder på atetablering av "gode eksempler" er en viktig basis for åskape interesse for og på sikt å fjerne skepsis i forvalt-ningsapparatet og å skape positive holdninger til sliketiltak hos brukergrupper i vassdragene.

Boon (1998) konkluderer drøftingen av rammeverket forrestaurerende prosjekter med å påpeke viktigheten av åfinne den riktige balansen mellom konkurrerende bru-kerinteresser, mellom å utsette gjennomføringen av etprosjekt for å bedre datagrunnlaget kontra å sette igang et prosjekt på spinkelt datagrunnlag og mellomressursbruk på forundersøkelser og markedsføring kontraressursbruk på selve tiltaksarbeidet.



Gjennomgangen av litteratur om miljøtilpasninger aveksisterende og nye flomsikringstiltak, viser at en rekkemetoder og varianter av metoder er i bruk internasjo-nalt, og at mange av tiltakene har betydelige positivemiljøeffekter. Det er også tydelig at mange av metodenei liten grad er tatt i bruk i Norge, selv om behovet for åtilpasse flomsikringsanlegg bedre til flerbruk av vassdra-gene, absolutt er tilstede. Vi fremmer følgende punktersom anbefalinger til vassdragsmyndighetene i Norge fordet videre arbeidet med å integrere flomsikring og miljø-hensyn:

• Det bør foretas registreringer og bygges opp et samletregister for status i norske vassdrag mht. flomfore-byggende tiltak og andre inngrep. Statusoversiktenmå i neste omgang danne grunnlag for klassifiseringog prioritering av vassdragene med hensyn på behovfor restaurering, og for å kunne fastsette målsettingerog lage helhetlige rammeplaner for de enkelte vass-dragene.

• Det bør etableres demonstrasjonsområder på miljøtil-pasninger i tilknytning til vanlige typer flomforebyg-gende tiltak og på nye miljøvennlige flomforebyg-gende tiltak i norske vassdrag.Demonstrasjonsområdene kan etableres delvis ved åbenytte eksisterende tiltak, og delvis med å suppleremed nye tiltak.

• Det bør etableres et eget FoU-program i tilknytningtil demonstrasjonsområdene. Programmet må leggesærlig vekt på problemstillinger knyttet til forvaltningav vassdragene som helhetlige systemer. Dette gjelderbåde de fysiske- og biologiske prosessene i vassdra-gene som påvirkes ved ulike tiltak, og samfunnsmes-sige aspekter ved tiltakene.

• Folks holdninger til vår vassdragsnatur og tilgjennomføring av ulike typer miljøtilpasninger avflomsikringstiltak må kartlegges. Kunnskapen omholdninger og hva som former de ulike brukergrup-pers holdninger må inkorporeres i planlegging, utfor-ming og gjennomføring av nye tiltak.

• Norsk vassdragsforvaltning bør delta mer aktivt iinternasjonalt nettverksarbeid på vassdragsrestaure-ring (f.eks innenfor arbeidet ved European Centre forRiver Restoration i Danmark), og dra veksler på inter-nasjonale forsknings- og forvaltningsmiljøer som harbred erfaring både med miljøvennlige flomforebyg-gende tiltak og med ulike typer rehabiliteringer ogrestaureringer i forbindelse med eksisterende flom-forebyggende tiltak.

• En viktig suksessfaktor for framtidige prosjekter medavbøtende- og rehabiliterende tiltak i norske vassdragvil være å velge løsninger som ivaretar alle de viktig-ste brukerinteressene i vassdraget og ikke motivereskun ut fra naturvern og oppretting av naturkvaliteter.

• Rehabilitering og restaurering av naturlige strukturerog funksjoner i vassdrag som er sterkt preget avflomforebyggende tiltak vil være lite realistisk å fågjennomført innenfor rammen av et tidsavgrensetenkeltprosjekt, og må sees på som en langsiktigprosess der en rekke mindre tiltak gjennomføres somisolerte tiltak, men med en felles målsetting innenforet nedbørfeltperspektiv.

6. Anbefalinger

Alexander, G. R. & Hansen, E. A. 1983. Sand Sedimentin a Michigan Trout Stream. Part II. Effects of ReducingSand Bedload on a Trout Population. North AmericanJournal of Fisheries Management, 3: 365-372.

Andersen, B. 1996. Flomsikring i 200 år. Norges vass-drags- og energiverk, 184 s.

Andersen, K. M. & Fremstad, E. 1986.Vassdragsreguleringer og botanikk. En oversikt overkunnskapsnivået. Rapport nr 2, Økoforsk.

Anon 1990. Fisketrapper. Funksjoner og virkemåte.Innstilling fra Fisketrapputvalget., Direktoratet for natur-forvaltning og Vassdragsregulantenes forening.

Arnekleiv, J. V. & Kraabøl, M. 1996. Migratory behaviorof adult fast-growing brown trout (Salmo trutta, L.) inrelation to water flow in a regulated norwegian river.Regulated Rivers: Research and Management, 12: 39-49.

Beschta, R. L. & Jackson, W. L. 1979. The Intrusion ofFine Sediments into a Stable Gravel Bed. Jorunal of theFisheries Research Board, Canada: 204-210.

Bevanger, K. & Thingstad, P. G. 1986.Vassdragsreguleringer og ornitologi. En oversikt overkunnskapsnivået. Rapport nr. 4, Økoforsk.

Biggs, J. et al. 1998. Restoration of the Rivers brede,Cole and Skerne: a joint Danish and British EU-Lifedemonstration project, V-Short-term impacts on theconservation value of aquatic macroivertebrate andmacrophyte assemblages. Aquatic Conservation: Marineand Freshwater Ecosystems, 8: 241-255.

Bilby, R. E. & Likens, G. E. 1980. Importance of OrganicDebris dams in the Structure and Function of StreamEcosystems. Ecology, 61(5): 1107-1113.

Bogen, J. 1998. Flom og sedimenttransport. Hydra-rapport MI05, Norges vassdrags- og energidirektorat,Oslo.

Boon, P. J. 1998. Riveer restoration in five dimensions.Aquatic Conservation: Marine and FreshwaterEcosystems, 8: 257-264.

Borchardt, D. 1993. Effects of flow and refugia on driftloss of benthic macroinvertebrates: implications forhabitat restoration in lowland streams. FreshwaterBiology, 29: 221-227.

Brabrand, Å. et al. 1998. Virkninger av flom på vannle-vende organismer. Hydra rapport MI02, Norges vass-drags- og energidirektorat, Oslo.

Brandrud, T. E. & Mjelde, M. 1992. Leiravassdraget.Undersøkelse av makrovegetasjonen i nedre del av Leiraog i kroksjøer og dammer på Leiras elveslette. Rapportnr.12, Norsk institutt for vannforskning.

Brandrud, T. E., Mjelde, M. & Rørslett, B. 1989.Vegetasjonsundersøkelser i Nitelva, Akershus 1988.Rapport nr. 0-88133, NIVA.

Brandrud, T. E. & Stabbetorp, O. 1994. Botaniske under-søkelser i våtmarksreservater i tilknytning til Glomma iØstfold. I: Naturfaglige undersøkelser av områder iØstfold - II. 7-1995, Fylkesmannen i Østfold, miljøvern-avdelingen.

Bravard, J. P., Roux, A. L., Amoros, C. A. & Reygrobellet,J. L. 1992. The Rhone river: A large alluvial temperateriver. In: Calow, P. & Petts, G.E. (red.), The rivershandbook. Volume 1. Blackwell Science, 526 s.

Brittain, J. E., Saltveit, S. J., Arnekleiv, J. V., Hvidsten, N.A. & Johnsen, B. O. 1993. Steinsetting i vassdrag, virk-ninger på bunndyr og fisk. I: Faugli, P.E., Erlandsen,A.H. & Eikenæs, O. (red.), Inngrep i vassdrag - konse-kvenser og tiltak. En kunnskapsoppsummering, 511-533.

Brookes, A. 1988. Channelized Rivers: perspectives forenvironmental management. John Wiley & Sons. 326pp.

Brookes, A. 1989. Alternative channelization procedures.I: Gore, J.A. & Petts, G.E. (red.), Alternatives in regulatedriver management. CRC Press, Inc, Boca Raton, Florida,139-162.

Brookes, A. 1990. Restoration and Enhancement ofEngineered River Channels: Some European Experiences.Regulated Rivers: Research and Management, 5: 45-56.

Brookes, A. 1995a. Challenges and Objectives forGeomorphology in U.K. River Management. EarthSurface Processes and Landforms, 20: 593-610.

Brookes, A. 1995b. The Importance of High Flows forRiverine Environments. In: Harper, D.M. & Ferguson,A.J.D. (red.), The Ecological Basis for River Management.John Wiley & Sons Ltd., 33-49.


7. Litteratur

Brookes, A. 1995c. River channel restoration: Theory andpractice. I: Gurnell, A. & Petts, G. (red.), Changing riverchannels. John Wiley & Sons Ltd, s. 369-388.

Brookes, A., Gregory, J. & Dawson, F. H. 1983. AnAssesment of River Channelization in England andWales. The Science of the Total Environment, 27: 97-111.

Brookes, A., Baker, J. & Redmond, C. 1996a. Floodplainrestoration and riparian zone management. In: Brookes,A. & Shields, F.D., Jr. (red.), River Channel Restoration:guiding principles for sustainable projects. John Wiley &Sons Ltd, Chinchester, 201-229.

Brookes, A., Knight, S. & Shields, F. D., Jr. 1996b.Habitat enhancement. In: Brookes, A. & Shields, F.D., Jr.(red.), River Channel Restoration: guiding principles forsustainable projects. John Wiley & Sons Ltd,Chinchester, 103-126.

Brookes, A. & Shields, F. D., Jr. 1996a. Perspectives onriver channel restoration. In: Brookes, A. & Shields, F.D.,Jr. (red.), River Channel Restoration: guiding principlesfor sustainable projects. John Wiley & Sons Ltd,Chinchester, 1-19.

Brookes, A. & Shields, F. D., Jr. 1996b. River channelrestoration. Guiding prinsiples for sustainable projects.John Wiley & Sons, 433 pp.

Brown, A. G., Harper, D. & Peterken, G. F. 1997.European floodplain forests: structure, functioning andmanagement. Global Ecology and Biogeography Letters,6: 169-178.

Cairns, J. 1991. The status of the teoretical and appliedscience of restoration ecology. The EnvironmentalProfessional, 13: 186-194.

Carling, P. A. 1984. Deposition of Fine and Coarse Sandin an Open-Work Gravel Bed. Canadian Journal ofFisheries and Aquatic Science, 41: 263-270.

Eie, J. A., Brittain, J. E. & Eie, J. A. 1995.Biotopjusteringstiltak i vassdrag. Rapport nr. 21, NorgesVassdrags- og Energiverk.

Erlandsen, A. H., Faugli, P. E. & Grimstad, C. E. 1997.Vannets kraft. Samfunnsbygger og miljøpåvirker. Norgesvassdrags- og energiverk og Energiforsyningens fellesor-ganisasjon, 80 s.

Faugli, P. E., Andersen, Ø. B., Huseby, S. & Sjulsen, O. E.1986. Vassdragsreguleringer og geofag - en oversikt overkunnskapsnivået. Rapport nr. 89, Vassdragsforsk.

Faugli, P. E., Erlandsen, A. & Eikenæs, O. (red.) 1993.Inngrep i vassdrag - konsekvenser og tiltak. NVE-Publikasjon nr. 13, 630 s.

Fremstad, E. 1985a. Flerbruksplan for vassdrag iGudbrandsdalen. Botaniske undersøkelser 1. Inventeringav flommarkene langs Lågen. Rapport nr.3, NINA.

Fremstad, E. 1985b. Flommarksskog og -kratt. Blyttia,43: 154-160.

Frissell, C. A. & Nawa, R. K. 1992. Incidence and causesof physical failure of artifical habitat structures instreams of Western Oregon and Washington. NorthAmerican Journal of Fisheries Management, 12: 182-197.

Faafeng, B., Lydersen, E., Kjellberg, G. & Bjerknes, V.1998. Miljøkonsekvenser av flom - flom og vannkvalitet.Hydra-rapport MI01, Norges vassdrags- og energidirek-torat, Oslo.

Geelmuyden, A. K. & Berg, E. 1986.Vassdragsreguleringer og landskap. En oversikt overkunnskapsnivået. 7, Økoforsk.

Gemeinde Kirchdorf 1998. Regulierung der Grossache inTirol. Naturnaher Hochwasserschutz in Kirchdorf/Tirolund Kössen. 7 s.

Gemeinde Kössen 1995. Hochwasserschutz Kössen.Teknik im einklang der natur. 20 s.

Gore, J. A. & Petts, G. E. (red.) 1989. Alternatives inregulated river management. CRC Press. 344 pp.

Gore, J. A. & Shields, F. D. J. 1995. Can large rivers berestored ? BioScience, 45: 142-152.

Gunnerød, T. B. (red.), 1984. Fisk ogVassdragsreguleringer. Kraft og Miljø, 7. NorgesVassdrags- og Elektrisitetsvesen, 96 s.

Gunnerød, T. B. & Mellquist, P. (red.) 1979.Vassdragsreguleringers biologiske virkninger i magasinerog lakseelver, 294 s.

Haltiner, J. P., Kondolf, G. M. & Williams, P. B. 1996.Restoration approaches in California. In: Brookes, A. &Shields, F.D., Jr. (red.), River Channel Restoration:guiding principles for sustainable projects. John Wiley &Sons Ltd, Chinchester, 291-329.

Hamilton, J. B. 1989. Response of Juvenile Steelhead toInstream deflectors in a High Gradient Stream. In:Gresswell, R.E., Barton, B.A. & Kershner, J.L. (red.),Riparian Resource Management. U. S. Bureau of LandManagement, Billings, Montana, 149-158.


Hansen, E. A. 1973. In- Channel Sedimentation Basins -A possible Tool for Trout Habitat Management. TheProgressive Fish-Culturist, 35(3): 138-142.

Hansen, E. A., Alexander, G. A. & Dunn, W. H. 1983.SandSediment in a Michigan Trout Stream. Part I. ATechnique for Removing Sand Bedload from Streams.North American Journal of Fisheries Management, 3:355-364.

Hansen, H. O. (red.), 1996a. River Restoration - Danishexperience and examples. National EnvironmentalResearch Institute, 99 pp.

Hansen, H. O. 1996b. Vandløbsrestaurering - eksemplerog erfaringer fra Danmark. DMU-rapport nr. 151, 135 s..

Harper, D., Ebrahimnezad, M. & Cot, F. C. I. 1998a.Artifical riffles in river restoration. In: Hansen, H.O. &Madsen, B.L. (eds.) River Restoration '96 - SessionLectures Proceedings. 104-108.

Harper, D., Ebrahimnezhad, M. & Cot, F. C. i. 1998b.Artifical riffles in river rehabilitation: setting the goalsand measuring the successes. Aquatic Conservation:Marine and Freshwater Ecosystems, 8(5): 5-16.

Hartzler, J. R. 1983. The Effects of Half-Log Covers onAngler Harvest and Standing Crop of Brown Trout in McMichaels Creek, Pennsylvania. North American Journalof Fisheries Management, 3: 228-238.

Henry, C. P. & Amoros, C. 1995. Restoration Ecology ofRiverine Wetlands: I. A Scientific Base. Environmentalmanagement, 19(6): 891-902.

Hey, R. D. 1990. Environmental River Engineering.J.IWEM, 4: 335-340.

Hey, R. D. 1996. Environmentally sensitive river enginee-ring. In: Calow, P. & Petts, G.E. (red.), The rivershandbook. Blackwell Science Ltd, s. 337-362.

Hill, A. R. 1976. The Environmental Impacts ofAgricultural Land Drainage. Journal of EnvironmentalManagement, 4: 251-274.

Hoffmann, C. C., Pedersen, M. l., Kronvang, B. & Øvig,L. 1998. Restoration of the Rivers Brede, Cole andSkerne: a joint Danish and British EU-LIFE demonstra-tion project, IV-Implications for nitrate and Iron trans-formation. Aquatic Conservation: Marine and FreshwaterEcosystems, 8: 223-240.

Holmes, N. T. H. & Nielsen, M. B. 1998. Restoration ofthe rivers Brede, Cole and Skerne: a joint Danish andBritish EU-LIFE demonstration project, I-Setting up anddelivery of the project. Aquatic Conservation: Marineand Freshwater Ecosystems, 8: 185-196.

House, R. 1996. An Evaluation of stream Restorationstructures in a Coastal Oregon Stream, 1981-1993.North American Journal of Fisheries Management, 16:272-281.

House, R. A. & Boehne, P. L. 1986. Effects of InstreamStructures on Salmonid Habitat and Populations in TobeCreek, Oregon. North American Journal of FisheriesManagement, 6: 38-46.

Hunt, R. L. 1988. A Compendium of 45 Trout StreamHabitat Development Evaluations in Wiscounsin During1953-1985. Technical Bulletin, 162: 80.

Hunter, C. J. 1991. Better trout habitat. A guide tostream restoration and management. Mountana LandReliance. Island Press, Washington D.C.

Huntsmann, A. G. 1948. Freshets and fish. Trans. Am.Fish. Soc., 75: 257-266.

Hynes, H. B. H. 1971. The biology of polluted waters.Liverpool University Press, Liverpool, UK.

Jensen, A. J. & Aass, P. 1991. Oppgang av ørret i fiske-trappa i Hunderfossen 1983-1990 i forhold til vannfø-ring og vanntemperatur. Forskningsrapport nr. 019,NINA.

Johlander, A. 1997. Fiskvägar. I: Järvi, T. (red.), Fiskvård irinnande vatten: Ekologi, Miljøvård, Restaurering.Fiskeriverket, Karlstad, 153-168.

Junk, W. J., Bayley, P. B. & Sparks, R. E. 1989. The floodpulse consept in river-floodplain systems. Can. Spes.Publ. Fish. Aquat. Sci, 106: 31-48.

Kauffman, J. B., Beschta, R. L., Otting, N. & Lytjen, D.1997. An Ecological perspective of Riparian and streamrestoration in the Western United States. Fisheries,22(5): 12-24.

Kern, K., Bostelmann, R. & Hinsenkamp, G. 1992.Naturnahe Umgestalttung von Fliessgewassern -Leiftfaden und Dokumentation auf gefurther Prosekte.Handbuch Wasserbau 2. Ministerium fur Umwelt Baden-Wurtemburg, Stuttgart, 239 pp.

Kjos-Hanssen, O. (red.), 1983. Vilt og Kraftutbygging.Kraft og Miljø, 6. Norges vassdrags- og elektrisitets-vesen, 64 s.

Kjos-Hanssen, O., Gunnerød, T. B., Mellquist, P. &Dammerud, O. 1980. Vassdragsreguleringers virkningerpå vilt. Norges vassdrags- og elektrisitetsvesen,Vassdragsdirektoratet.


Kondolf, G. M., Vick, J. C. & Ramirez, T. M. 1996.Salmon spawning habitat rehabilitation on the Mercedriver, Californina: An evaluation of project planning andperformance. Transactions of the American FisheriesSociety, 125: 899-912.

Krause, A. 1977. On the effect of marginal tree rowswith respect to the management of small lowlandstreams. Aquatic Botany, 3: 185-192.

Kronvang, B. et al. 1994. Restaurering af Gelså vedBevtovt. DMU-rapport nr. 110.

Kronvang, B. et al. 1998. Restoration of the rivers Brede,Cole and Skerne: a joint Danish and British EU-LIFEdemonstration project, III-Channel morphology, hydro-dynamics and transport of sediment and nutrients.Aquatic Conservation: Marine and FreshwaterEcosystems, 8: 209-222.

Landers, D. H. 1997. Riparian restoration: current statusand the reach to the future. Restoration Ecology, 5(4S):113-121.

Large, A. R. G. & Petts, G. E. 1994. Rehabilitation ofriver margins. In: Calow, P. & Petts, G.E. (red.), The rivershandbook. Blackwell Science Ltd, 401-418.

Larsen, B. M., Jensen, A. J. & Johnsen, B. O. 1988.Oppgang av laks og sjøaure gjennom fisketrappa iSjurhaugsfossen, Lærdalselva.Reguleringsundersøkelsene. Rapport nr. 5-1988,Direktoratet for naturforvaltning.

Linløkken, A. 1990. Resultater av biotopforbedringsar-beidene i Tverrena og Letjenna i Glommavassdraget iHedmark. Notat.

Linløkken, A. 1997. Effects of instream habitat enhance-ment on fish populations of a small norwegian stream.Nordic J. Freshw. Res., 73: 50-59.

Madsen, B. L. 1995. A riverkeeper's field book. Ministryof Environment and Energy. Danish EnvironmentalProtection Agency. 56s.

Madsen, B. L. 1997. Danish experiences on river restora-tion II. The effort beyond restoration. In: Hansen, H.O.& Madsen, B.L. (red.), River Restoration '96. Plenarylectures. National Environmental Research Institute,Ministry of Environment and Energy, Denmark. 37-45.

McCarthy, D. T. 1985. The adverse effects of channeliza-tion and their amelioration. In: Alabaster, J.S. (red.)Habitat modification and freshwater Fisheries.

Mellquist, P. 1985. Liv i regulerte vassdrag. Kraft ogmiljø 10, NVE.

Moen, E. (red.), 1986. Vassdragsreguleringer ognaturfag. Samlerapport fra et forprosjekt, Økoforskrapp.nr. 8. 46 s.Naiman, R. J. & Décamps, H. 1997. The ecology ofinterfaces. Annu. Rev. Ecol. Syst., 28: 621-658.

National Research Council 1992. Restoration of AquaticEcosystems. National Academy Press, Washington D. C,552 pp.

Newbury, R. W. & Gaboury, M. N. 1993. Stream analysisand fish habitat design - A field manual. NewburyHydraulics Ltd., Fish habitat improvement, stream con-servation, stream ecology, 256 s.

Nielsen, M. B. 1996. Lowland stream restoration inDenmark. In: Brookes, A. & Shields, F.D., Jr. (red.), RiverChannel Restoration: guiding principles for sustainableprojects. John Wiley & Sons Ltd, Chinchester, 269-289.

Nielsen, M. B. 1998. Genskabelse av våde enge i praksis- erfaringer fra Sønderjylland. Teknisk notat.

Noland, P. & Guthrie, N. 1998. River rehabilitation in anurban environment: examples from the Mersey basin,NW England. In: Hansen, H.O & Madsen, B.L. RiverRestoration '96. Session Lectures Proceedings. 228-234.

NOU 1996. Tiltak mot flom. 1996:16.

NVE 1996. Habitatforbedrende tiltak for laks og sjøørreti Skauga, Plan fra NVE, Region Midt-Norge.

NVE 1998. Vassdragshåndboka. Håndbok i forbygnings-teknikk og vassdragsmiljø. Tapir Forlag, Trondheim.409 s.

Näslund, I. & Jonasson, D. 1997. Biotopvård i vatten-drag. I: Järvi, T. (red.), Fiskvård i rinnande vatten:Ekologi, Miljøvård, Restaurering. Fiskeriverket, Karlstad,97-108.

Nøst, T. et al. 1986. Vassdragsreguleringer og fersk-vannsinvertebrater. En oversikt over kunnskapsnivået.Rapp. nr. 1, Økoforsk.

Patt, H., Jurging, P. & Kraus, W. 1998. NaturnaherWasserbau. Entwicklung Gestaltung vonFliessgewassern. Springer, 358 pp.

Petersen, B. D. 1992. Naturgenopretning af Brede Å.Vand og Miljø, 8: 267-268.

Petersen, R. C., Petersen, L. B.-M. & LaCoursiére, J.1992. A Building-block Model for Stream Restoration.In: Boon, P.J., Calow, P. & Petts, G.E. (red.), RiverConservation and Management. John Wiley & Sons Ltd,Billings, Montana, 293-309.


Petts, G. & Calow, P. (red.) 1996. River Restoration.Blackwell Science Ltd., 231 pp.

Petts, G. E. 1994. Rivers: Dynamic Components ofCatchment Ecosystems. In: Calow, P. & Petts, G.E. (red.),The rivers handbook. Blackwell Science Ltd, 3-22.

Raddum, G. G. 1993. Biotopjusterende tiltak for å økeproduksjonen av sjøaure og laks i Teigedalselva. I:Brittain, J.E. & L'Abee-Lund, J.H. (red.),Biotopjusteringsprogrammet - status 1992, 20-21.

Reeves, G. H., Hall, J. D., Roelofs, T. D., Hickman, T. L. &Baker, C. O. 1991. Rehabilitating and Modifying StreamHabitats. In: Meehan, W.R. (red.), Influences of Forestand Rangeland Management on Salmonid Fishes andTheir Habitats. American Fisheries Society SpecialPublication 19, Bethesda, Maryland, 519-557.

Reisegg, F. (red.), 1986. Landbruk og vassdragsregule-ringer. Kraft og Miljø nr. 13. Norges vassdrags- og ener-giverk, 88 s.

Risser, R. J. & Harris, R. R. 1989. Mitigation for impactsto riparian vegetation on westerne montane streams. In:Gore, J.A. & Petts, G.E. (red.), Alternatives in regulatedriver management. CRC Press, Inc, Boca Raton, Florida,235-250.

Rivier, B. & Seguier, J. 1985. Physical and biologicaleffects of gravel extraction in river beds. In: Alabaster,J.S. (red.), Habitat modification and freshwater fisheries,131-146.

Saunders, J. W. & Smith, M. W. 1962. PhysicalAlternation of Stream Habitat to Improve Brook TroutProduction. Trans. Am. Fish. Soc., 91: 185-188.

Schiemer, F., Zalewski, M. & Thorpe, J. E. 1995.Land/Inland water ecotones: intermediate habitatscritical for conservation and management.Hydrobiologia, 303: 259-264.

Schoof, R. 1980. Environmental Impact of ChannelModification. Water Resources Bulletin, 16(4): 697-701.

Schroeder, K. & Savonen, C. 1997. Lessons from Floods.Fisheries, 22(9): 14-16.

Schropp, M. H. I. & Bakker, C. 1998. Secondary channelsas a basis for the ecological rehabilitation of Dutchrivers. Aquatic Conservation: Marine and FreshwaterEcosystems, 8: 53-59.

Schumm, S. A. 1977. The fluvial system. John Wiley,New York.

Scruton, D.A., Anderson, T.C., & King, L.W.1998.Pamehac Brook: A case study of the restoration ofa Newfoundland, Canada, river impacted by flow diver-sion for pulpwood transportation. Aquatic Conservation:Marine and Freshwater Ecosystems 8: 167-183.

Shetter, D. H., Clark, O. H. & Hazzard, A. S. 1949. TheEffects of Deflectors in a Section of a Michigan TroutStream. Trans. Am. Fish. Soc., 76: 248-278.

Shields, F. D. jr., Knight, S. S. & Cooper, C. M. 1995.Incised stream physical habitat restoration with stoneweirs. Regulated Rivers: Research & Management, 10(2-4): 181-198.

Shields, F. D. jr. 1983. Design of habitat structures foropen channels. Journal of water resources planning andmanagement, 109(4): 331-344.

Shields, F. D. jr. 1982. Environmental Features for FloodControl Channels. Water Resources Bulletin, 18(5): 779-784.

Shields, F. D. jr. & Smith, R. H. 1992. Effects of largewoody debris removal on physical characteristics of asand-bed river. Aquatic Conservation: Marin andFreshwater Ecosystems, 2: 145-163.

Sparks, R. E., Bayley, P. B., Kohler, S. L. & Osborne, L. L.1990. Disturbance and Recovery of Large FloodplainRivers. Environmental Management, 14(5): 699-709.

Strahler, A. N. 1957. Quantitative analysis of watershedgeomorphology. Trans. Amer. Geophys. Union, 38: 913-920.

Swales, S. 1982a. Environmental Effects of RiverChannel Works Used in Land Drainage Improvement.Journal of Environmental Management, 14: 103-126.

Swales, S. 1982b. Notes on the Construction,Installation and Environmental Effects of HabitatImprovement Structures in aSmall Lowland River inShropshire. Fish. Mgmt., 13(1): 1-10.

Swales, S. 1989. The use of instream habitat improve-ment methodology in mitigating the adverse effects ofriver regulation on fisheries. In: Gore, J.A. & Petts, G.E.(red.), Alternatives in regulated river management. CRCPress, Inc, Boca Raton, Florida, 185-208.

Swales, S. & O'Hara, K. 1983. A Short-term Study of theEffects of a Habitat Improvement Programme on theDistribution and Abundance of Fish Stocks in a SmallLowland River in Shropshire. Fish. Mgmt., 14(3): 135-144.

Sæhltun, N.R. 1998. Flommer, flomsikring og miljø -konflikt eller konsensus? Hydra-rapport nr. MI06. Norgesvassdrags- og energidirektorat.


Sømme, I. D. 1941. Ørretboka. Jacob Dybwads forlag,Oslo.

Sønderjylland Amt 1997a. The river Brede - enrichingour countryside.

Sønderjylland Amt 1997b. River restoration: Benefits forintegrated catchment management. Life 93. FinalTechnical report, December 1997.

Tarzwell, C. M. 1937. Experimental Evidence on theValue of Trout Stream Improvement in Michigan. Trans.Am. Fish. Soc., 66: 177-187.

Tent, L. 1998. Reconstruction versus ecological mainte-nance - improving lowland rivers in Hamburg and lowerSaxony. In: Hansen, H.O & Madsen, B.L. RiverRestoration '96. Session Lectures Proceedings. 170 -174.

Thorstad, E. B. & Heggberget, T. G. 1997. Oppvandringhos radiomerket laks og sjøørret i Mandalsvassdraget iforhold til minstevannføring, lokkeflommer, terskler ogkalking. Oppdragsmelding 470, NINA.

Thorstad, E. B. & Hårsaker, K. 1998. Vandring hos radio-merket laks i Mandalsvassdraget i forhold til minste-vannføring, lokkeflommer, terskler og kalking - viderefø-ring av tidligere undersøkelser. Oppdragsmelding 541,NINA.

Traagstad, Ø. 1995. Offentlige myndigheters ansvar vedflomskader. Vann(3): 379-385.

Vannote, R. L., Minshall, G. W., Cummins, K. W., Sedell,J. R. & Cushin, C. E. 1980. The river continuum consept.Can. Journal Fish. Aquat. Sci, 37: 130-137.

Vivash, R., Ottosen, O., Janes, M. & Sørensen, H. V.1998. Restoration of the rivers Brede, Cole and Skerne: ajoint Danish and British EU-LIFE demonstration project,II-The river restoration works and other related precticalaspects. Aquatic Conservation: Marine and FreshwaterEcosystems, 8: 197-208.

Wade, M. 1990. Ditches and drains: the ecology andconservation of an important wetland refuge. In:Cosgrove, D. & Petts, G. (red.), Water, Engineering, andLandscape. Belhaven Press, London, 77-93.

Ward, J. V. 1989. The four-dimensional nature of loticecosystems. J. N. Am. Benthol. Soc., 8(1): 2-8.

Ward, J. V. 1998. Riverine landscapes: Biodiversitypatterns, disturbance regimes, and aquatic conservation.Biological Conservation, 83(3): 269-278.

Wassermann, G. & Schmidt-Kloiber, A. 1997. DasMakrozoobenthos im Greifensteiner Gießgangsystem.26, Forschung im Verbund.

Waters, T. F. 1995. Sediment in streams. Sources, biolo-gical effects and Control, Monograph 7. AmericanFisheries Society, 251 pp.

Wesche, T. A. 1985. Stream Channel Modifications andReclamation Structures to Enhance Fish Habitat. In:Gore, J.A. (red.), The Restoration of Rivers and Streams:theories and experience. Butterworth Publishers, 103-163.

Østdahl, T. & Taugbøl, T. 1993. Inngrep i vassdrag.Effekter og tiltak. Rapp. nr. 9, Østlandsforskning. 74 s.

Østdahl, T., Taugbøl, T. & Dervo, B. K. 1998.Miljøeffekter av flomforebyggende tiltak- en litteratur-studie. Hydra rapport nr. MI03, Norges vassdrags- ogenergidirektorat, Oslo. 47 s.

Østhagen, H. 1992. Prosjekt gjengroing av vassdrag.Sluttrapport. NVE, Publikasjon 26, 23 s.


Tidligere utgitt i HYDRA-serien

Flomdemping, flomvern og flomhandtering (F)

F02 Estimating the mean areal snow water equivalentfrom satellite images and snow pillows.Thomas Skaugen, NVE.

Miljøvirkninger av flom og flomforebyggendetiltak (Mi)

Mi01 Miljøkonsekvenser av flom - flom ogvannkvalitetBjørn Faafeng, Espen Lydersen, Gøsta Kjellberg,Vilhelm Bjerknes, NIVA

Mi02 Virkning av flom på vannlevende organismer.Åge Brabrand, John E. Brittain, Ketil Sand,Per Aass, UiOGunnar Halvorsen, Kjetil Hindar, Arne Jensen,Bjørn Ove Johnsen, NINAJo Vegar Arnekleiv, Dag Dolmen, NTNUBjørn Rørslett, NIVAJan Henning L’Abée-Lund, NVE

Mi03 Miljøeffekter av flomforebyggende tiltak- en litteraturstudie.Torbjørn Østdahl, Trond Taugbøl og Børre Dervo,Østlandsforskning.

Naturgrunnlag og arealbruk (N)

N01 Naturlige magasineringsområderBjørn Follestad, Norges geologiske undersøkelseNoralf Rye, Geologisk institutt, UiB

Tettsteder (T)

T01 Betydningen av lokal-/total overvannsdisponering(LOD/TOD) på flommer.Svein Endresen, Siv.ing. Svein Endresen AS.


Ola SkaugeTlf. 73 58 05 00E-post: [email protected]

Arnor NjøsJordforskTlf. 64 94 81 70 (Jordforsk) Tlf. 22 95 90 98 (NVE)E-post: [email protected]: [email protected].

Arne GrønlundJordforsk Tlf. 64 94 81 09 E-post: [email protected]

Nora l f Rye Universitetet i BergenTlf. 55 58 34 98E-post: [email protected]

Oddvar L indholm Norges LandbrukshøgskoleTlf. 64 94 87 08 E-post: [email protected]

Dan Lundquist Glommens og Laagens Brukseierforening Tlf. 22 54 96 00 E-post: [email protected] E-post: [email protected]

Ni ls Roar Sælthun Norsk institutt for vannforskning Tlf. 22 18 51 21E-post: [email protected]

Ol ianne EikenæsNorges vassdrags- og energidirektorat Tlf. 22 95 92 24E-post: [email protected]

Lars Andreas Roa ld Norges vassdrags- og energidirektorat Tlf. 22 95 92 40E-post: [email protected]

Ånund Ki l l ingtve i t Norges teknisk-naturvitenskaplige universitet Tlf. 73 59 47 47 E-post: [email protected]

Ol ianne EikenæsNorges vassdrags- og energidirektoratTlf. 22 95 92 24E-post: [email protected]: http://www.nve.no

Per E inar Faugl iNorges vassdrags- og energidirektoratTlf. 22 95 90 85E-post: [email protected]

Kontaktpersonerformann i styringsgruppen:

programleder:

naturgrunnlag og arealbruk:

tettsteder:

flomdemping, flomvern ogflomhandtering:

skaderisikoanalyse:

miljøvirkninger av flom ogflomforebyggende tiltak:

databaser og GIS:

modellarbeid:

programadministrasjon:

4 04044 04044 04044 04044 04Mi

m i l j ø v i r k n i n g e r

a v f l o m o g

f l o m f o r e b y g g e n d e

t i l t a k

Ø S T L A N D S F O R S K N I N G

Miljøtilpasninger ved eksisterende og nyeflomsikringstiltak – en litteraturstudie

K o n t o r a d r e s s e : M i d d e l t h u n s g t . 2 9

P o s t a d r e s s e : P o s t b o k s 5 0 9 1 M a j . 0 3 0 1 O s l o

T o r b j ø r n Ø s t d a h l o g T r o n d T a u g b ø l

Fors

ide

bil

de

: K

on

stru

ksjo

n a

v b

un

e,

Flis

ava

ssd

rag

et,

He

dm

ark

. Fo

to:

Arn

e H

am

ma

rsla

nd

/NV

E R

eg

ion

Øst

. Fo

rsid

ed

esi

gn

: G

aze

tte

.La

you

t: A

BC

Vis

ue

ll K

om

mu

nik

asj

on

. Tr

ykk:

Wo

rum

s Tr

ykke

ri.

ISB

N 8

2-41

0-03

53-6

04 Østlandsforskning 404 mi miljøtilpasninger...

Documents