Vannforskriften og fisk - …...Vannforskriften og fisk – forslag til klassifiseringssystem...

Vannforskriften og fisk

M22-2013

– forslag til klassifiseringssystem

rapport

Vannforskriften og fisk– forslag til klassifiseringssystem

Utførende institusjon:NINA, NIVA, UiO, UNIMILJØ

Oppdragstakers prosjektansvarlig:Odd Terje Sandlund (NINA)

Kontaktperson i Miljødirektoratet:Jo Halvard Halleraker

M-nummer:M22-2013

År:2013

Sidetall:60

Utgiver:Miljødirektoratet

Prosjektet er finansiert av:Direktoratet for naturforvaltning (DN)

Forfatter(e):Odd Terje Sandlund (NINA) (Red.), Morten A. Bergan (NIVA),

Åge Brabrand (UiO), Ola H. Diserud (NINA), Hans-Petter Fjeldstad

(SINTEF), Dagfinn Gausen (DN), Jo H. Halleraker (DN),

Thrond Haugen (NIVA/UMB), Ola Hegge (FM Oppland),

Ingeborg Palm Helland (NINA), Trygve Hesthagen (NINA), Terje Nøst

(Trondheim kommune), Ulrich Pulg (LFI UniMiljø), Atle Rustadbakken

(NIVA/UMB), Steinar Sandøy (DN)

Tittel - norsk og engelsk:Vannforskriften og fisk – forslag til klassifiseringssystem

4 emneord:Vannforvaltning, økologisk tilstand, ferskvannsfisk, påvirkninger

4 subject words:Water management, ecological status, freshwater fish, pressures

Forside: Forside: Ryggfinne av harr. Foto: Odd Terje Sandlund

Layout: Guri Jermstad AS

Trykk: Skipnes AS

Sammendrag - Summary:Rapporten oppsummerer anbefalingene fra fagråd for klassifisering av ferskvannsfisk ble nedsatt for a gi forvaltningen rad om egnede miljokvalitetsnormer (klassegrenser) for fisk som indikator pa sentrale pavirkningsfaktorer i vassdrag. Vurderingene av fiskebestandens tilstand anbefales gjennomfort ved hjelp av et ”klassifiseringstre”, som er en strukturert dokumentasjon av ekspertvurderinger av dagens tilstand i vannforekomsten sammenlignet med en forventet referansetilstand. Dette er en generell vurdering av tilstand uavhengig av pavirkningstype.

Vurderingene blir sikrere jo bedre datagrunnlaget er, men uansett er det viktig at alle vurderinger dokumenteres og kvalitetssikres. Referansetilstanden for fisk må i stor grad antas a vare lokalitets-spesifikk, det vil si at fiskebestandens naturlige tilstand i stor grad ma defineres for hver enkelt vannforekomst. Vi har imidlertid begynt utvikling av mer typespesifikke referanseverdier for laksefisk i små elver og bekker og pelagisk fisk i innsjoer.

The report summarizes work to develop methods for using data on the fish stocks as an ecological quality element for classification of water bodies (lakes and rivers) under EU’s Water Framework Directive in Norway. The aim of the work in the “Advisory Committee on Fish in the Water Directive” established by the Directorate for Nature Management (presently the Norwegian Environment Agency) in 2011was to:

Develop systems for characterizing the extent of impact by selected human activities by recording certain parameters on fish populations. Identify those parameters which may be applied in the definition of ecological status class limits, and recommend how these parameters should be treated.

Describe criteria to identify situations when the ecological status of the fish populations is in in a less than Good status, i.e. when mitigating actions are required concerning the water body, or alternatively, the water body has to be classifies as Heavily Modified. Fish is considered the most sensitive quality element in relation to: 1) hydromorphological changes (i.a., migration barriers and habitat fragmentation), 2) acidification, and 3) introduction of alien species.The reference condition for fish stocks in Norwegian lakes and rivers must to a large extent be locality specific, due to the immigration history of freshwater fishes and the topography of the country. The assessment of the status of fish populations should be guided by a system of expert judgement, which even when good data are available, should be applied in the final classification of the water body.

ForordÅ vite hvor man er og hvor man skal, er grunnleggende for så mangt. Dette gjelder også når vi skal utvikle et klassifiseringssystem for økologisk tilstand i vann, basert på biologiske kvalitetselementer. Dette er en forutsetning for gjennomføringen av «Forskrift om rammer for vannforvaltning» (Vannforskriften). I 2009 utga Direktoratsgruppa for Vannforskriften Veileder 01:2009, som var et foreløpig norsk klassifiseringssystem for vann, med indikatorer og grenseverdier som avklarte avvik og klassegrenser av betydning for de økologiske forholdene i ferskvannet og kystvannet vårt. Det ble presentert som et første generasjons klassifiseringssystem for den nye vannforvaltningen. Gjennom erfaringer, videre FoU og samarbeid med naboland med like vanntyper som oss, skulle systemet videreutvikles.

Gjennom etablert forvaltningspraksis f.eks. innenfor fiskeforvaltning, har man også tidligere hatt systemer for å sammenligne bestandssituasjon av bl.a. våre anadrome laksefisk, eksempelvis kategoriseringen av sjøørret, sjørøye og laks. Miljødirektoratet sammen med fylkesmennene og fylkeskommunene har et særskilt forvaltningsansvar for forvaltning av ferskvannsfisk. Derfor ble det nedsatt et fagråd for klassifisering av ferskvannsfisk, som har arbeidet siden våren 2011 for å jobbe fram et mer komplett system for å klassifisere fiskestatus etter Vannforskriftens prinsipper.

Fagrådet for klassifisering av ferskvannsfisk ble nedsatt for å gi forvaltningen råd om egnede miljøkvalitetsnormer (klassegrenser) for fisk som indikator på sentrale påvirkningsfaktorer i vassdrag. I fagrådets mandat ble det angitt at hovedhensikten med klassifiseringssystemet er å fastsette for hvilke vannforekomster tilstanden til fiskebestanden er dårligere enn god økologisk tilstand (GØT), og der det således i henhold til vannforskriften er nødvendig med miljøforbedrende tiltak for å nå miljømålet GØT. Anbefalingene fra gruppen skulle baseres på eksisterende litteratur, erfaringer og datasett. Fagrådet ble bedt om å foreslå aktuelle metoder, klassegrenser og prosedyrer for anvendelse av nye og eksisterende fiskedata for å avgjøre om det er mulig å karakterisere graden av miljøinngrep for utvalgte påvirkningstyper; ved å måle definerte parametere på fisk. Fagrådet må ha fokus på at anbefalte metoder må kunne interkalibreres. Fagrådet skal diskutere seg fram til hvilke metoder/parametere det er hensiktsmessig å foreslå klassegrenser for, og hvordan disse skal håndteres. I denne rapporten er anbefalingene sammenstilt og skrevet slik at innholdet i størst mulig grad egner seg som delbidrag til en revidert og oppdatert klassifiseringsveileder. Noen av avsnittene i rapporten er likevel å betrakte som rapportering fra utviklingsarbeid som ennå ikke er kommet så langt at resultatet egner seg i den kommende versjonen av klassifiseringsveilederen

Fagrådet har vært inndelt i flere undergrupper, og det er arrangert en serie med separate temamøter, der også nasjonale og internasjonale eksperter på området er invitert med. Fagrådet har bestått av: Morten A. Bergan (NIVA), Åge Brabrand (LFI UiO), Jo H. Halleraker (Miljødirektoratet), Ola Hegge (FM Oppland), Ingeborg Palm Helland (NINA), Trygve Hesthagen (NINA), Terje Nøst (Trondheim kommune), Ulrich Pulg (LFI UniMiljø), Atle Rustadbakken (NIVA/UMB), Odd Terje Sandlund (NINA) og Steinar Sandøy (Miljødirektoratet). I tillegg har Ola H. Diserud (NINA), Hans Petter Fjeldstad (SINTEF), Dagfinn Gausen (Miljødirektoratet) og Thrond Haugen (NIVA/UMB) bidratt til rapporten.

Miljødirektoratet ønsker å takke alle forfattere til kapitlene i denne utredningen, og alle som har deltatt i kvalitetssikringen av denne utredningen. Jo H. Halleraker har vært prosjektleder fra Miljødirektoratet, mens Ola Hegge har ledet fagrådet og Odd Terje Sandlund har vært redaktør av utredningen. En rekke personer har delt sin kunnskap om fisk og påvirkninger, og fortjener en stor takk for dette.

Miljødirektoratet ser på dette som et langsiktig arbeid som trolig må videreutvikles ettersom det høstes erfaringer med å klassifisere tilstanden for fisk i ulike vannforekomster i vårt langstrakte land. Hensikten er at klassifisering av fisk sammen med de andre kvalitetselementene skal være et hjelpemiddel til å finne ut hvor tiltak for å forbedre miljøet skal settes inn, samt hvilke standard miljømål som skal gjelde.

Trondheim, august 2013

Yngve Svartedirektør for artsforvaltingsavdelingen

Klassifiseringssystem for fisk – økologisk tilstand og miljøpåvirkninger i henhold til Vannforskriften | M22-2013

3

Aure er den vanligste fiskearten i norske elver og vann. Foto: Eva B. Thorstad

På Østlandet og i Finnmark er abbor en vanlig art i innsjøer. Foto: Ingeborg Palm Helland


4

InnholdForord . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3Sammendrag . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61 Innledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72 Miljømålsetting – forholdet mellom Vannforskriften og andre forvaltningsmål . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93 Sentrale begreper angående fisk og Vannforskriften . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 3.1 Referansetilstand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 3.2 Parametere og aspekter ved fiskebestandene . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104 Artsmangfold og følsomhet overfor påvirkninger. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125 Metodikk og usikkerhet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 5.1 Metoder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 5.2 Metoder og usikkerhet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15 5.3 Pålitelighetsgrad ved klassifisering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 156 Ekspertvurderingsprosedyre for fisk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16 6.1 Prinsipper . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16 6.2 Vurderingsprosedyre. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 167 Elektrisk fiske i elver . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 7.1 Bakgrunn . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 7.2 Klassifisering av små bekker og elver . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 7.3 Dose-respons i mindre anadrome vassdrag – “sjøaurebekker” . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24 7.4 Datagrunnlag og beregning av referansetilstand: elektrisk fiske i små bekker og elver . . . . . . . . . . . . 28 7.5 Ungfisk av laks som kvalitetselement i elver med forsuring som hovedpåvirkning . . . . . . . . . . . . . . . . . . 328 Aure som kvalitetselement i innsjøer med forsuring som hovedpåvirkning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 8.1 Innledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 8.2 Parametere som inngår i klassifiseringssystemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 8.3 Analysemetoder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 8.4 Referansetilstand og klassegrenser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 339 Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34 9.1 Beskrivelse og beregningsmetode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34 9.2 Referansetilstand – forventning om et opprinnelig fiskesamfunn . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35 9.3 Endringsgraden og beregning av fiskeindeksen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36 9.4 Klassifisering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3710 Bestandstilstand for anadrome laksefisk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38 10.1 Innledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38 10.2 Norsk forvaltnings kategorisystem vs. Vannforskriften . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38 10.3 Tilstandskategorisering av laksebestander . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3911 Eutrofiering av innsjøer: Bruk av hydroakustikk for klassifisering av fisk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 11.1 Innledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 11.2 Datagrunnlaget . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 11.3 Referansesjøer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 11.4 Dose-respons . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 11.5 Indeks: WS-FBI (Weighted Stratified Fish Biomass Index) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 11.6 Referanseverdi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48 11.7 Klassegrenser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4812 Påvirkninger og støtteparametere . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 12.1 Hydromorfologiske endringer og fisk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 12.2 Kjemiske støtteparametre med hensyn til forsuring og laks . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5313 Veien videre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54Referanser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55


5

SammendragDenne rapporten er resultatet av arbeidet med å utvikle metodikk for å bruke definerte parametere hos fisk som bioindikator og miljømål til å tilstandsklassifisere vannforekomster etter Vannforskriften. Målsettingene med arbeidet har vært å:

• Finneframtilsystemersomgjørdetmuligåkarakteriseregraden av miljøinngrep for utvalgte påvirkningstyper ved å måle definerte parametere på fiskebestandene.

• Identifiserehvilkeparameteredeterhensiktsmessigåforeslå klassegrenser for, og hvordan disse skal håndteres.

• Beskrivekriterierfornårtilstandentilfiskebestandener dårligere enn God økologisk tilstand, dvs. at det er nødvendig med tiltak for vannforekomsten, eventuelt at vannforekomsten må utpekes som sterkt modifisert.

Følgende tabell gir en forenklet beskrivelse av Svært god, God og Moderat økologisk tilstand for fiskebestander:

Vurderingene av fiskebestandens tilstand anbefales gjennomført ved hjelp av et ”klassifiseringstre”, som er en strukturert dokumentasjon av ekspertvurderinger av dagens tilstand i vannforekomsten sammenlignet med en forventet referansetilstand. Dette er en generell vurdering av tilstand uavhengig av påvirkningstype. Vurderingene blir sikrere jo bedre datagrunnlaget er, men uansett er det viktig at alle vurderinger dokumenteres og kvalitetssikres. Referansetilstanden for fisk må i stor grad antas å være lokalitetsspesifikk, det vil si at fiskebestandens naturlige tilstand i stor grad må defineres for hver enkelt vannforekomst. Vi har imidlertid begynt utvikling av mer typespesifikke referanseverdier for laksefisk i små elver og bekker og pelagisk fisk i innsjøer.

Viktige kriterier ved vurdering av fiskebestandens tilstand er artssammensetning, forholdet mellom artene, enkeltarters bestandsstørrelse (mengde) og bestandenes struktur

(alder, størrelse, økologiske former). Vi anbefaler at hovedparameteren for å bedømme fiskebestandens tilstand bør være bestandsstørrelse, målt som fangst per innsats (ved f. eks. garnfiske i innsjøer) eller ved beregnet tetthet av ung laksefisk i elv (ved el-fiske). For at en tilstandsbedømmelse skal være pålitelig bør vurderingen være basert på minst tre års data. Dersom det bare foreligger data fra enkeltår kan en indeks basert på dominansforhold mellom fiskeartene i fangstene være et mer robust grunnlag for klassifisering, spesielt i innsjøer med flere fiskearter. Hvilken tilnærming som velges vil også avhenge av hvor pålitelig beskrivelse av referansetilstanden vi har.

Vannforskriften setter opp minimumsmål for den økologiske tilstanden i vannforekomstene. Dette minimumsmålet (klassegrensen mellom god og moderat tilstand) vil ofte være mindre krevende enn ulike andre fiskeforvaltningsmål for vassdragene som er satt på grunn av brukerinteresser.

Fisk anses som det mest sensitive kvalitetselementet for følgende påvirkninger: 1) vandringshinder og fragmentering av vannforekomster, 2) forsuring og 3) biologisk påvirkning (fremmede arter). For andre påvirkningstyper vil de andre kvalitetselementene (alger/vannplanter og bunndyr) være mer følsomme og dermed er fisk som kvalitetselement mindre viktig i slike tilfeller. Norske ferskvannsfisk har ulik følsomhet overfor miljøpåvirkninger, og en skjematisk oversikt over dette er gitt i rapporten.

Det finnes en lang rekke metoder for innsamling av data om ferskvannsfisk. Metodene egner seg for ulike vannforekomster og habitattyper, og det er viktig at man vurderer nøyaktigheten ved de metodene som brukes, og hvilken pålitelighetsgrad resultatene gir i klassifiseringen av vannforekomsten.

Svært god tilstand God tilstand Moderat tilstand

Alle arter og årsklasser til stede med lite endrede bestander (< ÷10 %) sammenlignet med opprinnelig

Høstbart overskudd som forventet ut fra habitatets kvaliteter

Ulike livshistorieformer (hos røye, sik, aure) opprettholdt som før

Vandrende delbestander ikke vesentlig påvirket

Alle arter til stede med levedyktige bestander (< ÷25 - 40 %) sammenlignet med opprinnelig

Enkelte årsklasser kan i enkeltår mangle

Prioriterte arter til stede med levedyktige og høstbare bestander (høstbart overskudd, fiskeutsettinger unødvendig)

Enkelte livshistorieformer (hos sik, røye, aure) redusert, men fremdeles til stede

Vandrende delbestander opprettholdt (vha. fiskepassasjer)

En eller flere arter betydelig redusert mer enn 25-40 %, sammenlignet med opprinnelig

Tydelige tegn på forplantingssvikt, ved fravær av årsklasser.

Høstbart overskudd (dersom naturlig) av prioriterte arter opprettholdes ikke uten utsettinger

Enkelte livshistorieformer (hos sik, røye, aure) tapt

Vandrende delbestander tapt (men arten består)


6

For noen typer påvirkning og ulike typer vannforekomster har vi mer spesifikk kunnskap og velegnet metodikk om påvirkning og respons. Dette omfatter laksefisk i små elver og bekker, laksunger i forsuringsutsatte elver, aure i forsuringsutsatte innsjøer, bestander av laks, sjøaure og sjørøye og pelagisk fisk i innsjøer utsatt for eutrofiering.

Vi foreslår også klassifiseringsopplegg for mål på miljøforhold (støtteparametere) med relevans for fisk i forbindelse med hydromorfologiske endringer. Dette er vannføring og vanndekt areal i regulerte elver, fragmentering og vandringshindre i elver, og vanndekt areal og reguleringshøyde i magasiner.

I tillegg foreslår vi å videreføre klassifiseringsopplegg for kjemiske støtteparametere for forsuring og laks.

1 InnledningFisk er det biologiske kvalitetselementet (se tekstboks 1.1) i Vannforskriftens system for klassifisering av vannforekomster som allmennheten har mest kunnskap om og interesse for. Det er derfor viktig at fiskebestandene kan tas i bruk i klassifiseringen, ikke minst fordi vurderinger og resultater da lettere kan kommuniseres ut i samfunnet. Til tross for at vi i Norge har drevet forskning og undersøkelser/overvåking av ferskvannsfisk siden 1860-årene, har det vist seg at informasjon samlet inn for andre formål ikke uten videre tilfredsstiller Vannforskriftens behov. Man kan spørre seg om overvåkingen hittil har vært målrettet nok, men i realiteten viser dette at de nye behovene forvaltningen har fått etter Vannforskriften bare kan dekkes med en justert tilnærming og metodikk i overvåkingen.

Mange land har utviklet og tatt i bruk klassifiseringsmetoder for ferskvannsfisk i tråd med prinsippene i EUs vanndirektiv. Det virker som de mest vellykkede systemene kan støtte seg på ulike arters følsomhet til påvirkninger, da mange av disse landene kjennetegnes av vassdrag med langt flere arter enn det som er typisk for norske forhold. Indekser som den sentraleuropeiske EFI+ (FAME consortium 2009), de svenske VIX (for rennende vann, Beier mfl. 2007) og EQR8 (for innsjøer, Holmgren mfl. 2007), den finske FIFI (Vehanen mfl. 2009) og den britiske FCS2 (Wyatt mfl. 2007) har alle vært vurdert eller prøvd for norske forhold uten tilfredsstillende resultater.

Dette henger i stor grad sammen med at over store deler av Norge har vi en svært artsfattig fiskefauna i ferskvann, noe som gjør utvikling av indekser vanskelig. En indeks basert på artsdiversitet blir fort meningsløs dersom det bare finnes tre-fire arter, og disse i tillegg er

Tekstboks 1.1

Biologisk kvalitetselement (BKE) defineres som følger:”Økosystemkomponent, som er angitt i Vannforskriftens vedlegg V. Det finnes både biologiske, fysisk-kjemiske og hydromorfologiske kvalitetselementer. Disse består av flere parametere. Eksempler på BKE er planteplankton, vannplanter, bunndyr og fisk”.

Det biologiske kvalitetselementet fisk skal både i elver og innsjøer vurderes ut fra: Sammensetning, mengde og aldersstruktur for fiskefauna.

(www.vannportalen.no, sjekket 02.04.2012)

Prøvefiske med garn skal foregå med et stort utvalg av maskevidder.

Foto: Odd Terje Sandlund


7

tilpasningsdyktige til mange miljøforhold. Norge har også en ganske ekstrem topografi med store klimavariasjoner og mange naturlige spredningshindre, noe som fører til at fiskefaunaen kan variere mye fra vassdrag til vassdrag og fra innsjø til innsjø innen samme vassdrag. Lokale forhold for gyting og næringsproduksjon gir utslag for eksempel for bestandstetthet og fiskens vekst og størrelse ved kjønns-modning. Derfor er lokale faktorer avgjørende for hva som skaper naturlig tilstand for fiskebestanden. Dette betyr at etablering av referansetilstand bør gjøres for hver lokalitet, altså det som kalles lokalitetsspesifikk referansetilstand (se kapittel 3.1). Det er likevel en viss regional forskjell i forekomsten av de ulike fiskeartene, og innenfor hver region kan det finnes visse karakteristika ved vannforekomstene som påvirker hvilke arter det er rimelig å finne.

Forskrift om rammer for vannforvaltning (Vannforskriften) er EUs vanndirektiv hjemlet i norsk lov. Vannforskriften med tilhørende veiledningsmateriell, og da spesielt klassifiseringsveilederen (2009), forutsetter at det skal fastsettes en økologisk tilstand alle vannforekomster i Norge. Hensikten er å dokumentere den økologiske tilstanden, med utgangspunkt i avviket fra referansetilstanden for det mest sensitive kvalitetselementet for identifiserte miljøpåvirkninger. I Vannforskriftens vedlegg 5 er kriteriene for tilstandsklassene “Svært god”, “God” og “Moderat” for fisk beskrevet (se tekstboks 1.2 for fisk i elv). Vi kommer tilbake til hvilke påvirkninger som fisk anses som mest følsomme overfor.

I denne rapporten gjennomgår vi noen generelle aspekter som angår fisk i forhold til Vannforskriften (kapittel 2 – 5). I kapittel 6.1 presenteres en prosedyre for ekspertvurdering av fiskebestandens status. Denne prosedyren er ment

anvendt dersom de tilgjengelige dataene ikke tillater kvantitativ beregning av bestandsnedgang, som er den viktigste parameteren for å bedømme fiskebestandens tilstand i forhold til en referansetilstand (kapittel 6.2). Man bør være klar over at et element av ekspertvurdering som oftest vil være nødvendig selv om data tillater beregning av indekser. Man bør alltid stille seg spørsmålet: er den tilstandsklassen vi kommer fram til rimelig ut fra generell kunnskap om vannforekomsten? Spesielt er dette viktig dersom klassifiseringen gir moderat eller dårligere tilstand slik at man må vurdere eventuelle tiltak.

Beregning av bestandsstørrelse eller –tetthet kan gjøres på grunnlag av ulike metoder i ulike vannforekomster. I kapittel 7 diskuteres hvordan data fra elektrisk fiske i elver kan benyttes i klassifiseringsarbeidet, mens kapittel 8 viser hvordan data fra garnfiske etter aure i forsuringspåvirkete innsjøer skal vurderes. Kompleksiteten i forholdet mellom miljø og fiskebestand fører til at det kan være nødvendig å velge andre tilnærminger til tilstandsvurdering enn bestandsnedgang. I kapittel 9 presenteres Norsk endringsindeks for fisk (NEFI), som baseres på dominansforhold i fiskesamfunnet og som kan anvendes på flerarts fiskesamfunn i de tilfelle der en har usikre data om referansetilstand og få datapunkter til å bedømme dagens tilstand. Kapittel 10 beskriver de ulike klassifiseringssystemene for anadrom laksefisk som er utviklet gjennom mange år og i mange ulike sammenhenger. I kapittel 11 presenteres en indeks for pelagisk fiskebestand i forhold eutrofiering av innsjøene. Denne baserer seg på hydroakustiske data (ekkolodd) og forholdet mellom biomasse av fisk i epi- og hypolimnion i innsjøen. I kapittel 12 presenteres støtteparametere med hensyn til hydromorfologiske endringer og forsuring, og i kapittel 13 pekes det på FoU-arbeid som bør prioriteres i tiden framover.

Tekstboks 1.2

Utsnitt av Vannforskriftens vedlegg 5, kriterier for Svært god, God og Moderat økologisk tilstand basert på fiskebestanden i elv.

Svært god God Moderat

Fiskefauna Artssammensetningen og –mengdene tilsvarer fullstendig eller nesten fullstendig uberørte forhold.

Alle typespesifikke arter som er følsomme ofr påvirkninger er til stede.

Fiskesamfunnenes alders-struk tur viser lite tegn til menneskeskapt forstyrrelse, og det er ingen tegn på svikt i forplantning eller utvikling hos noen arter.

Det er små endringer i artssammen-setningen og –mengdene sammen-lignet med type spesifikke samfunn som kan skyldes menneskelig påvirkning på fysisk-kjemiske eller hydromorfologiske kvalitetselementer.

Fiskesamfunnenes aldersstruktur viser tegn på forstyrrelser som kan tilskrives menneskelig påvirkning på fysisk-kjemiske eller hydromor fologiske kvalitets-elementer, og som i noen få tilfeller er tegn på svikt i forplantning eller utvikling hos enkelte arter, i den grad at enkelte aldersgrupper kan mangle.

Sammensetningen og –mengdene av fiskearter avviker moderat fra de type-spesifikke samfunnene som følge av skyldes menneskelig påvirkning på fysisk-kjemiske eller hydromorfologiske kvalitetselementer.

Fiskesamfunnenes aldersstruktur viser vesentlige tegn på menneskeskapt for-styrrelse, i den grad at en moderat andel av typespesifikke arter mangler eller fore-kommer i svært liten mengde.


8

2 Miljømålsetting – forholdet mellom Vannforskriften og andre forvaltningsmålVannforskriften fastsetter minimumsmål for tilstanden i norske vannforekomster. Tilstanden skal bedømmes etter en femdelt skala: Svært god, God, Moderat, Dårlig eller Svært dårlig tilstand. For overflatevann er minimumsmålet god økologisk og kjemisk tilstand. I tillegg må unntaksbestemmelser i Vannforskriften anvendes dersom vannforekomster som har svært god økologisk tilstand forringes til god. Inndelingen i tilstandsklasser følger også av Vannforskriften, og grensen mellom de ulike tilstandsklassene skal harmoniseres med EU gjennom interkalibrering med andre lands metodikk. Miljømålene i Vannforskriften er en forpliktelse Norge har påtatt seg gjennom Vanndirektivet, og Norge vil bli vurdert av EU-systemet (ESA) for vår oppfyllelse av denne forpliktelsen. Dersom det forventes at en vannforekomst er avhengig av nye/vedvarende tiltak for å nå minst god eller opprettholde svært god økologisk tilstand skal den settes i “risiko for ikke å nå miljømålene”.

Ved arbeidet med klassifisering og karakterisering forholder en seg til minimumskravet i Vannforskriften, og klassifiseringssystemet tar ikke hensyn til en lokalitets verdi for ulike brukergrupper eller vannforekomstens betydning for spesielt verdifulle naturtyper, arter eller stammer.

Miljømål. Norsk naturforvaltning setter ofte særskilte miljømål for enkeltarter eller økologiske former. Minstekravet til miljøtilstand som følger av Vanndirektivet er i mange tilfeller mindre strenge enn det norsk forvaltning har praktisert gjennom lengre tid. En vannforekomst som er i nedre del av “god tilstand” i henhold til Vanndirektivet, vil nok av mange bli oppfattet som ”utilfredsstillende miljøforhold”. Ofte vil denne miljøtilstanden ikke være tilstrekkelig for å tilfredsstille brukerinteresser og heller ikke nasjonale miljømålsettinger. Eksempler kan være drikkevannsinteresser, friluftslivsinteresser og naturvernhensyn. For eksempel kan nedre grense for ”god tilstand” være utilstrekkelig for å opprettholde livskraftige forekomster av enkelte rødlistede arter eller naturtyper (se tekstboks 2.1). Når det gjelder fisk er forvaltningen av storaure og villaks gode eksempler. Et av formålene med Vannforskriften er å oppnå en helhetlig og samordnet vannforvaltning. Dette tilsier at de planer som utarbeides må vurdere de samlede interesser og målsettinger i vassdraget. I forvaltningsplanene bør det derfor ofte stilles strengere miljømål for ett eller flere kvalitetselementer enn hva som kreves for å oppfylle minimumskravene fra EU. § 13 i Vannforskriften angir også at den strengeste miljøbestemmelsen skal legges til grunn som miljømål. Fastsettelsen av disse miljømålene må baseres på en vurdering av hva som kreves for å tilfredsstille den aktuelle brukerinteresse eller naturforekomst og på hva som kreves

for å oppnå en slik tilstand. Fastsettelse av miljømål blir derfor en viktig del av arbeidet med forvaltningsplanene. Miljømål ut over kravene i Vannforskriften blir imidlertid ikke en del av forpliktelsene overfor EU, og rapporteres heller ikke til EU.

Tekstboks 2.1

Sitat fra Kap 6.5 i DN-håndbok 31-2011 Veileder til forskrift om utvalgte Naturtyper Etter forskrift 15. desember 2006 nr. 1446 om rammer for vannforvaltningen (Vannforskriften), hjemlet i forurensningsloven, plan- og bygnings-loven og vannressursloven, skal det utarbeides en forvaltningsplan med tilhørende tiltaksprogram for hver vannregion, jf. §§ 25, 26 og 29. Forvaltningsplanen skal blant annet angi miljømål for vannregionens vannforekomster, mens tiltaks-programmet skal gi en oversikt over alle tiltak som blant annet har til formål å beskytte og forbedre tilstanden i vannforekomstene, jf. § 25. Utvalgte naturtyper, som for eksempel kalk sjøer, og handlingsplaner som utarbeides for disse, må tas i betraktning når det settes miljømål for vannforekomster hvor naturtypen forekommer. Både skjøtselstiltak og andre tiltak som framgår av handlingsplanen for naturtypen, skal inngå i tiltaksprogrammet og oppsummeres i forvaltningsplanen. Eventuell overvåking av naturtypens status og utvikling skal dessuten inngå i forvaltningsplanens oppsummering av relevant overvåking.

For å sikre at Vannforskriftens formål om en helhetlig forvaltning av vannforekomstene etterleves, er det derfor viktig at vannregionmyndigheten (Fylkeskommunen) holdes løpende orientert om særlig akvatiske utvalgte naturtypers utbredelse og tilstand i regionen, og hvilke tiltak som er iverksatt eller planlegges iverksatt for å ivareta disse. Dette vil bidra til å sikre at forvaltningsplanen og tiltaksprogrammet gir et fullstendig bilde av vannmiljøarbeidet i regionen.


9

3 Sentrale begreper angående fisk og Vannforskriften3.1 ReferansetilstandUtgangspunktet for klassifiseringen av økologisk tilstand er at man for en hver vannforekomst kan beskrive en referansetilstand (tilnærmet upåvirket). Klassifiseringen bygger på et registrert avvik fra denne referansetilstanden. Tilstandsklassen «Svært god» skal være nær opptil referansetilstanden. “God” tilstand er noe lengre fra referansetilstanden, og dersom tilstanden blir klassifisert til “Moderat” kreves det tiltak for å bringe tilstanden opp til minst “God” tilstand. Forholdet mellom målt tilstand og referansetilstand for en parameter kalles EQR (Ecological Quality Ratio), og er i dette systemet ment å være et kvantitativt mål på den økologiske tilstanden. Den direkte beregnede verdien av EQR justeres til en såkalt “normalisert EQR” som er tilpasset de standardiserte klassegrensene i klassifiseringssystemet (se side 30 i Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2009). Utfordringen når det gjelder fisk som kvalitetselement er å finne parametere som kan måles med tilstrekkelig nøyaktighet og med så liten variasjon under naturlige forhold at et slikt forholdstall gir noen mening. Dette krever en stor grad av pragmatisme i utviklingen av metoder og prosedyrer for å klassifisere vannforekomstene. Det er også viktig at en klassifisering til “Moderat” tilstand ikke automatisk utløser kostbare tiltak, men at det foretas en grundig vurdering både av grunnlaget for definisjonen av den aktuelle referansetilstanden, påliteligheten til målingen av avviket og årsakene til avviket.

Referansetilstanden for et fiskesamfunn i en vannforekomst skal gjelde for alle fiskeartene, mengden av dem, og bestandsstrukturen. Vannforskriften åpner for bruk av enten lokalitetsspesifikk eller en typespesifikk referansetilstand. Mens sistnevnte er vanlig for andre kvalitetselementer, f.eks. bunndyr og planteplankton, bør i de fleste tilfelle en lokalitetsspesifikk referansetilstand brukes der fisk er kvalitetselement. Dette skyldes den store naturlige variasjonen mellom fiskebestandene i forskjellige vannforekomster av samme vanntype (jf. Veileder 01:2011a) i Norge. Der det er mulig kan det være ønskelig å utvikle typespesifikke referanseverdier, blant annet for å gjøre den praktiske anvendelsen av systemet enklere (jf. kapittel 7.2 – 7.5 og kapittel 10).

Den lokalitetsspesifikke referansetilstanden må defineres på en pragmatisk måte, fordi vi aldri har data som kan beskrive fiskebestandenes ekte «naturtilstand» (dvs. før mennesket begynte å påvirke miljøet!). I praksis må vi bruke den informasjonen som finnes om tilstanden i vannforekomsten eller tilsvarende, nærliggende vannforekomster for noen tiår tilbake, eller slik vi kan anta forholdene har vært i upåvirka tilstand. Dersom en ikke har noen lokal kunnskap kan også

referansetilstanden defineres på grunnlag av geografisk beliggenhet og vanntype, men en referansetilstand definert på et slikt grunnlag må brukes med større forsiktighet.

I den prosedyren som beskrives i kapitel 6 brukes ordet ”forventet tilstand” om en slik referansetilstand som beskrives på grunnlag av ulike typer informasjon og en ekspertvurdering av hva det er rimelig å forvente på den aktuelle lokaliteten.

Når det gjelder forekomsten av fiskearter på regional basis er Huitfeldt-Kaas (1918) et godt utgangspunkt. Han har også i noen tilfelle beskrevet faunaen i de enkelte vannforekomstene fra tidlig på 1900-tallet. Mange innsjøer og vassdrag er også beskrevet i eldre naturhistoriske beskrivelser. I noen tilfelle finnes det data fra enkle prøvefiskeundersøkelser utført for noen tiår siden. I praksis må vi likevel ofte basere oss på intervju med lokalkjente fiskere, overlevert kunnskap om fisket (Hesthagen mfl. 1993), eller en ekspertvurdering av den enkelte lokaliteten (Sandlund mfl. 2011).

3.2 Parametere og aspekter ved fiskebestandene 3.2.1 Begreper i VannforskriftenI vurderingen av fiskebestandenes økologiske status brukes en rekke begreper i Vannforskriften som krever noen kommentarer.

Artssammensetning i fiskesamfunnet er en grunnleggende parameter. Man må være klar over at det ikke alltid er enkelt å påvise tilstedeværelse av alle fiskearter. Enkelte arter kan være ukjente for lokalbefolkningen og vanskelige å fange med standard prøvefiskemetoder. Begrepet “tapt fiskebestand” er problematisk. Fraværet av en art i fangstene beviser ikke at arten ikke finnes i lokaliteten. Ordet “tapt” brukes derfor om en fiskebestand som er blitt så sjelden i fangstene at den svært sjelden eller aldri fanges. Introduserte fiskearter som er etablert etter ca. 1900 betraktes som en miljøpåvirkning, mens eldre utsettinger betraktes som en naturlig del av faunaen (se avsnitt 3.2.2).

Bestandsstørrelse eller mengde av en fiskeart skal benyttes som kriterium bare dersom det har vært en nedgang i bestanden. Økning i bestandsstørrelse i forhold til en referansetilstand regnes ikke som en tilstandsendring. Grunnen til dette er at det antas at økning av én art sannsynligvis ledsages av nedgang i en annen art i samme vannforekomst, og da vil denne nedgangen være grunnlaget for tilstandsklassifiseringen. Man skal imidlertid være klar over at en begynnende eutrofiering i næringsfattige innsjøer fører til økt produksjon og dermed økte fiskebestander. Dersom det er mistanke om at eutrofiering er den aktuelle påvirkningsfaktoren i en vannforekomst må man være oppmerksom på dette slik at en negativ utvikling oppdages så tidlig som mulig.


10

Bestandsstørrelse kan best måles ved mer kompliserte og kostbare metoder som merking / gjenfangst. Ekkolodd er godt egnet til estimater av den pelagiske delen av bestanden, særlig i større innsjøer. Vanligvis er man likevel henvist til relative indikatorer på fiskebestandens størrelse slik som for eksempel fangst per innsatsenhet ved prøvegarnfiske. I mange tilfelle noterer også lokale fiskere sine fangster på en måte som gjør at informasjonen kan brukes til å bedømme utviklingen i bestandsstørrelse over tid. For arter som vandrer, f. eks. laks, kan også data fra fisketellere brukes som en indikator på bestandsstørrelse.

Bestandsstruktur er også en vanskelig parameter fordi den enkelte fiskeart kan ha svært ulik bestandsstruktur avhengig av de naturlige forutsetningene i den enkelte vannforekomst. Det som i én vannforekomst er et tydelig utslag av et menneskelig inngrep, kan i andre tilfelle være den naturlige tilstanden, dvs. referansetilstanden. Hos de fleste norske ferskvannsfisker kan det være stor variasjon i bestandsegenskaper (aldersfordeling, størrelsesfordeling, vekst, etc.) under forskjellige naturgitte forhold. Gyteforhold, ernæringsforhold og egenskaper ved fiskesamfunnet (hvilke andre arter som er til stede) vil bidra til å bestemme hvilken bestandsstruktur som er naturlig i hver enkelt vannforekomst.

Hos flere av våre fiskearter forekommer det flere økologiske former i samme lokalitet. Dette er vanlig hos røye og sik (ofte kalt «dvergrøye» og «normalrøye», «grunnsik» og «siksild»). En del større vassdrag har også såkalt “storaure” som er en spesiell økologisk form av aure som vokser seg stor ved å gå over på fiskeføde. Storaure er definert som aurebestander der gjennomsnittlig gytende hunnfisk er større enn 40 cm (Ugedal mfl. 1999). I elvelevende aurebestander forekommer det ofte én vandrende og én stasjonær komponent i bestanden. De ferskvannsstasjonære laksebestandene i Namsen (småblank/Namsblank) og i Byglandsfjorden (bleke) er også eksempler på spesielle former av en art. Dette er en viktig egenskap ved det biologiske mangfoldet (Sandlund & Hesthagen 2011) og et aspekt ved bestandsstrukturen som bør medregnes når referansetilstanden skal beskrives.

3.2.2 ForvaltningstiltakForvaltningstiltak rettet mot fisk påvirker ofte i seg selv fiskebestanden. Det kan være vanskelig å vurdere hvordan slike tiltak skal telle i forbindelse med klassifisering av vannforekomstens tilstand:

• Utsetting av fisk betyr at man erstatter redusert rekruttering med kunstig klekket fisk. I klassifiseringssammenheng bør effekten av den utsatte fisken trekkes fra i beregninger av bestandsstørrelse og -struktur før tilstanden fastsettes. Flere undersøkelser viser at utsetting av fisk kan ha direkte negativ effekt både genetisk og produksjonsmessig på den naturlige bestanden.

• Kalking for å motvirke de negative effektene av sur nedbør medfører at naturlig rekruttering og overlevelse øker. Denne positive effekten på fiskebestanden telles med når tilstanden skal fastsettes. I slike vassdrag er det likevel stor

sannsynlighet for at man ikke når miljømålene uten å sette inn tiltak. Når det er nødvendig å videreføre kalkingen for å opprettholde bestanden skal vannforekomsten derfor settes til ”risiko” ved karakteriseringen da den ikke vil nå god tilstand i framtiden uten at tiltaket (kalkingen) opprettholdes.

• Biotoptiltak betyr at man ved fysiske inngrep i vassdraget forbedrer det opprinnelige habitatet eller restaurerer et habitat som tidligere inngrep har ødelagt. Dette betyr at man setter fiskebestanden i stand til å bedre sin status “på egen hånd”. Effekten av slike tiltak regnes med når tilstanden skal fastsettes. I slike tilfeller settes vannforekomsten ikke i ”risiko” ved karakteriseringen, fordi tiltaket som har gitt god tilstand er et engangstiltak som ikke må gjentas løpende for å opprettholde tilstanden.

• Beskatning. Et spørsmål som ofte dukker opp er om beskatning skal telle med i fastsetting av tilstand for fiskebestanden. Selv en bærekraftig beskatning av fiskebestander kan gi tydelige utslag i egenskaper som f. eks. alders- og lengdefordeling. Dette er imidlertid endringer som er reversible, dvs. dersom fisket opphører vil bestanden ganske raskt vende tilbake til en tilstand som ikke er preget av beskatning. Effektene av et bærekraftig fiske bør det derfor justeres for i fastsetting av tilstand, men eventuelle tegn på overfiske må oppgis.

• Introduserte fiskearter. I forbindelse med Vannforskriften er det bestemt at fiskearter som er introdusert og etablert etter ca. 1900 betraktes som en miljøpåvirkning, mens eldre utsettinger betraktes som en naturlig del av faunaen. (Tiltak mot eldre utsettinger kan likevel være aktuelle for å følge opp andre forvaltningsmålsettinger, jf. kapittel 2). Også norske arter som flyttes og settes ut i vannforekomster der de ikke forekom tidligere regnes med i denne vurderingen. Nærvær av en art introdusert etter ca. 1900 skal registreres som en belastning i Vann-nett ved karakteriseringen, i likhet med den praksis man har lagt seg på i Skottland. Det er verdt å merke seg at Artsdatabanken har definert ca. 1800 som sin grense for overgangen fra naturlig forekommende til introdusert i arbeidet med ”Fremmede arter i Norge - med Norsk svarteliste 2012” (Gederaas mfl. 2012), og at den nye Fremmedartslista ikke omfatter norske arter som flyttes til nye vassdrag. I tilstandsklassifiseringen i Vannforskriften anbefaler vi at forekomst av de artene som er satt på risikolista i Svartelista (”invasive fiskearter”) fører til at tilstanden på vannforekomsten flyttes ned ett trinn (f eks fra ”Svært god” til ”God”).


11

4 Artsmangfold og følsomhet overfor påvirkningerI Vannforskriftsarbeidet er menneskeskapte påvirkninger på vannmiljøet gruppert under betegnelsene

• Forurensing(eutrofiering,organiskbelastning,miljøgiftermv.)

• Langtransportertforurensing(forsuring,miljøgiftermv.)• Hydromorfologiskeendringer(hydrologi,morfologi,

vandringshinder mv.)• Biologiskepåvirkninger(fremmedearter,sykdom,lakselus

mv.)

Disse sekkebetegnelsene kan til dels omfatte et spekter av ulike faktorer. Hydromorfologiske endringer omfatter f. eks. både endringer i vanndekt areal (jf. reguleringssona i innsjøer og minstevannføring i regulerte elver), endringer i vannføringsmønster eller vannstand, og kunstige vandringshindre eller -barrierer (dammer, kulverter etc.). Med eutrofiering menes tilførsel av næringssalter (fosfor, nitrogen) i mineralsk form. Dette virker først og fremst på planteproduksjonen og fører til økt mengde organisk materiale. Organisk belastning er direkte tilførsel av organisk materiale. Det gir begroing av sopp og bakterier, såkalt heterotrof begroing som forbruker oksygen og dermed påvirker særlig bunndyr. Både eutrofiering og organisk belastning kan føre til oksygenmangel i deler av vannforekomsten.

Fisk anses som det mest sensitive kvalitetselementet for følgende påvirkninger:

• Hydromorfologiskeendringer,særligvandringshindreog -barrierer, fragmentering av vannforekomster, raske vannstandsendringer, endringer i vanndekt areal

• Forsuring• Biologiskpåvirkning(fremmedearter)

Her vil fisk være det viktigste kvalitetselementet for klassifisering, mens ved andre typer påvirkning vil ofte andre organismer slå ut som de mest sensitive og dermed brukes om det styrende kvalitetselementet. Følsomheten hos den enkelte fiskeart kan variere mye avhengig av hvilken miljøpåvirkning det gjelder. Tabell 4.1 gir en skjematisk oversikt over de norske ferskvannsfiskenes toleranse overfor ulike påvirkninger. En art som mort er for eksempel tolerant overfor de fleste andre miljøpåvirkninger, men er svært følsom overfor forsuring. Arter som gyter på grunt vann om våren, som f.eks. gjedde, abbor og krøkle, er følsomme overfor vannstandsendringer før gyting og i løpet av eggenes inkubasjonstid. Dette er endringer som gjerne henger sammen med vassdragsreguleringer, dvs. hydromorfologiske endringer.

Biologiske påvirkninger representerer introduksjon av arter som ikke naturlig har vært hjemmehørende i vannforekomsten. Dette kan være både planter, invertebrater og fisk. Fiskeartenes følsomhet overfor introduserte arter avhenger av hvilken art det er som blir introdusert. Det er derfor ikke mulig å karakterisere de enkelt fiskeartene som spesielt følsomme eller tolerante overfor slik påvirkning(men se Hesthagen mfl. 2012).

Kraftutbygging er en viktig påvirkningsfaktor på fisk i norske vassdrag. Foto: Eva B. Thorstad


12

Tabell 4.1 Oversikt over antatt toleranse overfor miljøpåvirkninger hos norske arter av ferskvannsfisk. Grått felt viser at arten vanligvis ikke lever i elver. Åpent felt antyder at arten enten ikke er tolerant overfor noen miljøendringer, eller at den ikke er spesielt sensitiv overfor noen vanlige påvirkningsfaktorer. Påvirkningene er: F) Forsuring, E) Eutrofiering, O) Organisk belastning, og H) Hydromorfologiske endringer. X = tolerant art.

Innsjøer Elver

Artsnavn Vitenskapelig artsnavn Sensitiv (følsom) art

Tolerant art Sensitiv (følsom) art

Tolerant art

Laks Salmo salar F, O, H F, E, O, H

Aure Salmo trutta F, O, H F, E, O, H

Røye Salvelinus alpinus F, O, H F, E, O

Sik Coregonus lavaretus X X

Lagesild Coregonus albula X

Harr Thymallus thymallus F, O, H F, E, O, H

Krøkle Osmerus eperlanus H X

Gjedde Esox lucius H X X

Abbor Perca fluviatilis H X X

Hork Gymnocephalus cernuus X

Gjørs Stizostedion lucioperca O, H

Mort Rutilus rutilus F X F

Gullbust Leuciscus leuciscus X H X

Stam Leuciscus cephalus X H X

Vederbuk Leuciscus idus X H X

Ørekyt Phoxinus phoxinus F F,H

Sørv Scardinius erythrophthalmus X

Asp Aspius aspius X H X

Laue Alburnus alburnus X H X

Karuss Carassius carassius X

Brasme Abramis brama X

Flire Blicca bjoerkna X

Lake Lota lota X X

Hvitfinnet steinulke Cottus gobio O H

Steinsmett Cottus poecilopus O H

Hornulke Myoxocephalus quadricornis E

Trepigget stingsild Gasterosteus aculeatus X X

Nipigget stingsild Pungitius pungitius X X

Havniøye Petromyzon marinus H

Elveniøye Lampetra fluviatilis H

Bekkeniøye Lampetra planeri H

Arktisk niøye Lampetra japonica H

Skrubbe Platichthys flesus X H

Ål Anguilla anguilla H H


13

Felle for registrering av nedvandrende fisk. Foto: Eva Thorstad

Høyegga i Glomma. Foto: Odd Terje Sandlund


14

5 Metodikk og usikkerhet5.1 MetoderInformasjon om dagens tilstand for fiskebestandene i ulike vannforekomster kan skaffes ved hjelp av en rekke fangst- og tellemetoder (oppsummert i tabell 5.1). Metodene er i ulik grad egnet for de forskjellige typer vannforekomster og framskaffer data med ulik grad av usikkerhet. Referansetilstanden fastsettes ved hjelp av tilgjengelig informasjon fra intervjuer, fangstdagbøker og prøvefiske, eventuelt kombinert med en ekspertvurdering.

Innsjøer (uavhengig av størrelse). Mange alternative og komplementære metoder kan benyttes for å samle data for å bestemme nåtilstand. Prøvefiske bør gjennomføres etter gjeldende standard (NS-EN 14757 ”Vannundersøkelse - Prøvetaking av fisk med oversiktsgarn”). I mange innsjøer, avhengig av størrelse og dyp, vil det være gunstig å kombinere et prøvefiske med garn og trål med ekkoloddregistreringer for å beregne fiskebestanden i de frie vannmasser (”pelagialsona”).

Store elver i innlandet (dvs. med nedbørfelt >1000 km2, Solheim & Schartau 2004). Vi har tidligere manglet gode prøvefiskemetoder for registrering av fiskebestander i de store elvene. Bruk av elfiskebåt i noen store elver i 2010-12 viser at vår kunnskap om fiskebestandene, spesielt i de store elvene på Østlandet med mange fiskearter, har vært svært mangelfull. Elfiskebåt synes å være en egnet metode for å skaffe seg et bilde av fiskesamfunn og bestandsstrukturer i slike lokaliteter.

Tabell 5.1 Oppsummering av ulike metoder som er egnet for å skaffe informasjon om tilstanden til fiskebestandene i ulike typer vannforekomster. Parentes angir at metoden har vært lite brukt eller bare unntaksvis er anvendelig i angjeldende vanntype. Se for øvrig teksten.

Stor innsjø Liten innsjø Stor elv Liten elv Bekk

Intervju X X X X

Fangststatistikk X X X X

Prøvegarnfiske X X (X)

Trål X (X) (X)

Landnot X X X X

Ekkolodd X X

Elfiske (bærbart) (X) X X

Båt-elfiske X X X (X)

Fisketeller X X X

Gytefisktelling X X (X)

Gytegroptelling X (X) (X)

Elver med vandrende fisk. Dersom det er mulighet for innpassing av en fisketeller f.eks. i en fiskepassasje eller lignende, vil registering av fisk i mange tilfeller gi svært pålitelig informasjon, spesielt om gytebestanden. Denne metoden kan brukes både i elver med vandrende fisk i innlandet og i elver med anadrom fisk. Fisketellerne kan også utstyres for videoregistrering av fisken for sikker identifisering av art etc. I elver med anadrom fisk er smolt-feller for fangst av nedvandrende smolt en velprøvd metode som fanger en andel av de utvandrende rekruttene. Denne fangsten kan brukes som indikator på elvas produksjon av smolt.

Gytefisktelling. Telling av gytefisk ved at mannskapene lar seg drive ned elva i dykkerdrakt og teller / videofilmer gytelaks (eller sjøaure og sjørøye) er en metode som gir gode resultater i klarvannselver. I enkelte elver kan også gytende anadrom fisk telles fra land (se Norsk Standard NS 9456).

Gytegroptelling er en god overvåkingsmetode for gyte-bestanden i mange lakselver, og den kan også brukes i innlandselver med gytende storaure. Telling av gytegroper i større elver kan enten foregå fra fly eller helikopter. Det kan også foretas ved at flere personer går eller driver på kryss og tvers nedstrøms i elva og registrerer og stedfester groper med GPS. Antall gytegroper er et godt mål på antallet hunnfisk som har gytt.

Små elver/bekker med laksefisk (anadrom eller stasjonær fisk): På strekninger med stryk og substrat av stein og grus er elfiske en god metode. Bestandsstruktur hos ung laksefisk i elv vurderes ut fra forekomst av to grupper: årsyngel (0+) og eldre ungfisk. Her er vurderinger relatert til habitatkvalitet svært viktig (se kapittel 7).


15

Små elver/bekker i innlandet. I områder der aure er til stede vil tetthet og bestandsstruktur hos aure registrert ved elfiske være den beste indikatoren på tilstanden i vannforekomsten. Dette gjelder også i lavlandet på Østlandet og i deler av Finnmark der det er mange andre fiskearter til stede. I mange lavlandsvassdrag med stille partier og substrat av sand og silt finnes det gunstige områder for overlevelse (vannhastighet > 0,3 m/s, steinsubstrat av varierende størrelse). Slike overlevelsesområder kan være vesentlige for å opprettholde aure i denne vassdragskategorien. Forekomst av ”rentvannsarter”, det vil i dette tilfellet si aure, kan derfor benyttes som indikator på menneskelig påvirkning av vassdragene. I vannforekomster der det finnes egnet habitat for aure vil fravær av aure og forekomst av mer tolerante arter indikere en endring bort fra naturtilstanden.

Vassdrag med anadrom fisk. Det er utviklet et kategorisystem for vassdrag med laks (Anonym 2011). Dette systemet bør tas i bruk i klassifisering under Vannforskriften, selv om kriteriene for klassifisering er strengere enn det som generelt gjelder i Vannforskriften (jf. kapittel 9).

5.2 Metoder og usikkerhetVed klassifiseringen til økologisk tilstand skal det oppgis grad av usikkerhet ved resultatet. Usikkerheten gjør seg gjeldende på flere plan i klassifiseringsprosessen. Alle innsamlingsmetodene vi bruker for å skaffe oss data er i ulik grad beheftet med usikkerhet. Usikkerheten henger for eksempel sammen med både den innsatsen vi legger i prøvefisket og den erfaringen vi har med å prøvefiske i den aktuelle vannforekomsten. Dette fører til at de data vi har som grunnlag for klassifiseringen har ulike nivåer av pålitelighet. Når vi skal bestemme tilstandsklasse for en vannforekomst vil sikkerheten i den konklusjonen vi trekker variere med resultatet. Dersom vi har pålitelige data som viser at vannforekomsten har tydelig “God tilstand” er klassifiseringen sikker. Dersom vi derimot har data som er mindre pålitelige og konklusjonen også er at vannforekomsten f.eks. ligger på grensen mellom “God” og “Moderat” tilstand, vil klassifiseringen være usikker.

Intervjuundersøkelser kan vanligvis ikke betraktes som pålitelig informasjon selv om det i forsuringsutsatte områder har vist seg å være godt samsvar mellom informasjonen om bestandsstatus samlet inn ved intervjuer og prøvefiske i de samme lokalitetene (Hesthagen mfl. 1993). Dersom uttrykk som ”betydelig tilbakegang” eller ”svært kraftig tilbakegang” blir brukt av informantene om følsomme eller dominerende arter bør status settes til moderat (jf. tabell 6.3). Kunnskapen om mindre vanlige eller sjeldne fiskearter i en lokalitet avtar gjerne med økende antall arter. Det gjelder uansett om vurderingen er basert på prøvefiske eller intervju.

Fangstjournaler kan inneholde svært pålitelig informasjon, og vil ofte vise utviklingen over en relativt lang tidsperiode. Usikkerheten vil avhenge av bl.a. at journalene er nøyaktig ført, at de reflekterer fangst etter relativt stor fangstinnsats, og at fisket har foregått stort sett på samme måte og på

samme sted over tid. Det er også positivt at fangstjournaler ofte er fokusert på følsomme eller dominerende arter i vannforekomsten.

Prøvefiske med garn vil være standard overvåkingsmetode for fisk i innsjøer. Prøvefiske bør i dag gjennomføres etter gjeldende standard (NS-EN 14757 Vannundersøkelse - Prøvetaking av fisk med oversiktsgarn). Usikkerheten i dataene vil avhenge av garninnsats i forhold til innsjøens størrelse og dyp, og sikkerheten vil øke med økt garninnsats. I innsjøer med dyp over ca. 15 m bør det også fiskes med pelagiske garn (kalt flytegarn). Sammenligning med eldre prøvefiskedata kompliseres av at utvalget av garnmaskevidder anvendt i standard prøvefiske har endret seg og at det tidligere ikke ble fisket med flytegarn selv i store og dype innsjøer. Det bør derfor utvises forsiktighet i vurderinger av utviklingen over tid.

Ekkoloddregistrering av pelagiske bestandsstørrelser vil trolig bli standard metode for overvåking av fisk i store innsjøer. Denne metoden vil vanligvis gi pålitelige data for mengde fisk og hvor den er lokalisert, mens artssammensetningen må dokumenteres med garn eller trål (se kapittel 10 og Gjelland mfl. 2013). Når man har utviklet god kunnskap om den enkelte vannforekomst kan bestandene overvåkes kun med ekkolodd, og suppleres med kontrollfiske med garn eller trål med noen års mellomrom.

Prøvefiske med bærbart elfiske-apparat i små elver er standard metode til overvåking og innsamling av materiale av ungfisk av laksefisk (laks og aure). Andre arter som lever i små elver og grunne lokaliteter kan også registreres på denne måten. Tetthetsestimater basert på denne metoden er imidlertid preget av stor variasjon, både mellom lokaliteter og på samme lokalitet over tid (jf. kapittel 7). Under feltarbeidet er det viktig å skille på tetthet av årsyngel (alder 0+) og eldre ungfisk (alder 1+ og eldre), selv om samlet tetthet av all ungfisk anvendes i den forenklede vurderingen i kapittel 7. Nærvær av 0+ fisk bekrefter at siste års gyting har fungert.

Prøvefiske med båtelfiske i store elver er en ny metode her i landet. Den gir muligheter for datainnsamling i lokaliteter der vi tidligere ikke hadde muligheter til det. Erfaringene hittil tyder på et stort potensiale, men det gjenstår å utvikle standard prosedyrer (Museth mfl. 2012), og også hvordan denne metoden bør kombineres med andre metoder.

5.3 Pålitelighetsgrad ved klassifiseringAntall prøvestasjoner eller fangstinnsats per elvestrekning/innsjøareal og antall år som det foreligger data fra er avgjørende for hvor sikker man kan være når man skal vurdere tilstanden for fisk i en vannforekomst. Når data skal legges inn i Vann-nett, skal pålitelighetsgrad angis etter en tredelt skala; høy, middels og lav pålitelighet. Pålitelighetsgraden vil avhenge både av sikkerheten ved fastsettelse av referansetilstanden (naturtilstanden uten


16

påvirkning) og nåtilstanden. Disse vil begge avhenge av hvilken metodikk som er benyttet til å finne disse tilstandene og hvor lang tidsserie de er basert på. Når det gjelder referansetilstanden, vil denne være sikrest når det er fastsatt en lokalitetsspesifikk referansetilstand basert på grundige undersøkelser før påvirkningene inntrådte. Habitatspesifikke referansetilstander vil innebære en større usikkerhet fordi det kan være betydelig variasjon mellom ulike lokaliteter av samme habitattype i hvordan fiskebestanden faktisk var før påvirkningen inntrådte. I tillegg vil pålitelighetsgraden i klassifiseringen være påvirket av hvor store endringer det er fra referansetilstanden. Er endringene svært store vil pålitelighetsgraden kunne være høy selv om presisjonsnivået på fastsettelsen av nåtilstand og referansetilstand ikke er så høy. Er derimot avvikene mindre og nær klassegrenser kreves høyt presisjonsnivå ved fastsettelse av nåtilstand og referansetilstand for å kunne ha høy pålitelighet ved fastsettelse av tilstandsklassen.

6 Ekspertvurderingsprosedyre for fisk6.1 PrinsipperDagens tilstand for utvalgte parametere i en fiskebestand skal sammenlignes med en forventet referansetilstand eller naturtilstanden. Tilstandsklassen fastsettes på grunnlag av hvor mye dagens tilstand avviker fra referansetilstanden. Fastsettelsen av referansetilstanden vil ofte være den vanskeligste vurderingen i dette arbeidet.

Vurderingen av dagens tilstand kan gjøres på en systematisk måte ved å ta i bruk et ”klassifiseringstre” som en veileder og dokumentasjon ved en serie av ekspertvurderinger (Figur 6.1). En person med kunnskap og erfaring om fiskesamfunn i norske vassdrag vil, selv på grunnlag av relativt begrenset informasjon, kunne gjøre en kvalitativ vurdering av hvor mye dagens tilstand avviker fra en forventet referansetilstand, og dermed angi en tilstandsklasse for den aktuelle vannforekomsten. Ved å kombinere prinsippene fra klassifiseringstreet med data for endringer i bestandsstørrelse, kan vi utvikle en indeks for endring og derved foreta en tallfestet klassifisering av fiskebestanden.

Det er viktig å huske at selv om klassifiseringstreet gjør det mulig å vurdere fiskebestander ut fra en mer eller mindre subjektiv “ekspertvurdering” er det viktig å ta i bruk alle tilgjengelige data både om referansetilstanden og nåtilstanden. Jo bedre data vi har, jo sikrere blir plasseringen av vannforekomsten i en tilstandsklasse.

Forventet forekomst av arter kan bestemmes på grunnlag av biogeografiske betraktninger og historisk kunnskap. Spesielt viktig er Huitfeldt-Kaas (1918) sin beskrivelse av ferskvannsfiskenes innvandring til og utbredelse i Norge omkring 1900. Fra 1700-tallet og framover finnes det også

1) Finnes det fisk?

1. Hvorfor?

2) Er alle forventete fiskearter til stede?

3) Er det fremmede fiskearter til stede?

4) Er dominansforholdene som forventet ut fra habitatet?

6) Er tettheten som forventet?

7) Er bestandsstrukturen i de(n) viktigste arten(e) som forventet?

God eller Svært god økologisk status

2. Hvorfor?

3. Vurdér e ekten av fremmed art

4. Hvorfor?

6. Hvorfor?

7. Hvorfor?

Ja

Ja

Ja

Ja

Ja

Ja

Nei

Nei

Nei

Nei

Nei

Nei

5) Drives det forsterknings-utsettinger?

Ja

Nei

5. Vurdér e ekten av utsettingene på tetthet og dominansforhold

Figur 6.1 Klassifiseringstre for vurdering av vannforekomsters

økologiske tilstand, basert på alle tilgjengelige data (fra Sandlund mfl.

2011).

en lang rekke beskrivelser av naturforholdene i norske bygder som ofte kan gi et bilde av hvilke fiskearter som fantes, og til en viss grad dominansforhold mellom artene. Spesielt gjelder dette arter som folk fisket etter og som inngikk i husholdning eller handel, dvs. arter som aure, røye, sik, abbor og gjedde. I enkelte tilfelle er også karpefisk som mort og brasme omtalt. Intervjuundersøkelser med lokalkjente personer kan også gi god informasjon om endringer i fiskebestandene i løpet av de siste ca. 50 år. Ofte vil lokale fiskere ha notater om sitt eget fiske som kan vise endringer i bestandene av de ettertraktede artene. Lokalkunnskapen er generelt best når det gjelder disse artene, mens mer anonyme arter som f. eks. steinsmett eller niøye som regel vil være mindre kjent.

Det mest pålitelige grunnlaget for å bedømme fiske-bestandens tilstand i innsjøer er prøvefiske, og i enkelte sjeldne tilfelle finnes det også prøvefiske fra en tid da man kan anta at bestanden var nær referansetilstanden.

6.2 VurderingsprosedyreBasert på prinsippene som er skissert i figur 6.1 beskrives i tabell 6.1, 6.2 og 6.3 prosedyren for å komme fram til tilstandsklasse mer konkret og detaljert. Denne består av anbefalte kriterier som bør dokumenteres. Det første trinnet (tabell 6.1) omhandler det mest elementære


17

Tabell 6.1 Vurdering av om det forekommer fisk i vannforekomsten, og årsakene til eventuelt fravær eller nærvær av fisk. BKE er biologisk kvalitetselement, i dette tilfelle fisk.

TRINN 1 Svar Kommentar Tilstandsklasse

Finnes det fisk? (Spørsmål 1 i figur 6.1)

Nei. Naturlig fisketom Hvis fisketomt er fisk intet kvalitetselement

Fisk er ikke BKE

Ja. Naturlig forekomst Gå videre til trinn 2

Ja. Art(er) innført av mennesker før 1900 Fisken behandles som ”naturlig forekomst”. Gå videre til trinn 2

Ja, men arten(e) innført av mennesker etter 1900

Fisken er påvirkningsfaktor og ikke kvalitetselement

Fisk er ikke BKE

Nei, tapt. Naturlig utdødd* Fisk er intet kvalitetselement Fisk er ikke BKE

Nei, tapt pga menneskelig aktivitet Gir automatisk svært dårlig status Svært dårlig

* Fiskebestander i mindre innsjøer og bekker kan dø ut av naturlige årsaker, f. eks. ved oksygensvinn under isen i uvanlige vintre, ved ekstrem tørke og gjengroing. Oksygensvinn kan også skyldes økt tilførsel av organisk materiale fra kloakk eller jordbruk. Det kan være vanskelig å bedømme hvorvidt dette er en naturlig prosess eller om den skyldes menneskelig aktivitet.

spørsmålet: Finnes det fisk i vannforekomsten? På det andre trinnet (tabell 6.2) skal det gjennomføres en vurdering av artssammensetning, dominansforhold og bestandstetthet i forhold til en definert referansetilstand. Vurderingene her skal kobles til tabell 6.3, der nedgang i bestanden oversettes direkte til en tilstandsklasse. I trinn tre vurderes bestandsstrukturen til prioriterte arter (tabell 6.4).

Tabell 6.2 viser det andre trinnet i vurderingen, der de tre delene reflekterer ulike nivåer av kunnskap. Det kan ofte være vanskelig å dokumentere forekomst av alle de artene vi skulle forvente i en lokalitet. Sjeldne eller lite fangbare arter kan være relativt ukjente selv for lokalbefolkningen, og sjeldne eller små arter kan også være vanskelige å påvise med standard prøvefiske. Det er viktig ved prøvefiske med garn at alle maskevidder brukes i alle habitater i henhold til metodestandarden (NS-EN 14757). Likevel er det slik at småvokste arter kan forekomme sjelden i fangstene på grunn av metodebegrensninger. Enkelte arter, som f eks ål eller niøye, fanges ikke i garn. Ved vurderingene kan det derfor være nødvendig å fokusere på et utvalg av artene. Det er viktig å fokusere mest på de artene som er mest følsomme overfor den eller de påvirkningsfaktorene som er aktuelle (se tabell 5.1). Vurderingene i tabell 6.1 og 6.2 gir enten direkte en tilstandsklasse eller vurderingen tas videre i tabell 6.3, som gir tilstandsklasse, som eventuelt justeres gjennom vurderingene i tabell 6.4.

• Vurderingenitabell 6.2A baseres på kunnskap som i de fleste tilfelle vil finnes hos lokalkjente (og som kan regis-treres ved hjelp av intervju) dersom vi ikke har prøvefiske-data. Dersom alle artene finnes på samme måte som før er tilstanden ”Svært god”. Dersom en eller flere arter er utryddet gir dette ”Svært dårlig” tilstand (se også tabell 6.3).

• Vurderingenitabell 6.2B baseres på prøvefiskedata, gjerne i kombinasjon med intervjuer eller annen dokumen-tasjon av en referansetilstand.

• Vurderingenitabell 6.2C baseres på prøvefiske med beregning av bestandstetthet eller relativ eller absolutt bestandsstørrelse. Dette kan være tetthetsberegninger ved elfiske, estimater for pelagisk fisk ved hjelp av ek-kolodd eller man kan benytte fangst per innsats ved prøvegarnfiske som en indikator på bestandstetthet. Fangststatistikk kan også danne grunnlag for vurderinger av utviklingen i bestandsstørrelse. Også overvåkingsdata fra fisketellere, smoltfeller eller lignende kan brukes her.

Hovedparameter for skade på en fiskebestand er nedgang i bestandsstørrelse (tabell 6.2C). Her må det gjøres en vurdering av hvilke fiskearter det er snakk om og påliteligheten av de data man har. Er f. eks. artene som viser tilbakegang følsomme eller robuste arter (jf. tabell 4.1)?

Informasjon om at en eller flere arter har hatt tilbakegang kan vurderes ut fra følgende kriterier:

I. Er det én art som har tilbakegang? Hvis ja, gå til tabell 6.3.

II. Er det flere arter som har tilbakegang? Hvis ja, gå til III.III. Er nedgangen hos den eller de artene som er sensitive

overfor den aktuelle påvirkningen dokumentert med høy eller middels pålitelighet (gitt at påvirkningen er kjent?)? Hvis ja, gå til tabell 6.3. Hvis nei, gå til IV.

IV. Vurder hvilken art med nedgang som gir mest pålitelig klassifisering. Anvend data for denne arten i tabell 6.3.

Når klassifiseringen er gjennomført må også påliteligheten i data og dermed usikkerheten i klassifiseringsresultatet angis. Klassegrensen mellom God og Moderat tilstand er angitt som et spenn mellom 25 og 40 % reduksjon i bestandsstørrelse.


18

Tabell 6.3 Bestandsnedgang i ulike tilstandsklasser for fisk. Anbefalt ordbruk i intervjusituasjoner er også angitt. Pålitelighet i datagrunnlaget og usikkerhet i klassifiseringen må angis.

Artssamfunn Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Bestandsnedgang 0-10 % 10-25/40 % 25/40-60 % 60-90 % 90-100 %

Normalisert EQR >0,8 0,8-0,6 0,6-0,4 0,4-0,2 <0,2

Ordbruk ved intervju "Som før" "Merkbar tilbakegang" "Betydelig tilbakegang" "Svært kraftig tilbakegang"

"Helt eller nesten utdødd"

Tabell 6.2 Vurdering av artssammensetning, dominansforhold og bestandstetthet.

TRINN 2 SVAR KOMMENTAR Tilstandsklasse

A) Er alle arter til stede? (Spørsmål 2 i figur 6.1)

Ja. Alle arter til stede, ingen informasjon om nedgang

Dette må vurderes opp mot en ”ekspert-” eller faktabasert forventning om hvilke arter vi bør finne i vannforekomsten

Svært god (men se trinn B og C)

Nei. Beskriv årsak hvis nei Dersom én art er tapt pga. menneskelig påvirkning

Svært dårlig

B) Er dominans-forholdene (i antall eller biomasse) mellom fiskeartene i prøvefisket som forventet? (Spørsmål 4 i figur 6.1)

Ja, forholdet mellom artene er som forventet, basert på tilgjengelig kunnskap (prøvefiske, i enkelte tilfelle også intervjuer)

Uendrete dominansforhold kan likevel bety bestandsnedgang. Vurdér under trinn C

Svært god (men se trinn C)

Nei, forholdet mellom artene i prøvefisket er ikke som forventet

Vurdér graden av nedgang hos reduserte arter

Se trinn C

C) Er mengden / tettheten av fisk som forventet? (Spørsmål 6 i figur 6.1)

Ja, mengde fisk som forventet Svært god

Nei, en eller flere arter har vist nedgang Vurdér avvik fra referansetilstand Tabell 6.3

Den strengeste grensen (25 %) bør bare anvendes dersom man har svært gode og pålitelige data for fiskebestanden. Vanligvis vil kvaliteten på data tilsi at God/Moderat-grensen bør være 40 % nedgang i bestanden.

I tabell 6.4 beskrives vurderingene som gjelder bestands-struktur. Eventuelle avvik fra referansetilstand når det gjelder bestandsstruktur kan gi grunnlag for å nedjustere tilstandsklassen som er satt på grunnlag av vurderingene i tabell 6.2 og 6.3.

Bestandsstruktur omfatter lengde- og aldersfordeling, samt eventuelle økologiske former. Dette er kriterier som krever god kunnskap både om artenes biologi og om fiskebestanden i den aktuelle vannforekomsten. Fiskearter kan ha ulik alders- og lengdefordeling i naturlige bestander, og det er stor variasjon både mellom arter og innen den enkelte art. Aurebestander vil ofte har ofte en jevn rekruttering, slik at antall fisk per aldersgruppe avtar med økende alder (på grunn av naturlig dødelighet). Manglende eller fåtallige aldersgrupper i en aurebestand gir derfor grunn til å foreta en nærmere vurdering for å kunne angi om dette skyldes naturlige eller menneskeskapte årsaker. I høyfjellet kan

klimaet være en naturlig årsak til at aurebestander opplever sviktende rekruttering i enkelte år. For svært mange andre arter gjelder imidlertid at de svært ofte har variabel rekruttering, noe som gir mer eller mindre regelmessig sterke og svake årsklasser. Dette vil vise seg i en prøvefiskefangst ved variabel årsklassestyrke.

Mange av laksefiskene har flere økologiske former eller ulike livshistorier innen samme lokalitet. Hos aure vil ofte bestanden i en elv eller bekk bestå av både ungfisk, elvestasjonære kjønnsmodne fisk, og fisk som kan vandre ned til nærmeste innsjø hvor den oppholder seg fram til kjønnsmodning. I små sidebekker til større elver eller tilløpsbekker til vatn kan det naturlige fiskesamfunnet ofte bestå av bare årsyngel som forlater bekken første høst. Eldre ungfisk (≥1+) påtreffes da bare tilfeldig i forbindelse med næringsvandringer. I større elver kan aurebestanden bestå av en relativt stasjonær komponent og en vandrende komponent. Resultatene av prøvefiske eller andre undersøkelser i elveforekomster må vurderes ut fra dette.

Sik og røye har ofte flere økologiske former i samme innsjø. Kunnskap om dette må anvendes i tabell 6.4.


19

Tabell 6.4 Vurdering av bestandsstruktur innen de artene som er prioritert. (Spørsmål 7 i figur 6.1).

TRINN 3 SVAR KOMMENTAR Tilstandsklasse

A) Er lengde-fordelingen i bestandene naturlig eller bare et resultat av beskatning?

Ja, som forventet Ingen klassereduksjon

Nei, ikke som forventet Identifiser årsaken(e): naturlige eller menneskeskapte. Menneskeskapt årsak gir klassereduksjon

Klasse ned ett trinn

B) Er alders-sammensetningen i bestandene naturlig eller bare et resultat av beskatning?

Ja, alle livsstadier er til stede i bestanden

Ingen klassereduksjon

Nei, det mangler alders-gruppe(r)*

Identifiser årsaken(e): naturlige eller menneskeskapte. Menneskeskapt årsak gir klassereduksjon


C) Er de økologiske formene til stede?

Ja, som kjent fra tidligere Ingen klassereduksjon

Nei, tidligere kjente former er sterkt redusert eller borte

Identifiser årsaken(e): naturlige eller menneskeskapte. Menneskeskapt årsak gir klassereduksjon


*Dersom enkelte lengde- eller aldersgrupper mangler i fangstene og man kan fastslå at dette skyldes menneskelige inngrep, bør tilstandsklassen reduseres ett trinn (Svært god --> God, God --> Moderat).

Sølensjøen. Foto: Odd Terje Sandlund


20

Elfiskebåt er en lovende metode for prøvefiske i store elver. Foto: Jon Museth

Elfiske med bærbart el-apparat er den vanligste metoden for prøvefiske i rennende vann. Foto: Foto: Odd Terje Sandlund


21

7 Elektrisk fiske i elver7.1 BakgrunnFiske med bærbart elektrisk fiskeapparat (elfiske) har vært standard metode for undersøkelse av fisk, særlig laksefisk, i norske elver i flere tiår (Forseth & Forsgren 2009). Metoden er beskrevet i NS-9455:2005 og NS-EN 14011:2003. Det er viktig å være klar over at tetthetsberegninger ved hjelp av elfiske gir svært variable resultater. Denne variasjonen skyldes både forskjeller mellom lokaliteter, variable forhold under fisket og det faktum at ulike personer utfører arbeidet på ulik måte (se Forseth & Forsgren 2009, Larsen mfl. 2010). Spesielt i mindre elver er imidlertid elfiske en praktisk og anvendbar metode, men resultatene må anvendes med forsiktighet. Her presenteres en tilnærming for klassifisering av økologisk status på grunnlag av data for tetthet av ungfisk av laksefisk i noen typer vannforekomster. Kapittel 7.2 beskriver en tilnærming til små vassdrag og gir en veiledning om hvordan datasett kan anvendes til klassifisering av slike vannforkomster. Kapittel 7.3 og 7.4 beskriver viktige vurderinger som grunnlag for kapittel 7.2. Kapittel 7.5 beskriver tilnærmingen i forhold til tetthet av ungfisk av laks i større elver påvirket av forsuring, og er en revisjon av tilsvarende tekst i Klassifiseringsveilederen (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2009).

Det som presenteres her er fokusert på aure og laks, som er de artene som det finnes data av akseptabel kvalitet for. I tillegg er det mange vanntyper der vi ikke har tilstrekkelige data til å kunne utvikle referanseverdier og grunnlag for klassifisering. Det er viktig å merke seg at nærvær av andre arter i vannforekomsten fører til lavere tetthet av laksefisk. Spesielt er dette tydelig i vassdrag der det finnes arter som direkte konkurrer med ung laksefisk (steinsmett, ørekyt) eller som er predatorer (gjedde, lake).

7.2 Klassifisering av små bekker og elver7.2.1 InnledningLangs kysten har Norge et stort antall bekker og små elver som ikke defineres som egne vannforekomster etter Vanndirektivets definisjon (nedbørfelt mindre enn 10 km2, Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2011). Dette er imidlertid lokaliteter som kan være viktige lokalt. Den økologiske tilstanden i de anadrome delene av slike vassdrag, som ofte er dominert av sjøaure, kan også være helt avgjørende for sjøaurebestanden i fjordområdene.

Mindre anadrome vassdrag med middelvannføring < 1 m3/s blir ofte omtalt som typiske ”sjøaurebekker” og oftest dominerer nettopp sjøaure fiskesamfunnet både målt i antall og biomasse. Utover dette finnes det ofte laks, ål, stingsild, ørekyt, niøye, skrubbe og i Nord-Norge også sjørøye. Småvassdrag er kjent som viktige reproduksjonsarealer for

sjøaure. Samtidig er konkurransen med laks mindre enn i større elver. Tetthet og produksjon av sjøaure kan brukes som biologisk kvalitetselement etter Vannforskriften siden det finnes signifikante sammenhenger mellom tetthet, produksjon og miljøtilstand, særlig med henblikk på vannkvalitet og morfologisk tilstand (Pulg mfl. 2011, Bergan mfl. 2011). I innlandet er slike små elver og bekker sidevassdrag til større elver, eller tilløp til innsjøer. De er dermed deler av større vassdrag. De krever likevel spesiell oppmerksomhet fordi de ofte betyr mye for rekrutteringen til fiskebestanden i tilstøtende større elv eller innsjø.

Disse små vassdragene er sårbare overfor påvirkninger, både forurensing (avrenning av næringssalter og organisk belastning), forsuring og ulike hydromorfologiske endringer. I tillegg er slike små vassdrag både langs kysten og i innlandet i dag aktuelle i forbindelse med omfattende satsing på småkraft-utbygging.

Aure har stor variasjon i livssyklus. Mens en del individer er forholdsvis stasjonære og tilbringer hele livet i nærheten av gyteplassen, vandrer andre lange strekninger i både elv, innsjø og sjø. Habitatkravet for ungfisken vil likevel være det samme enten fisken er anadrom eller stasjonær. I vassdrag der fisk har tilgang til sjøen dominerer som regel sjøvandring som livsstrategi.

7.2.2 referansetilstand, habitatkvalitet og klassegrenserBestandsstatus for laksefisk (innlandsaure og ungfisk av anadrome laksefisk) vurderes på grunnlag av data om tetthet av ungfisk (0+, ≥1+) samlet ved elfiske. (I bekker med stasjonær aure vil en også utenfor gytetida registrere kjønnsmoden fisk, men det er tetthetene av yngel og ungfisk som er det sikreste målet på bestandens tilstand.) Referansetilstanden for tetthet av laksefisk i elver er svært avhengig av habitatkvaliteten og nærvær av andre fiskearter. Den varierer dermed innen den enkelte elv og fra elv til elv. Det vil også være forskjeller mellom landsdeler og med høyde over havet. Ideelt sett burde man også for disse vanntypene ha tilgang på lokalitetsspesifikk referansetilstand. Dette er imidlertid ikke realistisk i dag, og vi presenterer her forslag til et typespesifikt klassifiseringsgrunnlag for 1) anadrome “sjøaurebekker”, 2) bekker nær kysten med stasjonær aure, 3) bekker med aure i Østlandsområdet med flere fiskearter, og 4) lakseelv på Østlandet med flere fiskearter. Ved datainnsamlingen bør en også foreta en enkel kartlegging av habitatkvalitet for ungfisk av laksefisk (laks, aure, røye). Dette baseres på nærvær av gytesubstrat og substrat med skjulmuligheter etter følgende forenklede system:

• “Velegnethabitat”(kvalitet3):Bådegodtgytehabitatoggodt skjul for ungfisk til stede på avfisket område.

• “Egnethabitat”(kvalitet2):Moderategytemuligheterognoe skjul til stede.

• Naturlig“Mindreegnethabitat”(kvalitet1):Verkengodt gytehabitat eller godt skjul forekommer på avfisket område.


22

“Uegnet habitat” (kvalitet 0) for ung laksefisk finnes også under naturforhold i norske elver, men det vil i praksis svært sjelden bli gjennomført elfiske på slike områder i elver eller bekker som antas å være lite påvirket av hydromorfologiske endringer. Også mindre egnet habitat vil vanligvis bli valgt bort som elfiskestasjoner dersom bedre habitater er tilgjengelige. Derimot vil svært ofte inngrep i vassdraget føre til at både mindre egnet og uegnet habitat blir vanlig.

For å forenkle denne tilnærmingen anvender vi tetthet av ungfisk (både årsyngel og eldre ungfisk) som eneste parameter for å klassifisere til økologisk tilstand. Det er likevel svært viktig å registrere tettheten av begge grupper (både 0+ og ≥1+) slik at det i kombinasjon med habitatklassifiseringen er grunnlag for å vurdere om rekrutteringen til bestanden er i orden. Dersom en alders-/størrelsesgruppe (enten 0+ eller ≥1+) mangler helt må årsaken til dette vurderes nøye. Dersom det skyldes menneskelige inngrep reduseres klassifiseringen med ett trinn (jf. tabell 6.4). Selv om det er tettheten av ung laksefisk som er parameteren her er det viktig å registrere og tallfeste alle fiskearter som påtreffes under elfisket.

Beregnet tetthet av ung laksefisk basert på elfiske gir stor variasjon i resultatene. Dette gjelder uansett om vannforekomsten er i referansetilstand eller er påvirket av menneskelig aktivitet. Det bør derfor foreligge resultater fra flere elfiskestasjoner (minimum fem) innen vannforekomsten, og aller helst fra flere år, for å beregne økologisk tilstand. Det er viktig at påliteligheten i data vurderes nøye og mulige påvirkninger fastslås før eventuelle tiltak settes inn.

Data fra referanselokaliteter brukes som grunnlag for å fastsette klassegrensen mellom Svært god og God tilstand (EC 2010, se også kapittel 7.4). På grunn av den store variasjonen i referanseverdier har vi valgt å bruke 25-persentilen i fordelingen av referansedata til å sette denne grensen. De lavere klassegrensene fastsettes deretter ved å dele intervallet mellom grensen Svært god/God (SG/G) i fire (jf. EC 2010).

Det er viktig å merke seg at det mangler referansedata fra mange typer elver med laksefisk i mange deler av landet. Et problem er at det relativt sjelden har vært samlet inn slike data fra elver som ikke har vært påvirket av menneskelige aktiviteter som forurensning eller regulering. De klassegrensene som presenteres her bør derfor brukes med forsiktighet.

7.2.3 anadrome bekker og små elverData for de anadrome bekkene stammer fra elfiske i et stort antall bekker med flere avfiskete stasjoner. De bekkene som er brukt for å fastsette klassegrensen SG/G er beskrevet som relativt uberørte, dvs. i nær referansetilstand. Lokalitetene er konsentrert til Midt- og Vest-Norge.

Basert på en tidsserie fra Enningdalselva, som er ei relativt lita lakseelv på Østlandet med et stort antall østlige fiskearter (bl.a. steinsmett, ørekyt og gjedde) sammen med laksen, har vi også kunnet beregne forventningen om tetthet av laksunger. Tidsseriene muliggjør statistisk behandling av data for å redusere variasjonen (jf. kapittel 7.4).

7.2.4 Stasjonære aurebestander Data for vannforekomstene med stasjonær aure stammer fra to lokaliteter: Bekker i den ikke-anadrome delen av Vikedalsvassdraget, Rogaland, og Hurdalselva, Akershus. I Vikedalsvassdraget er data samlet inn over en lang periode fra den tiden vassdraget var sterkt skadet av forsuring fram til gjenhenting og flere år etter at vannkvaliteten igjen var god. Erfaringene fra overvåkingen av sur nedbør inkludert upåvirkete lokaliteter viser at vannkvaliteten er god for laksefisk når syrenøytraliserende kapasitet (kompensert for humusinnhold, ANChum) er ≥10 µekv/l. Data for referansetilstand er beregnet på grunnlag av data samlet under forhold med slik god vannkvalitet, på stasjoner med både velegnet, egnet og mindre egnet habitatkvalitet. I bekkene i denne delen av Vikedalsvassdraget er aure eneste fiskeart (dvs. den lever allopatrisk).

I Hurdalselva er data samlet gjennom sju år på flere elfiskestasjoner med egnet eller velegnet habitatkvalitet. I Hurdalselva er det flere fiskearter, vi sier at auren lever sympatrisk. I dette vassdraget finnes både konkurrenter (ørekyt, steinsmett) og predatorer (gjedde, lake) for ungfisk av aure. Tidsseriene muliggjør statistisk behandling av data for å redusere variasjonen (jf. kapittel 7.4).

7.2.5 KlassegrenserKlassifikasjon av økologisk tilstand baseres på datasett fra lokaliteter som anses å være i referansetilstand. Etter en vurdering av variasjonen i dette datasettet bestemmes hvor grensen mellom Svært god og God tilstand settes. I følge “Guidance Document on the Intercalibration Process 2008-2011” (EC 2010) skal denne klassegrensen defineres slik at en andel av de registrerte referanseverdiene er bedre enn denne grensen. På grunn av den store variasjonen i tetthetsestimater på grunnlag av elfiske har vi bestemt at vi bruker 25-persentilen som grense. Det vil si at 75 % av de estimerte tetthetene fra referanselokalitetene er høyere enn denne verdien. Legg merke til at tetthetene i vannforekomstene med flere andre arter (“sympatrisk”) er langt lavere enn i de elvene der laksefiskene lever sammen med få andre arter (“allopatrisk”).

Følgende punkter er svært viktige når tabell 7.1 skal anvendes til å klassifisere vannforekomster basert på egne data:


23

Tabell 7.1 Klassegrenser for vanntype bekker og små elver med laksefisk. Verdiene (antall ungfisk per 100 m2) for “habitat ikke beskrevet” gjelder der habitatdata ikke er registrert. Habitatklasse 1 er “lite egnet”, habitatklasse 2 er “egnet”, habitatklasse 3 er “velegnet”. Nærvær av flere aldersgrupper (både 0+ og ≥1+) støtter en konklusjon om at bestanden er i god eller svært god tilstand. Ved eventuelt fravær av en aldersgruppe må årsaken vurderes nøye og tilstanden eventuelt flyttes ett trinn ned.

Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Anadrom, habitat ikke beskrevet >70 69-53 52-35 34-18 <18

Anadrom, habitatklasse 2 >49 49-37 36-25 25-12 <12

Anadrom, habitatklasse 3 >81 81-61 60-41 40-20 <20

Anadrom sympatrisk, habitat ikke beskrevet >19 18-15 14-10 9-5 <5

Anadrom sympatrisk, hab.kl. 2 >7 7-5 4-3 3-2 <2

Anadrom sympatrisk, hab.kl. 3 >25 24-19 18-13 12-6 <6

Stasjonær allopatrisk, habitat ikke beskrevet >58 58-44 43-29 28-15 <15

Stasjonær allopatrisk, hab.kl. 1 >34 34-26 25-17 16-9 <8



Stasjonær sympatrisk, habitat ikke beskrevet >10 10-8 8-6 5-3 <3

Stasjonær sympatrisk, hab.kl. 2 >3 3-2 2-1 <1 0

Stasjonær sympatrisk, hab.kl. 3 >14 14-11 10-7 6-4 <4

• Tetthetsestimaterforenvannforekomstmåalltidværebasert på minst 5-10 elfiskestasjoner.

• Detbørforeliggeestimaterfraflereår.• Hvismuligbørhabitatetskvalitetbedømmes.Hvorbravar

dette habitatet i en uberørt tilstand? Er habitatet påvirket av menneskelige inngrep (jf. kapittel 7.3)?

• Dersomdataomhabitatiuberørttilstandikkeblirregistrert eller er kjent anvendes verdiene “habitat ikke satt”.

• Disseverdieneforklassegrensererbasertpåetbegrensetgrunnlag og må anvendes med forsiktighet.

7.2.6 påvirkningsfaktorerPåvirkningsfaktorene som er aktuelle overfor laksefisk i små elver er særlig hydromorfologiske endringer og forsuret vann, selv om også langt fremskreden eutrofiering kan gi negative effekter på fisketetthet (mens moderat eutrofiering vanligvis øker fiskeproduksjonen).

Hydromorfologiske endringer er:1. Forbygninger, kulverter, vassdragslukkinger og andre tiltak

som endrer det naturlige habitatet for fisk uten å redusere vannføringen.• Gradenavendringbørherværebasertpåhvor

stor andel av fiskebestandens naturlig tilgjengelige elvestrekning som er utsatt for slike fysiske inngrep.

Kvaliteten på det arealet som ikke lenger er tilgjengelig eller i god stand er også viktig.

2. Barrierer og vandringshindre som reduserer mulighetene for vandring, og/eller reduserer tilgjengelig produksjonsareal for bestanden.• Fragmenteringogbarriereeffektmålessombeskreveti

kapittel 10.1.3. Reduksjon av vannføring som reduserer vanndekt areal

og dermed produksjonsareal for fiskebestanden (gjerne knyttet til kritiske perioder vinter eller sommer).• Reduksjonivanndektarealtrengerikkebetysåmye

for den tettheten av ungfisk av laksefisk vi registrerer ved elfiske. Vanndekt areal på hver enkelt elfiskestasjon i regulert kontra uregulert tilstand kan anslås under prøvefisket. Hvis et anslag tyder på at vanndekt areal er 50 % av hva det ville vært i uregulert tilstand, betyr det at samme fisketetthet som før reguleringa tilsier 50 % redusert fiskebestand. Se forøvrig kapittel 11.1.1.

4. Ulike tiltak i nedbørfeltet til vannforekomsten, slik som utgrøfting og drenering i forbindelse med skog- og jordbruk eller urbanisering, bidrar til å endre hydrologien i vassdraget. Dette er en mer indirekte påvirkning som kan gi redusert fisketetthet, men som det kan være vanskelig å registrere.


24

7.3 Dose-respons i mindre anadrome vassdrag – “sjøaurebekker”7.3.1 BakgrunnI et stort antall bekker på Vestlandet er det samlet data for miljøparameteren hydromorfologiske endringer sammen med tettheter av ungfisk av sjøaure (og i noen tilfelle noe laks) (Pulg mfl. 2011, og upublisert). Dette datasettet gjør det mulig å vurdere dose-responsforholdet for hydromorfologiske endringer i forhold til tettheter av årsyngel og eldre ungfisk. Skjematisk kan forholdet mellom tettheten av sjøaure (og dermed bestandens størrelse på det anadrome arealet av bekken) og vannkvalitet, habitatkvalitet og habitatets størrelse framstilles som i figur 7.1. Våre data er best egnet til å analysere forholdet mellom reduksjon i habitatkvalitet på grunn av hydromorfologiske endringer og bestandsstørrelse.

7.3.2 KlassifiseringEn vurdering av sjøaurebekker på linje med det som er forklart i kapittel 6 (“Klassifiseringstre for fisk”) vil inkludere artsmangfold og bestandsstørrelse (tabell 7.2). I små anadrome vassdrag vil artene som regel omfatte sjøaure og stingsild, i noen tilfelle også laks og ål (ål reproduserer ikke i ferskvann, men bruker ferskvann, også bekker, som næringshabitat). På Østlandet kan også ørekyt og andre arter forekomme naturlig på anadrome elve- og bekkeavsnitt (jf. tabell 7.1). Vanligvis er sjøaure dominerende art. Sjøaurens bestandsstørrelse kan ofte være vanskelig å fastsette, men det bør gjøres der det er mulig. Dersom data for å beregne bestandsstørrelse på anadrom strekning ikke er tilgjengelig, kan støtteparametere brukes (tabell 7.3 og tabell 7.5). I disse tilfellene må også artsforekomst vurderes (se tabell 7.2) før man vurderer støtteparameteren.

Klassifiseringen i Vannforskriften baserer seg på et avvik fra en naturlig (referanse-) situasjon. Det betyr at det må vurderes om en bestandssituasjon er kunstig redusert eller

Figur 7.1 Skjematisk forhold mellom antall ungfisk av sjøaure (og laks) på det anadrome arealet (opp til vandringshinder) i sjøaurebekker i forhold til

vannkvalitet, habitatkvalitet og habitatareal.

ikke. Dersom det finnes gode data fra før lokaliteten ble alvorlig påvirket av menneskelig aktivitet (f. eks. data fra biologiske undersøkelser, kart, historiske flyfoto, fangstdata) gjør det oppgaven lettere. Gamle hydromorfologiske inngrep kan også være dokumentert i beskrivelser av gamle gruver og skjerp, møller, stamper, sagbruk og annen bruk av vannkraft. Men som oftest finnes dette ikke og uten gode data må det gjøres en vurdering av hvordan referansesituasjonen mest sannsynlig har vært. Da kan tetthetsverdiene basert på en grov inndeling i habitatkvalitet i tilnærmet urørte lokaliteter brukes. Dette blir på et vis en typespesifikk referansetilstand som må brukes med forsiktighet pga. den store variasjonen mellom lokaliteter. Vurdering av menneskelig påvirkning er heller ikke bestandig rett fram. Det er for eksempel ikke så uvanlig at grustilførselen i en ellers naturlig anadrom elvestrekning elv er redusert pga. forbygninger, terskler eller demninger oppstrøms. Dette kan ha negativ effekt på tilgjengelige gytearealer og derved påvirke habitatklassifiseringen og forventning om ungfisktetthet. Dette kan føre til at lave tettheter blir forventet og observert, noe som fører til en feilvurdering med «god tilstand», selv om det var kunstige inngrep oppstrøms som har redusert antall fisk voldsomt. Dette kan bare løses ved hjelp av god faglig kunnskap og en kartlegging av hele vassdraget. Sjekklisten (se kapittel 7.3.3) vil hjelpe å identifisere typiske påvirkninger i sjøaurebekker.

Dersom man ikke har gode data for fisketetthet kan tabell 7.3 og 7.4 anvendes for å skaffe seg en grov vurdering av hvor mye en vannforekomst med sjøaure er forringet i forhold til en referansetilstand. Tabell 7.3 kombinerer informasjon om hvordan anadrom strekning eventuelt er redusert på grunn av vandringshindre eller -barrierer og i hvor stor grad det resterende habitatets kvalitet er forringet. Kvaliteten på habitatet vurderes ved hjelp av tabell 7.4.

Tabell 7.5 gir en veiledning i hvordan data for ungfisktetthet kombineres med redusert areal med egnet habitatkvalitet for å klassifisere sjøaurebestandens økologiske tilstand.


25

Tabell 7.2 Klassifisering av anadrome aurebekker og mindre elver (dvs. dominerende art er sjøaure) basert på forekomst av de naturlig forekommende artene og bestandsstørrelse av sjøaure på anadrom strekning (basert på kvantitativt prøvefiske).

Klasse Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Alle forventete arter tilstede? Alle Alle Minst en art mangler

>1 art mangler

Ikke fisk

Menneskeskapte endringer i bestandsstørrelse - 10 % - 10-25 % - 25-50 % - 50-90 % - 90-100 %

Tabell 7.3 Støtteparameter som kombinerer i hvilken grad arealet som er tilgjengelig for anadrom fisk er redusert (i forhold til naturlig tilstand) av menneskelige inngrep (ved kunstige vandringsbarrierer) og i hvilken grad habitatkvalitet er forringet av menneskelig aktivitet. Må baseres på kartlegging av forholdene på den anadrome strekningen (se tabell 7.4).

Habitatkvalitet Menneskeskapte endringer i størrelse av anadromt elveareal

- 10 % - 10-25 % - 25-50 % - 50-90 % - 90-100 %

Svært god Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

God God God Moderat Dårlig Svært dårlig

Moderat Moderat Moderat Moderat Dårlig Svært dårlig

Dårlig Dårlig Dårlig Dårlig Dårlig Svært dårlig

Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig

Tabell 7.4 Vurdering av fysisk habitatkvalitet (som grunnlag for tabell 7.3) basert på fordeling i prosent av arealet av substrat som egner seg som gytegrus (stein mellom 1 og 6 cm diameter) og substrat som byr på skjulmuligheter for ungfisk(stein 6-50 cm, hulrom, kvister, tømmerstokker, røtter). Husk: Habitatforholdene kan ha både kunstig og naturlig årsak.

Dekning areal med skjul Dekning gytegrus

>20 % > 5 % 5-1 % 1%-0 0

> 70% Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

> 60% God God Moderat Dårlig Svært dårlig

> 40% Moderat Moderat Moderat Dårlig Svært dårlig

> 10% Dårlig Dårlig Dårlig Dårlig Svært dårlig

< 10% Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig

Tabell 7.5 Støtteparameter som kombinerer i hvilken grad arealet som er tilgjengelig for anadrom fisk er redusert (i forhold til naturlig tilstand) av menneskelige inngrep og tettheten av ungfisk. Må baseres på kartlegging i lokaliteten og elfiske på flere stasjoner.

Middels ungfisktetthet* i vannforekomsten Menneskeskapte endringer i størrelse av anadrom elveareal

- 10 % - 10-25 % - 25-50 % - 50-90 % - 90-100 %

>70 Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

69-53 God God Moderat Dårlig Svært dårlig

52-35 Moderat Moderat Moderat Dårlig Svært dårlig

34-18 Dårlig Dårlig Dårlig Dårlig Svært dårlig

< 18 Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig Svært dårlig

* avrundet etter tallene i tabell 7.1


26

7.3.3 Sjekkliste for små sjøaurevassdragFor en fullstendig kartlegging av naturlig anadrom strekning er det nødvendig å finne eventuelle vandringshindre og -barrierer. Dette må gjøres i tillegg til elfiske. Følgende sjekkliste gir en veiledning om hvordan undersøkelser i slike lokaliteter bør gjennomføres og hvilke effekter som er typiske for den type vassdrag. En grundigere gjennomgang av forhold som bør tas med i vurderingene ved el-fiske i slike vassdrag finnes i Bergan mfl. (2011) og Pulg mfl. (2011).

Sjekkliste• Sjøaure eller stasjonær aure? All aure ovenfor

vandringsbarrieren (kunstig eller naturlig) regnes som stasjonær, disse teller ikke for å estimere sjøaurepopulasjonens størrelse.

• Estimering av opprinnelig anadromt areal: Alternativ 1) Bruk historiske data, kart og flyfoto dersom

det finnes. Alternativ 2) Kartlegg vassdraget og trekk fra alle

kunstige inngrep. Vurder hvor langt sjøaure kan vandre uten kunstige vandringsbarrierer (dvs. fra munning til den første naturlige barrieren). Ta hensyn til arealtap grunnet utretting, kanalisering og bekkelukking ved å sammenligne med uendrete strekninger opp- eller nedstrøms med tilsvarende elvemorfologi.

• Vandringshinder. Kunstige vandringshindre finnes i dag de fleste små anadrome vassdrag. For det meste dreier det seg om veikulverter, bekkelukkinger, terskler eller demninger. Kunstige vandringshindre reduserer tilgjengelig areal for anadrom fisk og dermed sjøaureproduksjonen. En del vandringshindre er tidsvis passerbare ved gunstig vannføring (ofte ved flom). Dette kan vurderes bedre ved å foreta elfiske ovenfor det antatte vandringshinderet. Forekomst av årsyngel vil da indikere at gytefisk kan passere oppstrøms. Ofte kan slike hindringer justeres med små tiltak slik at fisk kan vandre under og rett før gytetiden også i tørre år. Følgende strukturer i sjøaurebekker kan antas å være vandringshindre: - Alle høydesprang over 0,5 m bør vurderes som

mulig vannføringsavhengige vandringshindre (vanndyp, strømhastighet, mulighet til å hoppe?). Høydeforskjellen måles mellom vannivå nedenfor og ovenfor hindringen.

- Alle høydesprang over 1 m bør vurderes som eventuell varig vandringsbarriere (vanndyp, strømhastighet, mulighet for å hoppe?). Også glatte betongoverflater eller rør med lavt vanndyp og høy strømhastighet kan være en barriere.

• Forurensing: Fortsatt finnes det forurensing i mange små anadrome vassdrag, særlig periodevis forurensing med kloakk, forurenset overvann og gjødselavrenning. Ved sterk forurensing er forekomsten av aure null eller sterkt redusert ved og et stykke nedenfor utslippsstedet. Bunndyr og vannplanter er bedre indikatorer til å vurdere forurensingens omfang.

• Er habitatkvalitet kunstig redusert? Elver som renner på bart fjell, eller med substrat av bare sand eller leire kan ha naturlig dårlige habitatforhold for sjøaure. I Norge er

det imidlertid ofte fysiske inngrep i selve vannløpet som har redusert skjul og gytemuligheter, eller i nedbørfeltet som har ført til endret hydrologi. Typiske inngrep er:- Redusert grustilførsel. Erosjonssikring langs bredden,

kulverter, bekkelukkinger og demninger reduserer sideerosjon og med dette ofte den naturlige tilførselen av gytegrus. Dette kan føre til reduserte reproduksjonsmuligheter – også langt nedenfor i ellers naturlige elvestrekninger.

- Hulrom mellom stein og grus i elven er fylt med finsediment (< 1 mm). Dette fører til reduserte reproduksjonsmuligheter og færre standplasser eller skjulesteder for fisk. Mulige kilder er erosjon fra landbruk og skogbruk, utslipp av sand og finsediment og annen forurensing.

- Bekkelukkinger finnes i mange små vassdrag og reduser habitatkvalitet og tilgjengelig areal. Fisketettheten i selve bekkelukkingen er som oftest null. Dessuten virker bekkelukkinger ofte som vandringshinder eller -barriere som følge av at vannhastigheten i røret blir for høy, eller som følg av høydesprang ved utløp.

- Kulverter finnes i de fleste vassdrag og er en kort form av bekkelukking, ofte brukt som passasje under en vei. Kulvert med stor bredde og naturlig elvebunn kan gi et brukbart habitat og er sjelden et vandringshinder. Betong- eller rørkulvert er imidlertid ofte ubrukelig som habitat og representerer ofte vandringshinder. Ofte er det store høydesprang i nedstrøms ende av kulverten. Noen kulverter har rist i en eller begge ender. Er stavavstanden i rista større enn 10 cm kan de fleste sjøaurer passere – men ikke dersom risten er tilstoppet med drivgods som ofte er tilfelle.

- Utretting av elveløpet reduserer fiskehabitatets areal og kvalitet og finnes i de fleste vassdrag. Så lenge det er en naturlig elvebunn i strekningen er den ofte fortsatt brukbar som fiskehabitat, men har redusert fisketetthet. Utretting bidrar altså ofte til reduksjon av fiskebestanden gjennom både redusert elveareal og redusert habitatkvalitet.

- Kanalisering betyr at elvebreddene er forbygget og stabilisert. Ofte er kanalisering kombinert med utretting. Det finnes erosjonssikringer som er mer miljøskadelig enn andre. Naturlig kantvegetasjon, særlig svartor, gir både erosjonssikring og gode habitatforhold. Løse heterogene steinsettinger og faskiner reduserer miljøstatus og sjøaurehabitat i mindre grad, mens glatte steinmurer eller betongvegger reduserer det sterkt. Uten hulrom og skjul går fisketetthet mot null. Dette er tilfelle når både elvebredder og elvebunnen er lagt i betong eller plastret med glatt overflate.

- Vannuttak finnes i noen vassdrag for uttak av drikkevann, fiskeoppdrett eller annet. Bortføring av overvann er vanlig i bekker i tettbebygde strøk. Dette vil redusere elvearealet og ofte forringe habitatforhold i bekkene. Dessuten kan fraføring av vann føre til periodisk uttørking, særlig i små bekker. Inntakene kan virke som vandringsbarrierer.

- Drenering og utgrøfting av nedbørfelt. Mange bekker


27

og mindre elver har tidligere hatt store områder med f.eks. vannrik myr og våtmarksområder i nedbørfeltet. Dette har ivaretatt helårsoverlevelse for sjøaure. I dag kan store deler av nedbørfeltet være drenert til fordel for skog- og jordbruk, urbanisering eller annen menneskelig virksomhet. Dette bidrar til at vassdraget kan gå tørt i år med lite nedbør, slik at fisketettheten reduseres. Dette kan være vanskelig å oppdage i felt og når vassdraget har god vannføring, men studier av eldre og nyere flyfoto kan vise denne påvirkningsfaktoren.

- Fjerning av kantvegetasjon er foretatt i de fleste vassdrag. Dette reduserer habitatforhold (mindre næring, skjul, standplasser, høyere temperaturer ved solinnstråling).

Undersøkelser av et større antall sjøaurebekker og mindre elver på Vestlandet etter disse prinsippene tyder på god sammenheng mellom habitatkvalitet og ungfisktetthet (figur 7.2)

Figur 7.2 Fysiske habitatforhold: Gytebekker med mye gytegrus, stein, døde og levende trær som gir skjul har størst ungfisktetthet. Utrettete og

kanaliserte strekninger har betydelig lavere tettheter. Er bunnen plastret eller av betong finnes det nesten ingen fisk. Figuren er basert på resultater

fra 77 strekninger i små anadrome elver på Vestlandet 2010-2012 (trendlinje: r2 = 0,6, p< 0,001, Kruskal-Wallis-test). Omarbeidet og utvidet

etter Pulg mfl. 2011.


28

7.4 Datagrunnlag og beregning av referansetilstand: elektrisk fiske i små bekker og elver 7.4.1 InnledningFor den praktiske bruken av Vannforskriften ville det være en forenkling dersom det var mulig å fastsette klassegrenser for ulike vanntyper. Som nevnt er dette svært vanskelig for fisk på grunn av den store variasjonen i referansetilstand mellom de enkelte vannforekomstene (jf. kapittel 3.1). For laksefisk i små elver og bekker har vi imidlertid tilgang på datasett som forsøksvis kan anvendes til å utvikle typespesifikke referansetilstander og klassegrenser. I kapittel 7.2 er et sammendrag av dette presentert for veiledningsformål. I dette kapitlet beskrives bakgrunn og tilnærming for denne veiledningen.

7.4.2 referansetilstand og –verdiReferansetilstanden beskrives på grunnlag av data samlet i vannforekomster som anses å befinne seg i en tilnærmet upåvirket tilstand. På grunnlag av fordelingen av parameterverdier (i dette tilfelle tetthet av ung lakse-fisk) i slike datasett kan man sette referanseverdien lik medianverdien. Dette tallet gir en indikasjon på hvilket nivå parameterverdien bør ligge på i en upåvirket lokalitet. I tabell 7.6 er gitt referanseverdier for de datasettene som er beskrevet i kapittel 7.2. Det er imidlertid viktig å merke seg at klassegrensene skal fastsettes på grunnlag av en annen verdi som gis av fordelingen av parameterverdier fra referanselokalitetene (jf. kapittel 7.4.3).

7.4.3 prinsipper for etablering av klassegrenserI “Guidance Document on the Intercalibration Process 2008-2011” (EC 2010) beskrives hvordan klassegrenser skal settes på grunnlag av ulike typer datasett fra referanse-lokaliteter og dose-responskurver. For den typen data vi har tilgjengelig fra elfiske etter ung laksefisk i små elver og bekker må vi følge en prosess i to stadier (jf. figur 7.3):

Tabell 7.6 Referanseverdier for tetthet av ungfisk av aure (antall fisk per 100 m2) i tilnærmet uberørte små bekker og elver, satt som medianverdien for alle elfiskerunder. I “sjøaurebekkene” kan det også forekomme laks, som er inkludert i tallene. Bakgrunnen og beregningsmåten for verdiene er gitt i kapittel 7.4.

Habitatkvalitet

Vanntype Uegnet (0) Mindre egnet (1) Egnet (2) Velegnet (3)

Anadrom (“sjøaurebekk”)* - Til stede 85 135

Anadrom flerarts (Østlandet)** - Til stede 25 35

Stasjonær kystnær# - 35 65 85

Stasjonær innland** - Til stede 5 15

* Data fra NIVA; LFI-UniMiljø; LFI-NTNU; LFI-NHM. **Data fra LFI-NHM. #Data fra NINA

1. Definere grensa mellom Svært god og God tilstand som en fastsatt persentil-verdi av fordelingen av verdier fra vannforekomster i referansetilstand.

2. Definere de andre klassegrensene ved å dele grenseverdien SG/G på fire. (Grenseverdiene for God/Moderat = ¾ x SG/G, Moderat/Dårlig = ½ x SG/G, og Dårlig/Svært dårlig = ¼ x SG/G.)

Legg merke til at referanseverdien, definert som median-verdien av resultater fra alle referanselokaliteter ikke spiller noen rolle i fastsettingen av klassegrenser.

Vi har svært få datasett for fisk der vi kan sette opp et forhold mellom påvirkning og fisketetthet. Dette skyldes blant annet at påvirkningsfaktorene ikke nødvendigvis er kontinuerlige variabler som kan tegnes langs den horisontale aksen. I de fleste tilfelle vil vi være begrenset til å kunne fastsette klassegrensa for Svært god/God

Good-moderate boundarydetermined by divisions of thedegradation continuum into 4 equal classes

High-goodboundarydetermined byreference criteria

High

Biol

ogic

al m

etri

c

Bad

Figur 7.3 Skjematisk framstilling av hvordan klassegrensene

fastsettes på grunnlag av en (rettlinjet) dose-respons-kurve med

utgangspunkt i at grensa mellom Svært god og God tilstand er

definert som en viss persentil av referanseverdiene. Fra EC (2010).


29

basert på fisketetthet fra lokaliteter som anses å være i noe så nær naturtilstand. Denne grensa gir grunnlag for skjematisk å fastsette klassegrenser som i punkt 1 og 2 ovenfor. I “Guidelines” (EC 2010) foreslås å sette 5-percentilen som grensa SG/G. Dette innebærer at 95 % av verdiene målt på referanselokaliteter er over SG/G-grensa. For tetthetsestimater for fisk basert på elfiske er dette ikke rasjonelt på grunn av at det også i data fra referanselokaliteter er svært stor variasjon som skyldes mange ulike faktorer utenom de miljømessige. På grunnlag av en skjønnsmessig vurdering har vi valgt å bruke 25-persentilen.

7.4.4 Beregning av referansetilstandVi har fire datasett for tetthet av ung laksefisk (0+ og ≥1+) fra ulike typer i små elver og bekker der forholdene er bedømt til å være nær en referansetilstand. • Stasjonæreaurebestandernærkysten

(Vikedalsvassdraget, Saksgård & Hesthagen 2010)• Stasjonæreaurebestanderiinnlandet(Hurdalsvassdraget,

Brabrand 2009)• AnadromeflerartsbekkerpåØstlandet

(Enningdalsvassdraget, Saltveit 2006)• Anadrome«sjøaurebekker»(miksavulikedatasettfra

Åge Brabrand, LFI-UiO, Morten Bergan, NIVA, Jo Vegar Arnekleiv, NTNU og Ulrich Pulg, LFI UniMiljø).

For datasettet for Vikedal har vi også en påvirkningsfaktor som kan måles som en kontinuerlig variabel, nemlig ANChum (vannets syrenøytraliserende kapasitet, som henger sammen med sur nedbør).

7.4.5 Vikedal: dose-respons og klassegrenserDatasettet fra Vikedal består av fisketetthet (ungfisk av aure) på 17 prøvefiskestasjoner ved inn- og utløpsbekker til flere innsjøer i Vikedalsvassdraget (Saksgård & Hesthagen 2010). Stasjonene har vært fisket årlig i perioden 1987-2010, og i denne perioden har vassdraget gått fra å være sterkt preget av forsuring til å få tilbake god vannkvalitet de senere årene. Forsuring er en påvirkning som kan måles langs en kontinuerlig variabel, og fordi dette datasettet både inneholder flere lokaliteter og spenner over en stor bredde i påvirkning kan vi derfor lage en slik dose-respons kurve. Her bruker vi dette datasettet til å vise hvordan fisketetthet ved ulik vannkvalitet bidrar til å plassere vannforekomsten i ulike tilstandsklasser.

Som vi kan se av figur 7.4 er det svært stor variasjon i observert tetthet mellom de ulike lokalitetene og år, også nå vannkvaliteten er god (dvs ANChum ≥ 10). Slik «støy» vil alltid være å finne i elfiskedata fordi faktorer som naturlige svingninger i miljø og vannføring og varierende fangbarhet vil påvirke hvor mye fisk som fanges ved et gitt elfiske. I tillegg forventes fisketettheten å variere mellom stasjoner fordi habitatkvaliteten ved de ulike stasjonene er ulik. På grunn av denne forventede støyen i elfiskedata er det mer hensiktsmessig å bruke modellerte tettheter enn de faktiske

observerte verdiene. Vi har estimert forventet tetthet ved hjelp av habitatklasse (1-3, jf. kapittel 7.2) og vannkvalitet (ANChum).

Modelleringen ble gjort med såkalte «mixed effects models» i statistikkpakka nlme i programmet R (Pinheiro mfl. 2012) og vi fulgte prosedyren for modellseleksjon som er beskrevet av Zuur mfl. (2009, se kapittel 5). En «mixed effects model» består av ulike ledd som kalles «fixed effects» og «random effects». De forklaringsvariablene som beskriver variasjonen i responsvariabelen (her fisketetthet) er «fixed effects», og i vår modell var disse variablene habitatklasse og ANChum (vannkvalitet). I tillegg inkluderte vi såkalte «random effects», som vil si at modellen tillater at kurvens stigningstall og skjæringspunkt varierer med henholdsvis ANChum og innsamlingsår. Lineære regresjoner forutsetter homogen varians, og for å oppfylle dette korrigerte vi også variansstrukturen som funksjon av ANChum og habitatklasse ved hjelp av funksjonene varPower og varIdent i nlme (Zuur mfl 2009, se kapittel 4).

For å finne et dose-respons-forhold brukte vi estimerte tettheter fra modellen beskrevet over, og tegnet disse mot påvirkningen, som her altså er forsuring (dvs. ANChum). Som vi ser av figur 7.4 gir dette et lineært forhold der fisketettheten øker med redusert forsuring. Vi ser at det er noe forskjell i estimert tetthet mellom de tre habitatklassene, men fordi det er mye mindre data fra dårlige habitater enn fra de bedre har vi valgt å bruke en felles dose-respons for alle habitatklasser.

Referansetilstanden for disse lokalitetene er definert som ANChum var ≥10 (dvs. god vannkvalitet for fisk). Dette er basert på data fra omfattende overvåking av forsurete så vel som upåvirkete vannforekomster. I figur 7.5 er fordelingen av tetthetsestimater fra slike referanseforhold i Vikedal framstilt som et boksplott. Disse lokalitetene er ikke påvirket av menneskelige inngrep, habitatene er altså i referansetilstand. Men fra naturens side er habitatet på ulike elfiskestasjoner mer eller mindre vel egnet for ung laksefisk. Dette påvirker fordelingen av tetthetsestimater, jo bedre habitat jo mer fisk.

Vi har valgt å bruke 25-persentilen som klassegrense mellom Svært god og God tilstand. Dette skyldes at variasjonen i elfiskedata er slik at en lavere verdi for klassegrensa (f.eks. 5-persentilen, jf. EC 2010) ville føre til at svært få målte verdier ville gi en klassifisering dårligere enn Svært god. Det finnes empiriske data som støtter dette (se f.eks. figur 7.2). Dose-respons-kurven for fisketetthet og vannkvalitet (figur 7.4) antyder at man ved dårlig vannkvalitet (svært lav ANChum) kan observere fisketettheter under null. Dette er selvsagt ikke mulig og de øvrige klassegrensene fastsettes i henhold til EC (2010) ved å dele verdien for Svært god / God grensa på fire (tabell 7.7).


3030

−50 0 50 100

01

00

200

300

40

0Observert

Tett

het

Tett

het

Tett

het

−50 0 50 100

01

00

200

300

40

0

Modellert

ANChum ANChumANChum

−30 −20 −10 0 10 20

010

2030

4050

60

Modellert

Figur 7.4 Forholdet mellom observert tetthet (venstre figur) og estimert tetthet fra modell (midterste og høyre figur) mot forsuring (ANChum

,

syrenøytraliserende kapasitet) som påvirkning. Grå trekanter indikerer habitatklasse 3, blå firkanter habitat 2 og svarte trekanter habitat 1. Den

svarte kurven viser beregnet dose-respons-forhold mellom tetthet og forsuring basert på en «mixed effects model» av de observerte data. Den

høyre figuren viser et mer detaljert utsnitt av den midterste figuren, der klassegrensene fra tabell 7.1 er indikert med horisontale linjer: grønn Svært

god/God, gul God/Moderat, oransje Moderat/Dårlig og rød Dårlig/Svært dårlig.

1 2 3

50

10

01

50

20

0

Vikedalsvassdraget

Habitat

Tett

het

Figur 7.5 Boksplott for modellerte tetthetsverdier for tre

habitatklasser i Vikedalselva, basert på data samlet med

vannkvalitet ANChum

≥ 10. Tykk horisontal strek er medianverdien =

referanseverdien i tabell 7.6. Boksen viser 25- og 75-persentilene.

Tabell 7.7 Referanseverdi og klassegrenser for fisketetthet (ungfisk av aure) i ikke-anadrom del av Vikedalsvassdraget, samlet for alle avfiskete habitatklasser og en skjematisk firedeling av spennet fra 0 til klassegrensa SG/G, som er definert som 25-persentilen av tettheter målt under referanseforhold. Se også tabell 7.1.

Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Klasseintervaller >58 58-44 43-29 28-15 <15


31

2 3

05

10

15

20

25

30

Hurdalsvassdraget

Habitatklasse

Tett

het

01

00

20

03

00

40

0

Sjøaurebekker

Tett

het

2 3

020

4060

80

Enningdal

Habitatklasse

Tett

het

Figur 7.6 Boksplott for modellerte tetthetsverdier for innlandsaure

på to habitatklasser i Hurdalselva, basert på data samlet over sju år.

Tykk horisontal strek er medianverdien (jf. tabell 7.7), nedre grense

for boksen er 25-persentilen = klassegrense Svært god/God.

Figur 7.8 Boksplott for observerte tetthetsverdier for ungfisk av

sjøaure i 70 lokaliteter i sjøaurebekker på Vestlandet og i Midt-Norge.

Tykk horisontal strek er medianverdien (jf. tabell 7.7), nedre grense

for boksen er 25-persentilen = klassegrense Svært god/God.

Figur 7.7 Boksplott for modellerte tetthetsverdier for ungfisk av laks

på to habitatklasser i Enningdalselva, basert på data samlet over ni

år. Tykk horisontal strek er medianverdien, nedre grense for boksen er

25-persentilen = klassegrense Svært god/God.

7.4.6 Habitat og referansetilstandFor tre andre typer bekker eller små elver har vi også data for fisketetthet under tilnærmet uberørt tilstand. Dette er stasjonær aure i innlandsvassdrag der det er mange andre fiskearter (Hurdalselva; Brabrand 2009), anadrom laks i vassdrag med mange andre fiskearter (Enningdalselva; Saltveit 2006) og sjøaure i små vassdrag på Vestlandet og i Midt-Norge.

For Hurdalselva og Enningdalselva foreligger det ikke data om vannkvalitet, men det er samlet inn data over en serie år og det er foretatt en klassifisering av habitatene på elfiskestasjonene. Dvs. at i modellen er habitat «fixed effect» og innsamlingsår er «random effect». Modellene inkluderer ingen korreksjon av variansstrukturen ettersom dette ikke medførte bedring av modellene. Det var ingen av stasjonene i disse datasettene som var plassert i habitatklasse 1, så dermed finnes kun data fra habitat 2 og 3. Vi brukte de tetthetene som modellen estimerte for hver av de to habitatklassene (figur 7.6 og 7.7). Klassegrensen SG/G er satt til 25-persentilen (jf. tabell 7.1).

7.4.7 Sjøaurebekker – observerte data gir en referanseDataene fra anadrome bekker («sjøaurebekker») omfatter 70 stasjoner på Vestlandet og i Midt-Norge. Her er det stort sett bare samlet data for ett år per lokalitet, men alle lokalitetene er ansett å være i noe så nær upåvirket tilstand. Det foreligger heller ikke data for habitatklasse etter det tredelte systemet vi bruker her. Vi kan likevel gå ut fra at de aller fleste avfiskete lokalitetene har relativt velegnet habitat (dvs. habitatklasse 2 eller 3), da habitater som elfiskes

vanligvis velges ut fra en forventning om å treffe på en rimelig tetthet av fisk. Ettersom det ikke finnes informasjon verken om vannkvalitet, habitatklasse eller mellomårvariasjon i datasettet, er det ikke laget noen modell og rådataene er brukt direkte (figur 7.8).


32

7.5 Ungfisk av laks som kvalitetselement i elver med forsuring som hovedpåvirkning7.5.1 InnledningDette systemet vurderer effekten av forsuring på rekrutteringen hos laks, dvs. på basis av tetthetene av årsyngel og eldre individ (parr). Det er ikke tatt hensyn til eventuelle inngrep (reguleringer), og om produksjonen dermed er nedsatt som følge av dette.

7.5.2 parametere som inngår i klassifiseringssystemetI dette klassifiseringssystemet blir tettheten av laksunger (årsyngel (0+) og eldre individ/parr ( ≥ 1+)) pr. 100 m2 elveareal benyttet til å angi tilstandsklasse.

Datagrunnlaget for forslaget er hentet fra elver som opprinnelig hadde enten skadede eller tapte laksebestander, og som seinere er kalket slik at bestandene har gått gjennom en gjenhenting (Larsen mfl. 2010). Dette dreier seg om data samlet før kalkingen startet og for en periode på mer enn 10 år etter kalking fra 13 vassdrag på Sør- og Sørvestlandet. Elvene som danner grunnlaget for dette systemet er større enn de som er diskutert i kapittel 7.4.

7.5.3 analysemetoderInnsamling av data for å fastsette vannforekomstens tilstand på grunnlag av tetthet av laksunger bør baseres på flere (minst seks) faste stasjoner i hver vannforekomst. Tettheten beregnes ved hjelp av suksessiv avfisking over tre omganger (NS-EN 14011: 2003), men en blanding av tre og én gangs overfiske kan være å anbefale for å øke antall avfiskete stasjoner per vannforekomst (Forseth & Forsgren 2009, Larsen mfl. 2010, Sandlund mfl. 2010). Det skilles mellom årsyngel (0+) og eldre individ/parr (≥ 1+) på grunnlag av lengdefordelingen. På basis av beregnet tetthet for hver stasjon skal det beregnes en gjennomsnittlig tetthet for yngel og parr for hver elv. Grensene mellom de ulike økologiske tilstandsklassene er fastlagt på basis av utviklingen i tetthet over tid i de elvene som før kalking enten hadde skadede eller tapte laksebestander, og som gikk gjennom en gjenhenting etter kalking.

7.5.4 referansetilstand og klassegrenserFor yngel settes klassegrensen mellom god og moderat tilstand ved 40 yngel pr. 100 m2. Klassegrensen mellom Svært god og God tilstand går for øvrig ved 70-80 yngel pr. 100 m2. Dette ble vanligvis bare påvist i elver som har vært kalket i mer enn 10 år. Klassegrensene mellom Moderat og Dårlig tilstand er satt ved 20 yngel pr. 100 m2.

For eldre laksunger (parr) er klassegrensen mellom God og Moderat tilstand 15 individ pr. 100 m2. Denne tettheten ble registrert 7 og 10 år etter kalkingsstart i elver som opprinnelig hadde henholdsvis reduserte og tapte laksebestander. Klassegrensene mellom Moderat og Dårlig tilstand går ved 10 parr pr. 100 m2.

Tettheten av laksunger varierer i betydelig grad både over tid i samme elv og mellom elver. Fastsettelsen av tilstandsklasse bør derfor baseres på flere års data. I tvilstilfeller bør en velge den høyeste av to aktuelle tilstandsklasser fordi tettheten av laksunger har en tendens til å bli underestimert ved et elfiske. Spesielt vil fangseffektiviteten avta med økende vannføring.

Innen den enkelte elv er det stor romlig variasjon i tettheten av laksunger, blant annet pga. de fysiske forholdene (strømhastighet, dyp, substrat). Klassifiseringen for en vannforekomst bør derfor basere seg på en gjennomsnittlig tetthetsverdi for minst seks stasjoner.

Tabell 7.8 Fastsettelse av økologisk tilstand i forsurede elver basert på tettheten av laksunger fordelt på yngel og eldre individ pr. 100 m2 elveareal.

Tilstandsklasse Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Tetthet av yngel (alder: 0+) pr. 100m2

>75 75-40 40-15 <15 0

Tetthet av eldre individ (alder ≥ 1+) pr. 100 m2

>15 15-10 <10 0

Aure og småblank fra Namsen. Foto: Eva Thorstad


33

8 Aure som kvalitetselement i innsjøer med forsuring som hovedpåvirkning 8.1 InnledningAure er den vanligste fiskearten i norske innsjøer. Fordi den også er en av de mest forsuringsfølsomme fiskeartene er den hardest rammet av forsuring. Rekrutteringssvikt er vanligste årsak til bestandsreduksjoner og eventuelle tap av fiskebestander i slike lokaliteter.

8.2 Parametere som inngår i klassifiseringssystemetAurebestander som påvirkes av forsuring får tydelige endringer i både bestandsstørrelse og alderssammensetning. Gjennomsnittlig alder vil følgelig kunne være en relevant parameter, men aldersanalyser er tidkrevende og forutsettes gjort av kompetent personell. Derimot er den relative fisketettheten (fangst pr. anstrengelse) en enkel og relativt robust parameter, og data kan enkelt skaffes på basis av prøvefiske med garn. Det eksisterer mye opplysninger fra innsjøer der aure er eneste fiskeart.

8.3 AnalysemetoderAurebestander i norske innsjøer har vært undersøkt vha. flere ulike garnserier i løpet av de siste 10-åra, spesielt K.W. Jensen-serien og Nordiske oversiktsgarn. Ifølge gjeldende standard ved bruk av Nordiske oversiktsgarn, skal de settes på dybdeintervallene 0-3, 3-6, 6-12, 12-20 m etc. (NS-EN 14757). Ved bruk av andre garnserier blir garna vanligvis satt enkeltvis fra land. Erfaringsmessig dekker garn som settes enkeltvis fra land dyp ned til 6 m. Fangstutbyttet i dette dybdeintervallet skal derfor benyttes ved angivelse av tilstand hos aure i innsjøer. Fangstutbyttet blir beregnet som antall individ pr. 100 m2 garnareal pr. natt eller rundt 12 timers fiske fra kveld til morgen, og benevnes CPUE (catch per unit effort). Klassegrensene er fastlagt på basis av data som er samlet inn i prosjektet ”Biologisk overvåking av sur nedbør”, og omfatter 77 aurebestander. Tilsvarende data for fangstutbytte på Jensen-serien er basert på data fra 410 innsjøer (Helland mfl. 2010).

Naturtilstanden hos aurebestander i form av rekruttering og bestandsstørrelse varierer i betydelig grad. Mange innsjølevende aurebestander er naturlig tynne fordi gyte- og oppvekstarealet i rennende vann (innløpselver og -bekker og utløp) er små i forhold til innsjøarealet. Dette må det tas hensyn til ved klassifiseringen og valg av tilstandsklasse hos aurebestander. Dette blir gjort ved å gruppere innsjøene på basis av oppvekstratio (OR), som er forholdet mellom

tilgjengelig gyte- og oppvekstareal i rennende vann målt i m2 og innsjøens overflateareal målt i hektar. Det er vist at fangstutbyttet hos aure på Nordiske oversiktsgarn avtar med minkende oppvekstratio. Denne sammenhengen bygger på et lite datasett, og resultatene er derfor usikre.

Systemet med oppvekstratio (OR) er basert på at all rekruttering hos aure skjer i rennende vann. I enkelte lokaliteter kan det også forekomme innsjøgytende aurebestander. Kjennskapen til omfanget av innsjøgyting hos aure er dårlig, og kan foreløpig ikke kvantifiseres ytterligere.

8.4 Referansetilstand og klassegrenserDe foreslåtte klassegrensene forutsetter at bestandene ikke er rekrutteringsbegrenset. Det innebærer at oppvekstratioen er ≥ 50 (OR er forholdet mellom tilgjengelig gyte– og oppvekstareal i m2 og innsjøens overflateareal i hektar). For Nordiske oversiktsgarn er klassegrensen mellom God og Moderat tilstand da satt ved en CPUE på 15 individ. For Jensen serien går grensen mellom God og Moderat ved CPUE = 10 individ.

Fangstutbyttet på garnareal med maskevidder større enn 15 mm kan også benyttes for å angi tilstandsklasse, uavhengig av garnserie (Ugedal mfl. 2005). Dette vil da kun omfatte fisk som er større enn rundt 15 cm. Under denne forutsetningen kan fangst pr. 100 m2 relevant garnflate pr. natt (CPUE) regnes ut fra formelen: CPUE =(A/G)* O; hvor A er antall fisk ≥ 15 cm i fangsten, G er antall garnserier og O er omregningsfaktoren for den aktuelle garnserien. Omregningsfaktoren beregnes ved 100 dividert med aktuelt garnareal. Dersom denne prosedyren følges vil grenseverdier for økologisk tilstand tilsvare de som er gitt for Jensen-serien i tabell 8.1.

Tusenbror av abbor fra et skogsvann. Foto: Odd Terje Sandlund


34

Tabell 8.1 Fastsettelse av økologisk tilstand for aure i forsurede innsjøer på basis av utbytte på Nordiske oversiktsgarn i innsjøer med forskjellig oppvekstratio (OR). Oppvekstratio (OR) er forholdet mellom gyte- og oppvekstareal på bekk målt i m2 og innsjøoverflateareal målt i hektar. For fangster med Jensen-serien gjelder grenseverdiene for innsjøer som fra naturens side ikke er rekrutteringsbegrenset. CPUE =antall fisk pr. 100 m2 garnflate pr. natt.

CPUE, antall fisk

Oppvekstratio (OR) Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Nordisk oversiktsgarn ≥ 50 >20 20-15 15-10 <10 <5

Nordisk oversiktsgarn 25-50 >15 15-10 10-5 5-2 <2

Nordisk oversiktsgarn ≤ 25 >10 10-5 5-2 <2 0

Jensen-serie >15 15-10 10-5 5-2 <2

9 Norsk endringsindeks for fisk (NEFI)Klassifisering av økologisk tilstand på grunnlag av bestandsstørrelse for fisk slik som beskrevet i kapittel 6.2 og 8 bør baseres på minst tre års data og en relativt sikker definisjon av referansetilstand. Ofte vil det være behov for å gjennomføre klassifisering når referansetilstanden er beskrevet ved hjelp av intervjuer, eller ellers bedømmes som usikker, og der dagens tilstand må fastsettes på grunnlag av få datapunkter. Dette kan f eks være i begynnelsen av et overvåkingsprogram, eller der det bare foreligger data fra ett prøvefiske. I slike tilfelle kan det være behov for en metode som ikke er basert på kvantitative mål på endringer i bestandsstørrelse. Bestandsstørrelse er en parameter som krever data med god pålitelighet, særlig for fiskesamfunn med flere arter. I innsjøer med flere fiskearter kan antallsmessige dominansforhold mellom artene være en mer robust parameter som gjør det mulig å definere en referanseverdi på grunnlag av lokal kunnskap om fiskebestanden i tidligere tider. Dette kan da brukes som sammenligningsgrunnlag med én runde med prøvefiskedata. Dominansforhold i prøvefisket kan også gi et akseptabelt grunnlag for å sammenligne to runder med prøvefiske i samme vannforekomst. Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) er utviklet for å kunne utnytte slike enkle fiskedata i klassifiseringsarbeidet. Det er viktig å presisere at NEFI bare bør brukes i innsjøer, og at man så snart datamengden blir større og påliteligheten i data blir bedre bør ta i bruk tilnærminger som beskrevet i kapittel 6.2 og 8.

9.1 Beskrivelse og beregningsmetode Her beskriver vi Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) som er videreutviklet fra fiskeindeksen som ble presentert i Veileder 01: 2009 (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2009). NEFI er et alternativ for å vurdere endringer i fiskebestandene dersom man ikke har god dokumentasjon på bestandsnedgang. Slik dokumentasjon vil som regel kreve enten bestandsdata av svært god kvalitet, eller data fra en overvåkingsserie over relativt mange år. Erfaringene fra basisovervåkingen for Vannforskriften, der fangstinnsatsen (og dermed fangstene) er liten og der vi inntil videre har data fra få år, tilsier imidlertid at en mer robust tilnærming vil være basert på dominansforhold i fiskesamfunnet (slik det framkommer av garnfangstene).

NEFI tar utgangspunkt i en definert referansetilstand for lokaliteten, og gir en tallverdi for graden av endring i forhold til denne. Det vil si at den er et mål på endringer i form av tapte eller skadde bestander, eventuelt at dominansforhold mellom arter er forskjøvet. Skade på bestander måles enten ved at 1) det relative forholdet mellom fiskeartene i vannforekomsten endres, eller ved at 2) vi har klare indikasjoner på varig og betydelig nedgang i følsomme, dominerende eller vanlige artsbestander. Vanligvis vil kunnskap om endringer i dominansforhold mellom artene i en vannforekomst kreve mindre omfattende data enn en dokumentasjon av varig nedgang i en fiskebestand, som krever god kunnskap om utviklingen over tid. Både data fra prøvefiskefangster, informasjon innhentet gjennom intervjuer og aktive fiskeres fangstdagbøker kan brukes (se NS-EN 14962 Vannundersøkelse – Veiledning for valg av innsamlingsmetoder for fisk). Det er viktig å dokumentere hva slags data som danner grunnlaget for vurderingene. Når det gjelder å påvise tapte bestander, spesielt arter som er naturlig sjeldne, så krever dette stor innsats med mange ulike metoder, helst både før og etter at tapet skjedde. Det foreslås derfor at arter som i utgangspunktet er sjeldne ikke skal anses som tapt før det er gjort spesifikke undersøkelser av dette.


35

Med et fiskesamfunn forstår vi alle fiskeartene i en vann-forekomst. I norske vannforekomster varierer antall fiskearter fra én til mer enn 20. I de fleste tilfeller forekommer det imidlertid bare én til tre arter. Fordi det er få arter finnes det ofte relativt god kunnskap om hvilke arter som forekommer, om det har skjedd endringer i mengden fisk, eller om det har skjedd innførsel av nye arter. For eksempel er omfanget av skadde eller tapte fiskebestander på grunn av forsuring i store områder av Sør-Norge dokumentert ved å intervjue personer med god kunnskap om de lokale forholdene.

Endringer i fiskebestanden kan registreres på forskjellige vis avhengig av hvor mange fiskearter som forekommer i vannforekomsten og hva man ønsker å registrere med indeksen. Dersom målsettingen er å registrere tilstanden til hele fiskesamfunnet må alle arter regnes med. I fiske-samfunn med flere arter vil det særlig være et problem å registrere alle arter som er sjeldent forekommende. I overvåkingssammenheng vil det derfor være rasjonelt å fokusere på et mindre antall arter. I forhold til påvirkninger vil de sensitive artene (jf. tabell 4.1) være de som først gir et signal om endring, samtidig som de dominante og vanlige artene er de som lettest fanges opp i overvåkingen.

Tabell 9.1 Beskrivelse av dominansklasser for fiskearter i et prøvefiske.

Klasse Beskrivelse Andel av garnfangster ved prøvefiske

Dominant (D) Tallmessig viktig i fiskesamfunnet >25 %

Vanlig (V) Vanlig i garnfangster 1-25 %

Sjelden (S) Fanges i lite antall og ikke hver gang det fiskes <1 %

9.2 Referansetilstand – forventning om et opprinnelig fiskesamfunnSom grunnlag for å beregne en referansetilstand for NEFI bruker vi tre dominansklasser som et relativt mål på det innbyrdes styrkeforholdet mellom ulike fiskearter i en vannforekomst. Dette er klassene ”dominant” (D), ”vanlig” (V) og ”sjelden” (S) (tabell 9.1). Den relative tettheten av artene, dvs dominansforholdet mellom dem, kan som regel leses ut av et prøvefiskemateriale. Vi bruker derfor dette relative målet i stedet for absolutte verdier. På basis av intervjuundersøkelser kan også nedgang i fangster av de vanlige artene registreres. Hvis en art beskrives som vanlig i tidligere år, men bare forekommer som sjelden i dag er det rimelig å tolke dette som en endring i dominansklasse fra “vanlig” til “sjelden”.

Man må være oppmerksom på at i mange tilfelle vil enkelte av de sjeldne artene utgjøre langt mindre enn 1 % av fangsten. Ofte er dette arter som bare av og til blir fanget eller observert. Dette gjelder særlig i artsrike samfunn, eller for arter som vanskelig lar seg fange med standard metoder. Tenkte eksempler på hvordan dominansforhold defineres er gitt i tekstboks 9.1.

Tekstboks 9.1

Dominansforhold i ulike prøvefiskefangster Tre tenkte eksempler på definisjon av dominansklasse på grunnlag av prøvefiskedata (tallene er fiktive). D = dominant, V = vanlig, S = sjelden.


36

Grunnlaget for å vurdere hvilke fiskearter som dominerer i en lokalitet, bygger ofte på fangster med forskjellige redskaper hos lokale fiskere. Imidlertid er både garn og ulike sportsfiskeredskaper svært selektive med hensyn til hvilke arter og størrelsesgrupper av fisk som blir fanget. I eksemplene i tekstboks 9.1 vil f eks arter som stingsild, ørekyt, lake og gjedde være underrepresentert i en garnfangst i forhold til deres virkelige forekomst i lokaliteten. En person med god kjennskap til fiskesamfunnet i en bestemt lokalitet har likevel ofte en oppfatning av mengdefordelingen mellom de ulike artene. Dette vil være relativt enkelt i lokaliteter med opp til 3-4 fiskearter. Derimot vil en slik vurdering være betydelig vanskeligere for mer komplekse fiskesamfunn. Ikke minst gjelder dette der hvor det forekommer arter med liten kroppsstørrelse, og som ikke beskattes eller som lever en anonym tilværelse. For de små artene kan det være aktuelt at de utelukkes fra beregningen både fordi de fanges dårlig i garn og fordi den informasjonen som samles om dem gjennom intervjuer også kan være svært mangelfull. Forekomst av gjedde og lake vil derimot være godt kjent selv om artene ikke opptrer så ofte i garnfangstene som man kunne vente. Dominansforholdet kan også være vanskelig å tallfeste i lokaliteter med flere arter karpefisk.

Referansetilstanden (RT) reflekterer hvilke fiskearter som fantes i en vannforekomst og deres innbyrdes dominansforhold før en eventuell miljøpåvirkning har påvirket lokaliteten. I formelen for referansetilstanden vektes de tre kategoriene dominante (D), vanlige (V) og sjeldne (S) arter med verdiene WD = 1,0, WV = 0,75 og WS = 0,50. Referansetilstanden (RT) for en vannforekomst er summen av disse verdiene for alle fiskearter, multiplisert med antall arter i hver kategori:

RT = ND x WD + NV x WV + NS x WS (Ligning 9.1)der ND, NV og NS er antall dominante, vanlige og sjeldne arter.

Et fiskesamfunn med tre arter, som eksempel 1 i tekstboks 9.1 med to dominante og én sjelden art, gir følgende verdi for referansetilstanden: [2x1,0 + 0x0,75 +1x0,50] = 2,50. Et fiskesamfunn med fem arter (eksempel 2 i tekstboks 1), med to dominante arter, to vanlige arter og én sjelden art, får naturtilstanden: [2x1,0 + 2x0,75 + 1x0,50] = 4,00. Dersom der er flere enn fem arter i et fiskesamfunn anbefaler vi at referansetilstanden beregnes på grunnlag av bare fem arter. Man velger da de artene som er sensitive overfor den eller de aktueIle påvirkningene (jf. tabell 4.1) og i tillegg de mest tallrike artene inntil man har fem arter. I eksempel 3 i tekstboks 9.1 ville dette bli aure (sensitiv), sik (dominant), samt abbor, mort og lagesild (de mest tallrike av de vanlige artene). Verdien av RT ville da bli [1x1,0 + 4x0,75] = 4,0. I enkelte sammenhenger kan det også være interessant å beregne RT for alle artene i et artsrikt samfunn. For eksempel 3 ville RT for hele fiskesamfunnet bli [1x1,0 + 6x0,75 + 2x0,50] = 6,5.

9.3 Endringsgraden og beregning av fiskeindeksenDagens tilstand for fiskesamfunnet i en vannforekomst skal vurderes i forhold til referansetilstanden. Den generelle ligningen for Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) er:

NEFI = (RT – EG)/RT (Ligning 9.2)

RT er referansetilstanden (ligning 9.1), og EG er endringsgraden som består av to ledd:

EG = At + Ar (Ligning 9.3)

der At er tapte arter og Ar er reduserte arter i forhold til dominansklasse (tabell 9.1). Ved beregning av NEFI skal endringer i fiskesamfunnet først registreres dersom arter endrer status mellom kategoriene dominant, vanlig og sjelden, slik klassene er definert i tabell 9.1.

Endringsindeksen NEFI tar hensyn både til skadeomfanget i form av (i) fiskestatus, det vil si om en art er tapt eller redusert, og (ii) en vekting av de ulike artene avhengig av dominanskategori. Tapte arter får samme vekt i endringsgraden som de har i referansetilstanden, det vil si at hvis alle arter er tapt blir NEFI = 0. Arter betraktes som redusert dersom de skifter posisjon mellom kategoriene dominant, vanlig og sjelden, og deres reduksjon vektes etter tallene i tabell 9.2.

Vurderingene som ligger til grunn for vektingen av endringene er som følger:

• Endringfradominanttilvanligkanværeresultatavnaturlige svingninger, og bør ikke anses som dramatisk. Bidraget fra en art som reduseres slik at den skifter kategori ett nivå fra dominant til vanlig er derfor satt til WrDV = 0,40.

• Endringfradominanttilsjeldenerderimotmeralvorligogdet kan være grunn til å frykte at det er del av en utvikling mot at artsbestanden går tapt. WrDS = 0,60.

• Endringfravanligtilsjeldenkanogsåværealvorlig,mendet er større sannsynlighet for at det kan være uttrykk for en naturlig variasjon. En slik endring er likevel mer alvorlig enn fra dominant til vanlig. WrVS = 0,50.

Den generelle ligningen for endringsgraden basert på tapte eller reduserte bestander er da:

EG = [ND x WD + NV x WV + NS x WS] + [NDV x WrDV + NVS x WrVS + NDS x WrDS] (Ligning 9.4)

der ND, NV og NS er antall dominante, vanlige og sjeldne arter som er tapt (jf. ligning 9.1), og NDV er antall arter som endrer status fra dominant til vanlig, NVS er antall arter som endrer status fra vanlig til sjelden, NDS antall arter som endrer status fra dominant til sjelden, og NrD og NrV er antall henholdsvis dominante og vanlige arter som har dokumentert nedgang over tid med minst 40 %.


37

Tabell 9.2 Vekttall for de ulike dominanskategoriene ved beregning av endringsgrad (EG, jf. ligning 4). Ved prøvefiske defineres arter som dominante (D) dersom de utgjør mer enn 25 % av antall fisk i fangsten, vanlig (V) er 1-25 %, og sjelden (S) er <1 % (se tabell 9.1).

Dominans-kategori Vekting for tapte bestander i Endringsgraden (EG)

Vekting for reduserte bestander i Endringsgraden

Endring fra D til V eller fra V til S Endring fra D til S

Dominant art (D) 1,00 0,40 0,60

Vanlig art (V) 0,75 0,50

Sjelden art (S) 0,50

En bør være oppmerksom på at eutrofiering av innsjøer fører til at mengden fisk øker, dersom eutrofieringen ikke reduserer rekrutteringen. Dersom det er karpefiskarter til stede vil en tydelig økning f eks i mengden av mort tyde på eutrofiering som kan kreve tiltak.

9.4 KlassifiseringFiskeindeksen gir altså en tallverdi for den endringen som har skjedd i et bestemt fiskesamfunn. Denne tallverdien viser hvilken tilstandsklasse vannforekomsten vil få på grunnlag av kvalitetselementet fisk (tabell 9.3). Det er viktig at man

Tekstboks 9.2

praktisk eksempel på beregning av Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) Eksempel på beregning av NEFI for data fra basisovervåkingen i Vatnebrynnvatnet. Dominansforholdene (D, V, S) i referansetilstanden er basert på lokale fiskeundersøkelser i 1968 og 1973 samt intervjuer. Dominansforholdene i 2010 og 2012 er basert på fangster ved overvåkingsfiske med garn i henhold til standard metoder (jf. NS-EN-14757). Ørekyt tas ikke med i beregningen da den ikke fanges tilfredsstillende i garn. RT: referansetilstand, EG: endringsgrad. Se for øvrig teksten.

vurderer hva som kan være årsaken til en tilsynelatende endring av tilstandsklasse. Det må vurderes om dette f.eks. skyldes fangstmetodene, fangsttidspunkt, værforhold under fisket, eller andre faktorer som ikke har noe med fiskebestandens reelle tilstand å gjøre. Uansett beregnet verdi for endringsgraden skal tilstanden settes til moderat dersom en av artsbestandene er bekreftet tapt. Man må imidlertid være oppmerksom på at det er svært vanskelig å være 100 % sikker på at en art er tapt. Denne absolutte regelen bør derfor vanligvis begrenses til de tilfelle der en art som tidligere var vanlig eller dominerende blir borte fra prøvefiskefangstene over tid (se kapittel 6).


38

10 Bestandstilstand for anadrome laksefisk10.1 InnledningAnadrome laksefisk har vært i forvaltningsfokus i mange år, og det er utviklet både internasjonale og nasjonale systemer for å kategorisere eller klassifisere bestandene etter hvilken økologisk tilstand de befinner seg i. Disse kategoriseringssystemene er delvis mer spesifikke og til dels strengere enn det Vannforskriften krever, og er i så måte et nytt eksempel på at bruker- og forvaltningsmål kan være strengere enn Vannforskriften. I norsk vassdragsforvaltning vil det være mest relevant å sammenholde forvaltningens kategorisystem for anadrome laksefisk med Vannforskriftens klassifiseringssystem. Dette er beskrevet kort i kapittel 10.2. I kapittel 10.3 gis en grundigere gjennomgang av de ulike kategoriserings- og klassifiseringssystemene for anadrome laksefisk som i dag er i bruk i ulike sammenhenger.

10.2 Norsk forvaltnings kategorisystem vs. Vannforskriften10.2.1 InnledningDN driver en bestandsretta forvaltning av anadrome laksefisk og gjør jevnlig en vurdering av hvordan en rekke faktorer påvirker tilstanden til den enkelte bestand av laks, sjøørret og sjørøye. Det er laget et eget evalueringssystem for anadrome laksefisk som finnes på www.villaksportalen.no. For å kunne bruke resultatene i forbindelse med klassi fiseringen etter Vannforskriften presentere vi her en metode for å oversette resultatene i DN sitt kategorisystem for anadrome laksefisk til Vannforskriftens fem tilstandsklasser.

Vurderingene i DN sitt system for anadrome laksefisk er basert på fangststatistikker, vitenskapelige undersøkelser og rapporter fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning. Resultatene av vurderingene og data om fangststatistikk, bestandstilstand og påvirkningsfaktorer for omlag 1300 anadrome bestander finnes på http://dnweb12.dirnat.no/Lakseregisteret43. Tilstandskategoriene for sjøørret og sjørøye er de samme som i DNs «gamle» kategorisystem (2009), mens for laks er bestandstilstanden oppdatert i 2012.

Tabell 9.3 Fastsettelse av økologisk tilstand for innsjøer og elver basert på Norsk endringsindeks for fisk (NEFI) for et fiskesamfunn. Prosedyren for beregning av verdien er beskrevet i teksten.

Økologisk tilstand Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Endringsindeks (NEFI) 1,0-0,95 <0,95-0,80 <0,80-0,50 <0,50-0,25 <0,25

Fakta om Lakseregisteret:• Fangstdataeroppdaterttilogmed2011• Bestandstilstandenblirvurdertutfra12

påvirkningsfaktorer (vassdragsregulering, andre fysiske inngrep, forsuring, jordbruksforurensing, annen forurensing, Gyrodactylus salaris, lakselus, sykdom, beskatning, andre forhold, ukjent faktor og rømt oppdrettslaks).

• Forhvertvassdragerdetangittregistrertepåvirkningsfaktorer og hvilke faktorer som er bestemmende eller ikke bestemmende for samlet tilstandskategori.

10.2.2 Vurdering av miljøtilstand (klassifisering)I arbeidet etter Vannforskriften skal miljøtilstanden i elver fastsettes for hver vannforekomst basert på data for fire økologiske kvalitetselementer. Fisk er ett av kvalitetselementene der laks vil være en av flere arter i en del av elvevannforekomstene og i noen innsjøer. For de fleste vannforekomstene på anadrom strekning vil det være snakk om to til tre ulike fiskearter. I vurderingen av bestandsstørrelse for innlandsfisk skal det skal legges mest vekt på arten som er mest følsom for den aktuelle påvirkning (se også kapittel 6.2). Dette bør være hovedregelen også i vannforekomster med anadrome laksefisk. I anadrome vassdrag er det imidlertid ofte så sterke brukerinteresser at det vil være hensiktsmessig også å vektlegge bruker-interessene ved en samlet vurdering av tilstanden for fisk. Men det er uansett viktig at bestandsproblemer for en art, uavhengig av størrelse eller «viktighet», blir gjort synlig i tilstandsvurderingen under Vannforskriften.

Når det er flere påvirkningsfaktorer som virker på en vannforekomst må det gjøres en vurdering av samla påvirkning. Den eller de påvirkningsfaktoren(e) som har den største effekten vil bestemme den endelige plasseringa i tilstandsklasse.

I lakseregisteret er det med grunnlag i en samla vurdering av 12 påvirkningsfaktorer gitt en bestandskategori for de aller fleste anadrome laksefiskbestander (se tabell 10.1). Men merk at denne kategoriplasseringen gjelder for den enkelte bestand i et vassdrag. Den anadrome delen av et vassdrag vil ofte være delt inn i flere vannforekomster. Normalt kan den gitte kategoriplasseringen brukes for alle vannforekomstene på anadrom strekning. Men dersom vannforekomstene har svært ulik karakter som f.eks. påvirker forholdet mellom artene, eller det er kunnskap om ulik påvirkningsgrad eller -type på de ulike vannforekomstene, bør dette gjenspeiles i vurdering av tilstandsklassen for den enkelte vannforekomst.


39

Tabell 10.2 Vurdering av økologisk tilstand for laks i innsjøer og elver basert på oppgitt bestandstilstand i lakseregisteret (2012).

Laks (Bestandstilstand)

Beskrivelse (bestandstilstand og innslag av rømt oppdrettslaks) Tilstandsklasse (Vannforskriften)

Svært god Vassdrag med naturlig stor bestand og som er svært lite påvirket. Innslag av rømt oppdrettslaks er ikke observert eller er beregnet til under 1,5 % i gjennomsnitt over årene 1989-2009.

Svært god

God Vassdrag hvor bestanden er hensynskrevende på grunn av påvirkning eller fordi bestanden er liten fra naturens side, eller med lav prosentandel rømt oppdrettslaks (beregnet gjennomsnitt over årene 1989-2009 er 1,6-3,3 %).

God

Moderat påvirket Vassdrag med betydelig redusert høstbart overskudd, redusert ungfiskproduksjon (over 10 %*) og/eller for liten gytebestand, eller vassdrag med vedvarende moderat prosentandel rømt oppdrettslaks (beregnet gjennomsnitt over årene 1989-2009 er 3,3-8,7 %).

Moderat

Dårlig Vassdrag hvor bestanden er sårbar og kan bli truet hvis påvirkningen vedvarer eller øker. Gjelder også vassdrag med vedvarende høy prosentandel rømt oppdrettslaks (beregnet gjennomsnitt over årene 1989-2009 er prosentandel rømt oppdrettslaks i bestanden på 8,7-20 %).

DårligSvært dårlig Vassdrag hvor bestanden er truet og kan gå tapt hvis påvirkningen vedvarer eller

øker. Gjelder for eksempel vassdrag med G. salaris eller med vedvarende meget høy prosentandel rømt oppdrettslaks (beregnet gjennomsnitt over årene 1989-2009 er 20-35 %).

Kritisk eller tapt Vassdrag hvor bestanden anses som tapt på grunn av for liten gytebestand, eller hvor opprinnelig bestand har høy sannsynlighet for å gå tapt eller er tapt på grunn av vedvarende svært høy prosentandel rømt oppdrettslaks (beregnet gjennomsnitt over årene 1989-2009 er mer enn 35 %).

Svært dårlig

Tabell 10.1 Bestandskategorier for anadrome fiskebestander (laks, sjøaure, sjørøye) ut fra en samlet vurdering av 12 påvirkningsfaktorer.

Bestandstilstand samlet vurdering

1 Kritisk eller tapt

2 Svært dårlig

3 Dårlig

4 Moderat påvirket

5 God

6 Svært god

Nedenfor vises en “oversettelsesnøkkel” mellom bestandstilstanden i lakseregisteret og tilstandsklasse etter Vannforskriften for henholdsvis laks (tabell 10.2) og sjøørret/sjørøye (tabell 10.3).

10.2.3 Vurdering av økologisk tilstand for laks For alle selvreproduserende bestander av laks, sjøørret og røye anbefaler DN at følgende kobling bør skje mellom bestandstilstanden i lakseregisteret og utfylling av tilstandsklasse i Vann-nett (i henhold til Vannforskriften).

* Bakgrunnen for at det her defineres en mindre reduksjon for å komme i «moderat tilstand» enn den som brukes for innlandsfisk er at laksebestandene allerede i utgangspunktet er sterkt redusert i forhold til en tenkt referansetilstand.

10.2.4 Vurdering av økologisk tilstand for sjøørret og sjørøye (dagens tilstand)For alle selvreproduserende bestander med av sjøørret og røye som er plassert i en kategori innen systemet for anadrome laksefiskbestander anbefaler DN at følgende kobling bør skje av bestandstilstand i lakseregisteret og utfylling av tilstandsklasse i Vann-nett (iht. Vannforskriften).

10.3 Tilstandskategorisering av laksebestanderBestandene av atlantisk laks har gjennom mange tiår vært omfattet med stor interesse fra både internasjonale og nasjonale forvaltnings- og forskningsinstitusjoner. Med nedgangen i laksebestandene i hele artens utbredelsesområde har det oppstått behov for å vurdere bestandenes status i forhold til ulike trusselfaktorer. Dermed har det blitt utviklet mange systemer for kategorisering eller klassifisering av bestandsstatus. Mange av disse systemene har vært i bruk lenge før Vannforskriften kom på plass, og flere av dem er svært spesifikke for laks og de miljøpåvirninger den er mest sårbar overfor. Hensikten med å dele inn laksebestandene i kategorier ut fra deres tilstand er å ha felles normer for tilstandsbeskrivelse slik at det blir enklere å formidle kunnskap om bestandstilstanden


40

Tabell 10.3 Vurdering av økologisk tilstand for sjøørret og sjørøye i innsjøer og elver basert på bestandstilstand/kategoriplassering i lakseregisteret (2012).

Sjøørret/sjørøye (DNs lakseregister)

Beskrivelse Tilstandsklasse (vannforskriften)

Ikke spesielt hensynskrevende bestand

Vassdrag med bestand som ikke anses «spesielt hensynskrevende». Svært dårlig

Spesielt hensynskrevende bestand

Vassdrag hvor moderat økning av påvirkning eller vedvarende påvirkning kan medføre plassering i lavere kategori.

DårligRedusert bestand Vassdrag med betydelig redusert ungfiskproduksjon og/eller gytebestand på

grunn av menneskeskapte påvirkninger.

Sårbar bestand Vassdrag hvor bestanden kan bli truet av menneskeskapte påvirkninger. Moderat

Truet bestand Vassdrag hvor bestanden har høy risiko for å gå tapt på grunn av menneskeskapte påvirkninger.

God

Tapt bestand Vassdrag hvor bestanden har gått tapt på grunn av menneskeskapte påvirkninger. Svært god

og samordne forvaltningsbeslutninger. Det også laget systemer for gradering av en påvirkningsfaktors styrke. Disse kategorisystemene er viktige for tilstandsvurderingen og som forklaringsfaktorer til bestandstilstanden. Vannforskriftens klassifiseringssystem følger en lignende oppbygging, men omfatter mange flere biologiske elementer enn bare laksen. Her gis det en gjennomgang av ulike kategorisystemer for laks, og en kort sammenligning av disse systemene og Vannforskriftens system.

10.3.1 KategorisystemerEn tilstandskategori for laks relaterer seg ofte til en referansetilstand, slik prinsippet også er i Vannforskriften. Denne kan være inkludert i kategorisystemet og ofte plassert i enden av skalaen. Den underliggende referansen er som regel naturtilstanden. Når det gjelder laks er ikke naturtilstanden det samme som tilstanden i uberørt natur. Det har vært mennesker her i landet like lenge som det har vært laks, og menneskene har alltid utnyttet laksen. Begrepet må heller oppfattes som en slags normaltilstand hvor mennesket ikke i vesentlig grad påvirker laksens livsmuligheter, livssyklus eller egenskaper. Dette tilsvarer i stor grad referansetilstanden i Vannforskriften.

Systemene kan beskrive nåtilstanden eller den framtidige tilstanden. Den framtidige tilstanden er den sannsynlige tilstanden ut fra en risikovurdering. Systemene tar for seg enten det kvantitative eller det kvalitative aspektet ved bestandstilstanden. Kvantitativ tilstand handler om kvantitative egenskaper som antall fisk og produksjon. Kvalitativ tilstand handler om biologiske egenskaper hos individer og populasjoner som kjønnsmodningsalder, bestandsstruktur og genetiske egenskaper. Det er følgelig fire forskjellige hovedaspekter ved bestandstilstanden: kvantitativ tilstand, kvantitativ risiko, kvalitativ tilstand, og kvalitativ risiko. En komplett tilstandsvurdering omfatter alle disse aspektene.

Kategorisystemene tar ofte for seg bestemte temaer innenfor ett av de fire hovedaspektene. Temaet kan f.eks. være ungfiskproduksjon, oppnåelse av gytebestandsmål eller genetisk påvirkning av rømt oppdrettslaks.

For å vurdere flere aspekter ved tilstanden samtidig, kombinerer man ofte kategorisystemer ved å arrangere dem i et to-akse system. Man konkluderer ved å benytte regelen; «laveste kategori gjelder». En annen måte å kombinere på er en såkalt “nedgradering”. Kategoriplasseringen i ett av systemene reduseres når kategoriplasseringen i det andre er lavere. Dette skjer etter bestemte regler og den nedgraderte kategorien blir den gjeldende. Nedgradering benyttes også når man vil at en påvirkningsfaktors styrke skal virke inn på kategoriplasseringen, f.eks. redusert vannføring.

Kategoriene kan ha generelle eller spesifikke navn. De samme navnene kan brukes i forskjellige kategorisystemer, men har da forskjellig betydning. Kategorien har derfor som regel en definisjon som forklarer hva navnet betyr, og en beskrivelse (ofte med kriterier) som angir hvilke tilstander kategorien gjelder for (tabell 10.4).

10.3.2 DNs kategorisystemDen første kategoriseringen av laksebestander skjedde i forbindelse med de omfattende reguleringene av laksefisket i 1989. Drivgarnfiske ble forbudt og laksefisket ble stoppet i 90 elver. En av begrunnelsene for reguleringene var hensynet til svake og truede bestander. Det ble i den forbindelse laget en liste over truede og spesielt verneverdige bestander. Denne listen ble senere utvidet med flere kategorier basert på IUCN (International Union for Conservation of Nature) sine begreper: ‘tapt’, ’truet’, ‘sårbar’ og ‘hensynskrevende’. IUCN benytter lignende begreper i den internasjonale rødlisten for arter. For å lage et tilsvarende kategorisystem for laks ble det laget nye definisjoner og kriterier tilpasset laksebestander. Dette systemet, (som i det etterfølgende vil bli kalt “DNs kategorisystem”; tabell 10.5) har fram til nå vært det viktigste verktøyet for regulering av laksefiske. Systemet


41

Tabell 10.4 Terminologi for noen av kategoriseringssystemene for laksebestanders status (se tekst nedenfor) og tilsvarende termer i Villaksportalen og Vannforskriften.

DNs system NASCO NINAs system (rømt oppdrettsfisk)

Villaksportalen Vannforskriften

Tapt 1: Lost Kritisk truet eller tapt Kritisk eller tapt Svært dårlig

Truet 2: Maintained Truet Svært dårligDårlig

Sårbar 3: Restored Sårbar Dårlig

Redusert 4: Threatened with loss Hensynskrevende Moderat Moderat

Spesielt hensynskrevende God bestandsstatus God God

Ikke spesielt hensynskrevende

5: Not threatened with loss Svært god bestandsstatus Svært god Svært god

Tabell 10.5 DNs kategorisystem. Hovedaspekt: Kvantitativ risiko, Tema: Eksistensrisiko og risiko for reduksjon, og Referansetilstander: Tapt og Redusert. (Se www.villaksportalen.no).

DNs system NASCO NINAs system (rømt oppdrettsfisk)

Villaksportalen Vannforskriften

Tapt 1: Lost Kritisk truet eller tapt Kritisk eller tapt Svært dårlig

Truet 2: Maintained Truet Svært dårligDårlig

Sårbar 3: Restored Sårbar Dårlig

Redusert 4: Threatened with loss Hensynskrevende Moderat Moderat

Spesielt hensynskrevende God bestandsstatus God God

Ikke spesielt hensynskrevende

5: Not threatened with loss Svært god bestandsstatus Svært god Svært god

har blitt revidert flere ganger og har blitt tatt i bruk til stadig flere formål. Ved siste kategorisering ble systemet brukt i kombinasjon med et kategorisystem for genetisk påvirkning fra rømt oppdrettslaks utviklet av NINA.

10.3.3 NaSCos kategorisystemNASCO (North Atlantic Salmon Conservation Organization) har et eget kategorisystem som alle medlemslandene benytter når de skal rapportere om tilstanden til lakse-bestandene. NASCOs system bygger også delvis på IUCN-baserte begreper ( “Lost”, “Threatened with loss”, “Not threatened with loss”) og de fleste kategoriene er kompatible med det norske systemet. For de fleste elvene er det relativt enkelt å konvertere fra norsk kategori til NASCO-kategori. NASCO-systemet har sju kategorier (tabell 10.6). Tre av disse finnes ikke i det norske systemet. En av dem dreier seg om restaurerte bestander (“Restored”). De to andre er ikke særlig aktuelle i norsk lakseforvaltning. Den ene kategorien er vassdrag hvor det er ukjent om det er en laksebestand (“Unknown”), og den andre om vassdrag uten bestand, men som har potensiale for det (“Not present but potential”).

10.3.4 NINas kategorisystem for genetisk påvirkning fra rømt oppdrettslaksNINA har som nevnt på oppdrag fra DN laget et system for å kategorisere laksebestander ut fra en vurdering av påvirkning fra rømt oppdrettslaks (Anonym 2011; tabell 10.7). Hovedaspektet er kvalitativ risiko og denne vurderes ut fra restandelen villaks i bestanden. Systemet ble første gang anvendt av DN ved kategoriseringen i 2011.

Bakgrunnen var at forskning viste negativ påvirkning fra rømt oppdrettslaks på ville laksebestander, mens dette i liten grad er tatt inn i DNs nåværende kategorisystem. NINA har laget en modellbasert analyse av hvordan villaksbestander er blitt påvirket av rømt oppdrettslaks i løpet av årene 1989-2009, og et forslag til trusselkategorisering på grunnlag av den modellbaserte analysen. Påvirkningen er beregnet ut fra registrerte andeler rømt oppdrettslaks i elvene i perioden 1989-2009, kunnskap om gytesuksess til oppdrettslaks i naturen, og modellering av utviklingen basert på gjennomsnittsverdier for andelen rømt oppdrettslaks og deres relative suksess i konkurranse med villaks. Modellen


42

Garnfanget aure. Foto: Eva Thorstad

Terskel i Namsen ved Namskogan. Foto: Eva Thorstad


43

Tabell 10.6 NASCOs kategorisystem. Hovedaspekt: Kvantitativ risiko, Tema: Eksistensrisiko og tiltak og Referansetilstand: Lost (tapt bestand). (Se www.nasco.int).

Kategorinavn Definisjon

1: Lost Rivers in which there is no natural or maintained stock of salmon but which are known to have contained salmon in the past.

2: Maintained Rivers in which there is no natural stock of salmon, which are known to have contained salmon in the past, but in which a salmon stock is now only maintained through human intervention.

3: Restored Rivers in which the natural stock of salmon is known to have been lost in the past but in which there is now a self-sustaining stock of salmon as a result of restoration efforts or natural recolonization.

4: Threatened with loss Rivers in which there is a threat to the natural stock of salmon which would lead to loss of the stock unless the factor(s) causing the threat is(are) removed.

5: Not threatened with loss Rivers in which the natural salmon stocks are not considered to be threatened with loss (as defined in Category 4).

6: Unknown Rivers in which there is no information available as to whether or not it contains a salmon stock.

7: Not present but potential Rivers in which it is believed there has never been a salmon stock but which it is believed could support salmon if, for example, natural barriers to migration were removed.

Tabell 10.7 NINAs system for påvirkning fra rømt oppdrettslaks. Hovedaspekt: Kvalitativ risiko, Tema: Påvirkning fra rømt oppdrettslaks (Villaksstatus) og Referansetilstander: Svært god (lite påvirket) og Kritisk truet eller tapt. (Anonym 2011).

Kategorinavn Definisjon Kriterium

1: Kritisk truet eller tapt Vassdrag hvor bestanden har høy sannsynlighet for å gå tapt på grunn av påvirkning fra rømt oppdrettslaks.

< 25 % villaks

2: Truet Vassdrag hvor bestanden har høy sannsynlighet for genetisk endring på grunn av påvirkning fra rømt oppdrettslaks.

25-50 % villaks

3: Sårbar Vassdrag hvor bestanden er i ferd med å bli truet av rømt oppdrettslaks 50-75 % villaks

4: Hensynskrevende Vassdrag hvor bestanden er i ferd med å bli genetisk endret av rømt oppdrettslaks

75-90 % villaks

5: God bestandsstatus Vassdrag som er lite påvirket i dag, men der økning av påvirkningen eller vedvarende påvirkning fra rømt oppdrettslaks kan medføre plassering i lavere kategori.

90-95 % villaks

6: Svært god bestandsstatus

Vassdrag med naturlig bestand som er svært lite påvirket av rømt oppdrettslaks i dag og som ikke ansees hensynskrevende ut fra en vurdering av effekten av rømt oppdrettslaks

> 95 % villaks

beregner hvor stor andel av rekruttene etter hver gyting som har villaksbakgrunn, oppdrettslaksbakgrunn, eller en blanding av de to. NINA har under utvikling en genetisk metode for å måle påvirkning fra rømt oppdrettslaks direkte. Det er forventet at denne vil gi bedre informasjon om påvirkning fra rømt oppdrettsfisk.

10.3.5 HIs risikovurdering av genetisk påvirkning fra rømt oppdrettslaksHI (Havforskningsinstituttet) har på oppdrag fra Fiskeri-direktoratet foreslått et system for risikovurdering når det gjelder rømt fisk og genetiske interaksjoner (Taranger mfl. 2012). Det er ikke en gradering av tilstander, men en gradering av en påvirkningsfaktors styrke. Påvirkning er gradert på følgende måte:

• Høy risiko (sannsynlighet) for varige genetiske endringer: >20 % rømt oppdrettsfisk i gytebestanden om høsten

(gj.snitt siste 3 år er foreslått).• Moderat risiko (sannsynlighet) for varige genetiske

endringer: 5-20 % rømt oppdrettsfisk i gytebestanden om høsten.

• Liten risiko (sannsynlighet) for varige genetiske endringer: <5 % rømt oppdrettsfisk i gytebestanden om høsten.

Andelen rømt oppdrettsfisk kaller HI for en varslings-indikator. I tillegg foreslås at en slik varslingsindikator kombineres med et mål for bestandens sårbarhet ut fra oppnåelse av gytebestandsmål (GBM). Dette fordi sårbare bestander vil være mer utsatt for genetiske endringer.


44

Som verifiseringsindikator er det foreslått at en bruker en kombinasjon av to genetiske markørsett (mikrosatellitter og SNP-markører) for å estimere graden av genetisk påvirkning fra oppdrettsfisk. En foreslår en prosess der en slik genetisk indikator basert på disse markørsettene blir videreutviklet i fagmiljøene, og deretter kvalitetssikret gjennom en internasjonal peer-review-prosess i løpet av 2012 og 2013, for eksempel i ICES.

HI har i samme rapport også angitt grenseverdier for når det er risiko for at lakselus har bestandsregulerende effekt:

• Høyrisiko >30%>0,1lus/gfiskevekt• Moderat(usikker) 10–30%>0,1lus/gfiskevekt• Lav <10%>0,1lus/gfiskevekt

10.3.6 Vitenskapelig råd for lakseforvaltnings «kvalitetsnormer» for laksVitenskapelig råd for lakseforvaltning (VRL) har på oppdrag fra Direktoratet for naturforvaltning (DN) utredet det faglige grunnlaget for kvalitetsnormer for laks (Anonym 2011). Vitenskapsrådet ble bedt om å foreta en naturfaglig vurdering av gytebestandsmål (tabell 9.8) og bestandenes «genetiske integritet» (tabell 9.9) som kvalitetsnormer for villaks, samt til valg av måleparametere og grenseverdier for menneskeskapte påvirkninger. VRLs forslag er fortsatt til vurdering i forvaltningen.

Kvalitetsnormene er tilstandskategorier basert på oppnåelse av gytebestandsmål (GBM), “beskatningsnivå” (uttrykt i prosent av «normal beskatning»), og «genetisk integritet». Fra forvaltningens side er det foreslått å skifte ut begrepene «beskatningsnivå» og «normal beskatning» med «høstbart overskudd» og «normalt høstbart overskudd». «Genetisk integritet» omfatter både genetisk påvirkning fra rømt oppdrettslaks, innkrysning med aure og unaturlig seleksjon forårsaket av fangst og miljøendringer.

VRL foreslår at «oppnåelse av GBM» (kombinert med «høstbart overskudd») og «genetisk integritet» kombineres til en samlet kvalitetsnorm. Dette gjøres i et to-akse system der de to aksene representerer to hovedaspekter ved bestandstilstanden; kvantitativ tilstand og kvalitativ tilstand. Når disse kombineres er den dårligste av de to vurderingene styrende for den samlede kvalitetsnormen, slik at for eksempel når ett av hovedaspektene får kategorien svært dårlig, så blir bestanden samlet kategorisert som svært dårlig, uavhengig av kategorien i det andre hovedaspektet.

Den kvantitative aksen er en kombinasjon av «oppnåelse av GBM» og «høstbart overskudd». I praksis gjøres det ved å nedgradere «oppnåelse av GBM» etter hvor mye det høstbare overskuddet er redusert i forhold til det normale. Eksempel: Hvis «Oppnåelse av GBM» er God, så nedgraderes den til Moderat hvis «høstbart overskudd» er redusert til 80-

90 % av det normale, til Dårlig hvis det er redusert til 60-79% av det normale, og til Svært dårlig hvis det er mindre enn 60% av det normale.

VRL omtaler begrepet «beskatningsnivå» («høstbart overskudd» i forhold til «normalt høstbart overskudd») slik: «Størrelsen på det høstbare overskuddet i en bestand, som når gytebestandsmålet, varierer med sjøoverlevelsen. Vitenskapsrådet foreslår at normalt beskatningsnivå for regioner eller enkeltbestander fastsettes retrospektivt ut fra størrelsen på sjøoverlevelsen. Deretter klassifiseres beskatningsnivået på bestandene i forhold til avvik fra normalt beskatningsnivå fastsatt for samme periode for regioner eller bestander».

VRL omtaler også de praktiske problemene med dette: «En slik klassifisering av nivå for sjøoverlevelse vil med dagens tilgjengelige dataserier kreve en relativt høy grad av skjønn. Etablering av nye overvåkingslokaliteter med estimater av sjøoverlevelse vil redusere behovet for skjønn. Vitenskapsrådet anbefaler at slike serier primært etableres i områder hvor det er sannsynlig at menneskelig aktivitet i liten grad påvirker overlevelsen i fjord og kystområdene».

VRL mener at redusert vannføring pga vassdragsregulering også må synliggjøres i kvalitetsnormene. Dette foreslås gjort ved å nedgradere (nedklassifisere) «oppnåelse av GBM». Rådet skriver: “… foreslår rådet derfor at måloppnåelsen i vassdrag hvor vann er bortført nedklassifiseres en eller flere klasser etter følgende system”:

Netto reduksjon i vanndekt areal (%) <10 11-25 26-50 >50Antall klasser nedskrivning 1 2 3 4

Et problem her er at begrepet «oppnåelse av GBM» ikke erstattes, men skifter innhold. Begrepsbruken bør avklares for å unngå misforståelser.

I tillegg foreslår VRL systemer for gradering av påvirknings-faktorers styrke. Påvirkningsfaktorens styrke deles inn i fire klasser: Ingen, Liten, Moderat og Stor påvirkning. Grenseverdier for de fleste av de menneskeskapte påvirkningsfaktorene er indirekte eller direkte knyttet til kvalitetsnormene.

Det er i tillegg foreslått måleparametere og grenseverdier for Gyrodactylus, ulike vannkvalitetsparametre, rømt oppdrettslaks, fremmede fiskearter (regnbueørret og pukkellaks), vassdragsinngrep og overbeskatning. Noen påvirkningsfaktorer bare beskrives og diskuteres, men er ikke gitt konkrete grenseverdier; infeksjonssykdommer, klima, andre fremmede fiskearter, menneskepåvirket predasjonstrykk og miljøforhold i havet.

Eksempel: Påvirkning av lakselus Ingen effekt Liten effekt Moderat effekt Stor effektAntall lus/gram fiskevekt: <0,05 0,05-0,14 0,15-0,3 >0,3


45

Tabell 10.8 VRLs system for oppnåelse av gytebestandsmål. Hovedaspekt: Kvantitativ tilstand, Tema: Oppnåelse av gytebestandsmål (GBM)(gjennomsnitt over minst 5 år) og Referansetilstand: Svært god (nær GBM).

Kategorinavn Kriterier

Svært dårlig GBM>250 hunner: <50 % oppnåelseGBM 25-250 hunner: <60 % oppnåelse

Dårlig GBM>250 hunner: 50-69 % oppnåelseGBM 25-250 hunner: 60-69 % oppnåelse

Moderat GBM>250 hunner: 70-79 % oppnåelseGBM 25-250 hunner: 70-89 % oppnåelseGBM <25 hunner: <100 % oppnåelse

God GBM>250 hunner: 80-90 % oppnåelseGBM 25-250 hunner: 90-95 % oppnåelseGBM <25 hunner: 100 % oppnåelse

Svært god GBM>250 hunner: >90 % oppnåelseGBM 25-250 hunner: >95 % oppnåelseGBM <25 hunner: 100 % oppnåelse

Tabell 10.9 VRLs system for genetisk integritet. Hovedaspekt: Kvalitativ tilstand, Tema: Prosent rømt oppdrettslaks og tilsvarende villaksandel og Referansetilstand: Svært god (nesten bare villaks).

Kategorinavn Kriterier

Svært dårlig % rømt oppdrettslaks 1989-dd: >20 Tilsvarende % villaks: <50

Dårlig % rømt oppdrettslaks 1989-dd: 9,1-20 Tilsvarende % villaks: 74-50

Moderat % rømt oppdrettslaks 1989-dd: 3,1-9 Tilsvarende % villaks: 75-89

God % rømt oppdrettslaks 1989-dd: 1-3 Tilsvarende % villaks: 90-97

Svært god % rømt oppdrettslaks 1989-dd: <1 Tilsvarende % villaks: >97

11 Eutrofiering av innsjøer: Bruk av hydroakustikk for klassifisering av fisk 11.1 InnledningBruk av hydroakustikk (også kalt ekkolodd) innebærer bruk av horisontal eller vertikal lydkilde (figur 11.1), der refleksjon av lyd fra fisk i vannsøylen kan gi et øyeblikksbilde av i) hvor stor bestanden er, ii) hvordan den er fordelt og iii) hvordan størrelsesfordelingen er. I Norge har bruk av hydroakustikk i ferskvann vært relativt begrenset, men utvikling av tran-sportabelt forskningsutstyr på 1980-tallet medførte at enkelte forskningsmiljøer regelmessig har utført målinger av fiskebestander med hydroakustikk fra da av og fram til dags dato. Samlet sett gir dette en viss erfaring i overvåking av pelagiske fiskebestander, primært i små og mellomstore innsjøer.

11.2 DatagrunnlagetMed bakgrunn i ekkoloddata fra i alt 54 innsjøer (figur 11.2), hvorav 43 er samlet inn ved LFI-UiO, og 11 ved NIVA, har vi utarbeidet en indeks som beskriver en sammenheng mellom eutrofiering og fordelingen av fisk i innsjøer. Av de til sammen 54 innsjøene behandlet her, kan 39 klassifiseres som lavlandsjøer (GIG-type L; <200 moh.), 14 som skogssjøer (GIG-type M; 200-800 moh.), og 1 som fjellsjø (GIG-type H; >800 moh.). Videre kan 27 klassifiseres som små innsjøer (0,5-5 km2), 22 som store (5-50 km2) og 5 som svært store (>50 km2).

Ved LFI-UiO er det benyttet ekkolodd av type SIMRAD EY-M og ved NIVA er det benyttet ekkolodd av type SIMRAD EK60, begge med frekvens 70 kHz. Data ved LFI er lagret på tape

Figur 11.1 Prinsipp-skisse for bruk

av hydroakustikk, ved vertikal og

horisontal lydkilde. Figur gjengitt

med tillatelse fra Winfield mfl.

(2011).


46

Figur 11.2 Beliggenhet av norske innsjøer der det er foretatt

registrering av fiskebestander med ekkolodd. Referansesjøer er angitt

med åpne sirkler

og behandlet med programvaren HADAS. Det er valgt ut pelagiske transekter, og lengden av transektene varierer mye mellom innsjøer i datasettet. Alle kjøringene er gjennomført på sensommer-høst etter mørkets frambrudd, og for alle kjøringene som er gjennomført av LFI er det foretatt både dag- og nattkjøringer.

Parallelt med enkelte av kjøringene er det gjennomført flytegarnfiske for å fastslå arter og størrelsesgrupper av fisk, og her er det brukt et utvalg av maskevidder, avhengig av sannsynlige arter.

Ekkosignalstyrkene angir fiskens målstyrke, ’target strength’ TS, i desibel (dB). Disse verdiene er en funksjon av fiskens størrelse og kan omregnes til fiskelengde i cm (L). Det er valgt å benytte regresjonen gitt av Lindem (1982): TS = 20 ∙ log10 (L) – 68

Denne regresjonen er utarbeidet på grunnlag av ekkolodd og prøvefiske med garn og trål på fiskesamfunn bestående av sik, lagesild og krøkle i Mjøsa (se også Lindem & Sandlund 1984). Imidlertid er det ikke funnet signifikante forskjeller mellom denne regresjonen og regresjoner basert på bestander dominert av mort (Bjerkeng mfl. 1991). For

å beregne fiskens biomasse er det benyttet artsspesifikke regresjoner mellom vekt og lengde (Sandlund mfl. 1981a,b,c, Tierney mfl. 1999, Hesthagen mfl. 1989).

Datasettet gjør det mulig å beregne tetthet og biomasse per overflateareal samt fiskens dybdefordeling. For hver innsjø er tetthet og biomasse beregnet separat for epilimnion (vannlag over sprangsjiktet) og hypolimnion (under sprangsjiktet). I praksis har de øvre vannlag ned til 8-12 m vært betraktet som epilimnon, og dybdegrensen for den enkelte innsjø er bestemt på grunnlag av fiskens fordeling.

I tillegg har flere av innsjøene også data om fiskesamfunnet slik som fangst (CPUE), dominerende art, dominerende artsgruppe samt tilstedeværelse av karpefisk eller ikke, basert på prøvefiske med garn. Eutrofi målt som konsentrasjonen av totalt fosfor (tot-P, gjennomsnitt i perioden juni-september) enten samme år som fiske-undersøkelsen eller opp til fem år forut, ble inkludert som påvirkning.

Innsjøkarakteristikk og miljødata er hentet fra NVEs database Vann-nett, litteratur eller egne målinger.

11.3 ReferansesjøerReferansesjøer ble valgt ut etter følgende kriterier:

• Totaltfosfor(tot-P)<10µgL-1

• Reguleringshøyde<7m• Ikketurbid

Kriteriene kan tenkes å være for strenge, men vi tar her utgangspunkt i at dette er sjøer som reflekterer (nær) naturtilstanden. Utover disse kriteriene er noen sjøer tatt bort grunnet mulig surt vann (Byglandsfjorden, Araksfjorden) og enkelte andre er fjernet etter faglig skjønn. To svenske sjøer er også inkludert som referansesjøer etter forslag i Schartau mfl. (2006).

11.4 Dose-responsDet ble funnet en klar sammenheng mellom total fisketetthet og totalt fosfor, alle innsjøene sett under ett og uavhengig av innsjøenes størrelse, morfometri og fiskesamfunn, figur 11.3. De tre kategoriene av fiskesamfunn som er representert i dette datasettet (ørret-røye, sik-lagesild-krøkle, karpefisk) ligger i den samme dose-respons kurva, og det er en tydelig utflating i total fisketetthet (20.000-25.000 fisk ha-1) ved tot-P konsentrasjoner over ca. 20 µg L-1.

Beregnet biomasse viser den samme dose-responskurva, med en positiv sammenheng for lave og midlere fosforkonsentrasjoner, og en utflating ved totalt fosfor høyere enn ca. 20 µg L-1 (biomasse > ca. 100 kg ha-1).

I vårt datasett er det kun innsjøer av høydetype L (<200 moh.) som har nok datapunkter til å inngå i videre analyser. Vi har derfor i det videre kun behandlet disse sjøene.


47

11.5 Indeks: WS-FBI (Weighted Stratified Fish Biomass Index)Vi har utviklet og testet en indeks (ligning 1) som tar utgangspunkt i den totale fiskebiomassen i vannsøyla (BMTot) og fiskens stratifiseringsgrad mellom epi- og hypolimnion (BMHypo/BMEpi). For at begge leddene skal dra i samme retning, har vi valgt å bruke en invers verdi av biomassemålet i det første leddet, skalert etter den laveste verdien i grunnlagsdatasettet. Stratifiseringsratioen i det andre leddet er skalert etter den høyeste verdien i grunnlagsdatasettet. Disse to verdiene utgjør således per i dag konstanter for brukerne av indeksen. Konstantene er imidlertid spesifikke for innsjøer av høydetype L (<200 moh.) og kan ikke uten videre brukes for andre innsjøtyper. Til slutt er biomasseleddet vektet med en faktor på 7 før summering til endelig verdi for WS-FBI.

(1

hvor

(2)

og

(3)

der min(log(BMTot)) = −0,0151 og max(RHypo)= 5,5342.

For brukere vil de nødvendige inngangsdata være beregnet biomasse per arealenhet av fisk i epilimnion og hypolimnion, basert på hydroakustikk langs representative transekter etter mørkets frambrudd. Biomasseverdiene settes inn i regneark for beregning av WS-FBI og vurderes iht. klassegrenser.

Beregnet indeksverdi (WS-FBI) for alle de undersøkte innsjøene som funksjon av total fosfor er vist i figur 11.4, med en klar nedgang i indeksverdi fra næringsfattige til næringsrike forhold. Nedgangen i indeksverdi er tydelig også innenfor hvert av de tre fiskesamfunnene som fremgår av figuren. Det framkommer også av figuren at det ser ut til å være et knekkpunkt mellom indeksverdiene 1,5 og 1,8 (som tilsvarer tot-P-konsentrasjon på ca. 15 µg L-1).

11.6 ReferanseverdiInnsjøer av høydetype L ble valgt ut fra at de antas å ha samme referansetilstand. Høyeste (beste) indeksverdi (3,3) av de utvalgte referanselokalitetene av høydetype L ble valgt som referanseverdi etter å ha utelatt én ekstremverdi på 7,7 (Årdalsvatnet).

Undersøkelser i innsjøer med sik og lagesild krever ofte bruk av ekkolodd. Foto: Morten Kraabøl


48

A: Antall epi + hypo

Epi+hypo: antall

Fisk

etet

thet

, ant

/ha

2 5 10 15 20 30 50 100

10

10

05

00

50

00

25

00

0

Epi: biomasse

Fisk

ebio

mas

se, k

g/h

a

2 5 10 15 20 30 50 100

10

05

01

00

20

04

00 C: Biomasse epi

Hypo: biomasse

Fisk

ebio

mas

se, k

g/h

a

2 5 10 15 20 30 50 100

50

10

25

50

10

0 D: Biomasse hypo

Epi+hypo: biomasse

Total fosfor, µg/lTotal fosfor, µg/l

Total fosfor, µg/lTotal fosfor, µg/l

Fisk

ebio

mas

se, k

g/h

a2 5 10 15 20 30 50 100

0.0

11

1050

20

0

B: Biomasse epi + hypo

Figur 11.3 Fisketetthet og

biomasse i pelagiske områder i

innsjøer målt ved hydroakustikk.

A: Fisketetthet i epi- og

hypolimnion, B: Biomasse

fisk i epi- og hypolimnion, C:

Biomasse fisk i epilimnion og D:

Biomasse fisk i hypolimnion.

11.7 KlassegrenserAlle innsjøene inkludert i datasettet gir en gjennomsnittlig (±SD) indeksverdi på 1,80±1,16 (n=35). Dersom vi utelater ekstremverdien på 7,7 (Årdalsvatnet), antar innsjøene en gjennomsnittlig indeksverdi på 1,63±0,54 (n=34). Blant referansesjøene antar indeksverdien et gjennomsnitt på 2,40±0,54 (n=7), mens for de øvrige innsjøene antar indeksverdien et gjennomsnitt på 1,43±0,31 (n=27).

Klassegrensen mellom svært god og god settes til 25 % persentilverdien for referansesjøene, som tilsvarer WS-FBI-verdi på 2,0. For å fastsette den viktige grenseverdien mellom god og moderat status brukte vi piecewise-regresjon der et tydelig knekkpunkt ble beregnet til 1,59 (95 % konfidensintervall: 1,43-1,72 ). Vi avrunder denne verdien til 1,5. Grenseverdien mellom moderat og dårlig status

ble beregnet ut fra topp-punktet til 90 % persentillinja (persentilregresjon) for forholdet mellom tot-P og BMHypo (se figur 11.3D). Verdier til høyre for denne grensa antas å være begrensa av spesielt oksygen og således representere dårlig økologisk status. WS-FBI-verdien for det beregnede topp-punktet ved tot-P konsentrasjon på 22,5 µg L-1 er 1,25. Grenseverdien mellom dårlig og svært dårlig status ble satt til 1,10 ut fra vurderinger av tilstanden i de gjenværende innsjøene med WS-FBI verdier under 1,25 (ekspertvurdering). Tabell 11.1 oppsummerer de ulike klassegrenseverdiene og deres respektive EQR-verdier, der 3,3 ble brukt som referanseverdi.


49

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

Tot-P, µg/l

WS-

FBI

3 5 10 20 40 80

Dominating Fish Group

CoregonidsCyprinids/PercidsSalmonids

Figur 11.4 Scatterplott av WS-FBI som

funksjon av Tot-P med klassegrenser for

WS-FBI for fisk i pelagiske områder av

lavereliggende (< 200 moh.) innsjøer i

Norge, basert på hydroakustikk (natt)

og beregnet fiskebiomasse i epi- og

hypolimnion. Hvert punkt representerer

én innsjø og punktets form indikerer

hvilket fiskesamfunn som er dominerende

(sirkler: sik-lagesild-krøkle, firkanter:

karpefisk, trekanter: laksefisk).

Atnsjøen. Foto: Odd Terje Sandlund


50

Tabell 11.1 Klassifiseringsgrenser for økologisk tilstand ved bruk av WS-FBI-indeksen og tilsvarende EQR-verdier (utransformert og normalisert).

Klasse Klassegrenser WS-FBI-verdi EQR* (utransf.) EQR (norm)

Svært god SG/G 2,00 0,69 0,80

God G/M 1,50 0,52 0,60

Moderat M/D 1,25 0,43 0,40

Dårlig D/SD 1,10 0,38 0,20

Svært dårlig

*EQR – Ecological Quality Ratio, forholdet mellom en økologisk parameters observerte verdi og referanseverdi.

12 Påvirkninger og støtteparametereKlassifiseringstreet og prosedyrene for vurdering av fiskebestandenes tilstandsklasser som er beskrevet i kapittel 6 er et system for klassifisering av fiskebestanden uavhengig av påvirkningstype. Dersom klassifiseringen resulterer i noe annet enn ”Svært god” tilstand bør årsaken til avviket dokumenteres. Dette blir enda viktigere dersom klassifiseringen gir ”Moderat” eller dårligere tilstand. I slike tilfelle skal det utarbeides en tiltaksplan og eventuelt settes inn tiltak, noe som krever full forståelse av årsaken til avviket. Det er derfor viktig å ha en forståelse av hvordan de ulike påvirkningsstypene virker på fisk.

I Vannforskriften grupperes påvirkningsfaktorene i tre grupper:

• hydromorfologiskeendringer• eutrofiering• forsuring

12.1 Hydromorfologiske endringer og fisk Fysiske inngrep i vassdragene, det vi kaller hydromorfologiske endringer, gjør ofte at fiskebestandene avviker fra referansetilstanden. Med hydromorfologiske forhold menes i denne sammenheng fysiske forhold som dannes av vannet, samt menneskeskapte fysiske strukturer i elv eller innsjø som påvirker fiskens liv. Det er vanskelig å sette opp noen dose-respons kurve for denne typen påvirkninger. En vurdering av effekten av slike inngrep i vannforekomsten må gjennomføres som støtte for den biologiske vurderingen. Det er følgende hovedtyper hydromorfologiske endringer som bør vurderes: fragmentering, redusert vannareal, vannstandsendringer (nedtappingsgrad i innsjøer, raske nedtappinger (tørrlegging) i elver, redusert habitatkvalitet (substratendringer m.v.) og kanalisering. Indirekte kan også temperatur og påfølgende

endret islegging også påvirkes, men dette inngår i fysisk-kjemiske parametere i vannforskriftsammenheng.

Redusert vannareal refererer både til redusert vannføring i elver fordi vann er ført bort eller holdt tilbake til kraft produksjon eller annet bruk, og det refererer til reguleringssona i innsjømagasiner. Også dynamikken i hvordan vannføring og vannstand varierer er viktig. Vannføringen i regulerte elver og vannstanden i reguleringsmagasiner ble tradisjonelt drevet etter et relativt fast mønster gjennom året. Magasinene var på sitt laveste om våren, ble fylt gjennom sommer og høst, og ble tappet ned gjennom vinteren. Regulerte elver hadde en fast minstevannføring gjennom vinteren, en noe høyere minstevannføring om sommeren, og overskudd av vann ga en snøsmeltingsflom om våren og ofte en nedbørflom om høsten. I dag opereres mange kraftverk med såkalt ”effektkjøring” som fører til at både vannføringen i regulerte elver og vannstanden i magasinene varierer langt mer over korte tidsrom. Dessuten er det en tendens til at magasinkapasiteten utnyttes i større grad enn tidligere ved at magasinene tappes helt ned til LRV (laveste regulerte vannstand). Dette har andre og trolig mer negative effekter på fisk og deres næringsdyr enn den tradisjonelle årstidsreguleringen. De enkelte organismenes livssyklus og økologi er avgjørende for hvordan de reagerer på nivå og timing på endringer i vanndekt areal. For aure og laks som gyter om høsten er det viktig at det ikke skjer på steder i elva som blir tørrlagt før rogna klekker. En reduksjon i vannføring bør derfor skje før gyting. Et annet eksempel er skjoldkrepsen, som ofte er et svært viktig næringsdyr for fisk i regulerte innsjøer. Skjoldkrepsen legger eggene i strandsona om høsten, og de tåler å tørrlegges og fryse inne i løpet av vinteren. Klekkingen av eggene på forsommeren er imidlertid avhengig av at det arealet der de ligger, blir dekket av vann før klekkingen skal skje. Også utretting og kanalisering av elveløp fører vanligvis til redusert vannareal (se nedenfor og kapittel 7). Elveløpet blir kortere og snevret inn. Endringen kan vurderes på grunnlag av historiske kart eller flyfoto. Finnes det ingen historiske opplysninger kan endringen vurderes med grunnlag i hydrologisk lignende, men uendrete, elvestrekninger som referanse.


51

Fragmentering betyr at habitatene er skilt fra hverandre slik at fisken ikke kan vandre i vannstrengen slik den kunne under referanseforhold. De vanligste inngrepene er kulverter, dammer i forbindelse med kraftproduksjon (også tidligere kraftproduksjon, møller, sagbruk, m.m.), terskler og andre strukturer som skal øke vanndekt areal, og mer eller mindre tørrlagte elvestrekninger med minstevannføring. Vandringshindret kan være en fullstendig barriere, eller det kan være et hinder som forsinker vandringen eller der passering bare er mulig på spesielle vannføringer. Den økologiske effekten av en vandringsbarriere er at fisken ikke lenger har god tilgang til de ulike habitatene som er nødvendige for at livssyklus skal kunne gjennomføres. Dersom for eksempel adgangen til egnet gytehabitat blir sperret, vil bestanden kunne dø ut. Dersom deler av gyte-, oppvekst- eller ernæringshabitatene blir utilgjengelige, vil bestanden bli redusert i antall og tetthet og/eller fiskens vekst blir dårligere.

Kanalisering og forbygning i elveløp endrer habitatet for fisk. Vanligvis fører det til en homogenisering av elveløpet og substratet slik at variasjonen blir mindre og antall skjulesteder reduseres. Dette reduserer antall fisk per arealenhet. Dessuten reduseres oftest selve elvearealet gjennom innsnevring og forkortelse (jf. figur 7.2). I enkelte unntakstilfelle kan forbygninger virke positivt i form av mer skjul, for eksempel heterogen steinsetting i sand- eller leiredominerte elver.

12.1.1 Vannføring og vanndekt areal i regulerte elverRegulering av naturlige vannforekomster medfører endringer av vannføring i tid og rom. Endringene kan ha direkte fysiske konsekvenser for fiskens leveområder i form av endrete vannhastigheter, dyp og vanndekt areal, og indirekte eller langsiktige konsekvenser i form av temperaturendringer, endring i isforhold, sedimenttransport, næringsforhold og begroingsforhold. I tillegg kan regulering skape barrierer for vandrende fiskearter i form av fysiske konstruksjoner, eller vannføringer som er uegnet for vandring.

Når hydromorfologiske forhold brukes som støtteparametere for klassifisering med fisk som kvalitetselement, må vannføring/vannstand over året inkluderes. Dette er fordi de hydromorfologiske variablene har ulik betydning gjennom fiskens/fiskeartenes livssyklus. Følgelig er det naturlig at hydromorfologiske forhold vurderes sammen med antatte flaskehalser. Eksempelvis er det ikke relevant om vandringsforholdene er uegnet på grunn av liten vannføring, dersom dette forekommer i perioder da vandring ikke foregår.

Følgende særskilte elementer kan representere flaskehalser for fisk i elver, skapt av hydromorfologiske endringer:

• Vanndektgytesubstraterviktigitidenfragytingogheltfram til yngelen er stor nok til å velge andre leveområder.

• Overlevelsehosungfiskavlaksefiskersterktknyttettilutstrekningen av et stabilt vanndekt areal om vinteren. På sommeren kan lavvannsperioder representere flaske-

halser for ungfisk. Størrelsen på nødvendig lavvannføring og dermed vanndekt areal er avhengig av flere forhold, bl.a. topografi. Vanndekt areal er en ikke-lineær funksjon av vannføring og reduksjon av vanndekt areal akselererer med synkende vannføring (figur 12.1). En nedre kritisk grense for vanndekt areal kan relateres til en vannføring som er i nærheten av naturlig lavvannføring for vannfore-komsten. Fisken i små vassdrag kan være spesielt sårbar for lavvannføringsperioder.

• Hurtigevannstandsendringer(størreennvertikalendringpå 13 cm/time) kan føre til stranding av fisk. Dette er særlig viktig i ungfiskhabitater (langgrunne områder og substrat med gode skjulmuligheter), og gjelder spesielt nattreduksjoner om vinteren.

• Varigevannføringsreduksjonerellerfraværavspyle-flommer resulterer i sedimentering av sand og finere masser i mellomrommene mellom steinene, og gir mulighet for etablering av vannvegetasjon. Dette fører til redusert substratkvalitet for laksefisk, og andre arter kan øke sin relative forekomst.

• Langvarigtapavstabiltisdekkesomfølgeavhøyvanntemperatur nedstrøms kraftverksutløp kan medføre at ungfisk må bruke mer energi for å overleve vinteren, noe som fører til økt dødelighet. Tilsvarende kan lavere sommertemperatur gi redusert vekst, og i sin tur økt dødelighet.

• Fysiskehindringerellerbarriererkanbådestoppeogforsinke oppstrøms vandring. For nedvandrende fisk som smolt, utgytt laksefisk og ål kan kraftverksturbiner forårsake dødelighet.

• Mindreelvearealpga.forbygninger,utretting,kanalisering,endret vannføring, osv.

• Mindredynamikkogendringerisubstratsammensetning,for eksempel mindre gytegrus pga. demninger, terskler eller forbygninger langs bredden.

Flere undersøkelser tyder på at fisketettheten (antall eller biomasse per arealenhet vanndekt areal) på minste-vannføringsstrekninger ikke er særlig forskjellig fra tettheten som ble registrert før vassdraget ble regulert, men at den totale bestanden er redusert fordi vanndekt areal er redusert. Det er imidlertid viktig å huske at effekten i form av redusert vanndekt areal som følge av redusert vannføring varierer mye med elvekanalens form (se figur 12.1).

I slike tilfelle er støtteparameteren minste vanndekte areal i en 7-dagers minimum periode om vinteren trolig den mest relevante for fisk, men som nevnt ovenfor er også tidspunkt for redusert vannføring om høsten en viktig faktor. Det kan også stilles spørsmål om kortere perioder, f. eks. ett døgn med minimumsvannføring, vil være en bedre parameter. Som grunnlag for klassifiseringen skal endringen i forhold til en referansetilstand brukes, og man må derfor kjenne referansetilstanden for både 7-døgns minimum vanndekt areal om vinteren og forløpet i vannføring om høsten for å kunne bedømme hvor mye dagens situasjon avviker fra dette (tabell 12.1). Ved praktisk elfiske kan det derfor være nyttig å bedømme vanndekt areal på elfiskestasjonene og gjøre et overslag over hvor stor reduksjonen har vært i forhold til


52

naturlig vannstand på den samme tiden på året (se Anå/Afør i tabell 12.1). Selv om dette også blir et unøyaktig mål på reduksjon i vanndekt areal er fordelen med et slikt overslag at det vil gjelde for den konkrete lokaliteten der elfisket foregår.

12.1.2 Fragmentering og vandringshindreFragmentering av vassdragsstrengen skjer når det etableres dammer eller andre fysiske inngrep som stopper eller reduserer fiskens frie vandring i vassdraget, enten det gjelder vandringer i elva, mellom innsjø og elv eller mellom sjø og ferskvann. Fri vandring betyr både opp- og nedvanding. Fragmentering fører til at fiskebestander mister adgang til viktige habitater i hele eller deler av livssyklus slik at bestander kan bli kraftig redusert, forsvinne helt eller få store genetiske endringer. Det er også ulikt hvordan forskjellige fiskearter påvirkes, og i norsk sammenheng vil det være naturlig å konsentrere seg om ål, aure, sjøaure, harr, laks, sjørøye, innsjørøye og elvegytende sik.

10 20 30 40 50 60 70 80

5 m3/sek

5 m3/sek

50 m3/sek

50 m3/sek

Dyp

Meter Figur 12.1 Vannføring og vanndekt

areal i to ulike tverrsnitt av elveløp.

Tabell 12.1 Klassifisering basert på støtteparameteren vannføring og vanndekt areal. Vannføring: minimum 7-døgns middel i vannføring om vinteren og sommeren i regulerte elver (Qminreg) i forhold til naturlig vannføring (Qminnat): Qminreg / Qminnat. Vanndekt areal viser til over-slag som gjøres på elfiskestasjoner (Afør er anslått areal ved naturlig vannføring, Anå er areal ved elfiskeanledningen).

Belastningsgrad Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Qminreg / Qminnat

Vinter>0,80 0,80 - >0,60 0,60 - >0,40

0,40 - >0,25 ≤0,25

Qminreg / Qminnat

Sommer>0,70 0,70 - >0,50 0,50 - >0,30 0,30 - >0,20 0

Anå/Afør >0,90 0,90 – 0,75 0,75 - 0,50 0,50 - 0,10 <0,10

Vurderingen av vandringshindre og -barrierer gjøres på grunnlag av to parametere: fragmenteringsgrad (FG) og barriereeffekt (BE). Fragmenteringsgrad beregnes ut fra hvor mange fragmenter de kunstige vandringshindrene/barrierene har delt opp den naturlig ufragmenterte strekningen (L) i, dvs. gjennomsnittslengden på fragmentene delt på L.

(Ligning 10.1)

N er antall vandringshindre på strekningen L, og N+1 er antall fragmenter L er delt opp i. FG vil ha en verdi mellom 0 (ufragmentert) og tilnærmet 1 (svært fragmentert).Barriereeffekt beskriver i hvilken grad livsviktige habitater for bestandens overlevelse er blitt utilgjengelige gjennom menneskelig aktivitet, og er vanligvis aktuell som parameter


53

for fisk som vandrer mellom sjø eller innsjø og gyteplasser i elv (dvs. laks, innsjø- og sjøaure, og sjørøye). I tilfeller der en har god kunnskap om viktige habitater, er parameteren også relevant innen elver. Barriereeffekt (BE) beskrives da som andelen av potensielt tilgjengelig gyteelv (Lref) som er blitt utilgjengelig ved menneskeskapte inngrep.

BE = 1 – (Lrest / Lref) (Ligning 10.2)

der Lrest er avstand fra innsjø eller fjord (eller overvintrings- eller sommerhabitat) til første kunstige vandringsbarriere. Det kan være stor forskjell mellom fiskearter og –størrelser mht. hvilke strukturer som fungerer som en barriere mot vandring.

12.1.3 Vanndekt areal og regulering i innsjøer For regulerte innsjøer er det særlig størrelsen på strandsona som er avgjørende for aure og flere andre fiskearter. Dette skyldes at strandsona er det mest produktive habitatet med hensyn til hvor fisken kan finne næring, og derfor er det vesentlig hvor stor andel av denne som blir redusert som produksjonsareal som følge av en regulering. Dette forholdet mellom strandsonas størrelse og reguleringssonas størrelse avgjør de biologiske effektene. Strandsona kan i denne sammenheng antas å gå ned til et dyp lik to ganger siktedypet (SD). Forholdet mellom reguleringshøyde (RH) og strandsona (2xSD) kan derfor være en enkel indeks for skade på biologisk produksjon i strandsona. En tentativ klasseinndeling for denne parameteren er gitt i tabell 12.3. Både reguleringssonas utstrekning (dvs. avstanden mellom høyeste og laveste regulerte vannstand, hhv. HRV og LRV) og hvordan vannstanden varierer gjennom året er viktige parametere. Informasjon om HRV og LRV finnes tilgjengelig i NVEs databaser og i Vannmiljøsystemet (jf. www.vannportalen.no). Den reelle manøvreringen av magasinene, som er den økologisk relevante parameteren, er derimot ikke lett tilgjengelig uten direkte kontakt med regulant. Det beste indirekte målet på redusert produksjon ville trolig være forholdet mellom arealet av strandsona ved HRV og tørrlagt areal ved LRV, men dette er informasjon som det er mer komplisert å framskaffe.

Reguleringens effekt på fiskesamfunnet i innsjøer/maga-siner virker også ved at reguleringen kan ødelegge eller sperre adgangen til gyteplassene. Bestandene kan da bli rekrutteringsbegrenset, slik av effekten blir større enn redusert produksjonsareal i seg selv skulle tilsi. På lengere sikt (noen tiår) kan regulering endre bunnforhold og føre til

Tabell 12.2 Tentative klassegrenser for påvirkningsfaktorene fragmenteringsgrad (FG) og barriereeffekt (BE).


FG <0,2 0,2-0,4 0,4-0,6 0,6-0,8 >0,8

BE <0,2 0,2-0,4 0,4-0,6 0,6-0,8 >0,8

sedimentering av fine løsmasser der det før regulering var produktiv steinbunn. På samme måte kan gyteområder for sik og røye gradvis endres ved at bunnen i reguleringssonens nedre deler sedimenteres med finere løsmasser.

I veiledningen for karakterisering av vannforekomster (Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2011) foreslås grenser for når vannforekomsten skal bli kandidat til sterkt modifisert vannforekomst (SMVF), altså når det er grunn til å tro at de fysiske endringene medfører dårligere enn god økologisk tilstand, og at bestandene ikke kan oppnå forbedret tilstand uten store samfunnsmessige kostnader. For forskjellen mellom HRV og LRV foreslås 3 m når det foregår en aktiv regulering gjennom året. Dette er imidlertid en streng grense med tanke på fisk, da mange norske reguleringsmagasiner med større reguleringer har fiskebestander i god tilstand. Tilsvarende kan også regnes for bunndyr og andre næringsdyr for fisk, jf. tabell 12.4.

Avhengig av de lokale forholdene kan slike moderate reguleringshøyder likevel ha stor negativ effekt på fisk som aure og røye. Dersom de eneste egnete gyteplasser for røya i en innsjø finnes på grunt vann (< 3 m), vil en slik regulering være svært skadelig for denne arten. Dersom den moderate reguleringen reduserer adgangen til gytebekkene for auren, vil også den arten bli skadelidende i tillegg til skaden som skyldes en redusert bunndyrproduksjon i strandsona.

For bunndyr som har liten eller moderat egenbevegelse i strandsona, vil en regulering ha negativ effekt (tabell 12.4). Det gjelder marflo, snegl og vårfluelarver som alle er viktige næringsdyr for aure og andre fiskearter. For disse bunndyra er tålegrensen erfaringsmessig satt til henholdsvis 6 m, 8 m og 10-12 m. Det betyr at de bare sjelden eller aldri påvises som næring for aure når reguleringshøyden er større enn tålegrensen. Tidlig fylling om våren og senere senking om høsten vil generelt bidra til høyere biologisk produksjon av attraktive næringsdyr for fisk som lever på grunne og strandnære områder. Dette vil redusere den negative effekten av regulering. Næringstilbudet i form av krepsdyrplankton i de frie vannmassene antas å forbli tilnærmet uendret etter en regulering.

To viktige næringsdyr som svært ofte dominerer i reguleringsmagasiner, er skjoldkreps og linsekreps. Begge er relativt store næringsdyr som foretrekkes av fisk. Mens skjoldkreps har en utbredelse over ca. 800 moh. i Sør-Norge, er linsekreps utbredt både i høyfjellet og i lavlandet.


54

Tabell 12.3 Indikative klassegrenser for påvirkningsfaktoren innsjøregulering for fisk som kvalitetselement, dvs reguleringshøyde (HRV minus LRV), og forholdet mellom reguleringshøyde (RH) og siktedyp (SD).


RH = HRV – LRV <1 m 1-5 m 5-8 m 8-12m >12 m

RH / (2xSD) <0,2 0,2-0,4 0,4-0,6 0,6-0,8 >0,8

Det er ikke påvist noen øvre tålegrense med hensyn til reguleringshøyde for noen av disse. Skjoldkreps er imidlertid avhengig av vannstand høst og vår. Om høsten legges eggene på grunt vann, og de tåler godt å tørrlegges og å fryse inne. Eggene må imidlertid være dekket av vann ved klekking om våren/forsommeren. Sen oppfylling på forsommeren gjør at skjoldkrepsegg som ble lagt på grunt vann høsten før ikke dekkes med vann tidlig nok til at skjoldkreps rekker å få gjennomført livssyklus. Basert på empiriske data er 15. juli satt som dato da eggene må være dekket av vann.

Vannstandsvariasjon vil derfor virke negativt på nærings-forholdene for aure som primært tar næring i strandsonen, mens sik og røye i liten grad blir berørt fordi disse i større grad finner næring ute i de frie vannmassene. Dette forutsetter imidlertid at det ikke skjer endringer i turbiditeten, det vil si partikkelmengden og sikten i vannet. Dersom det skjer utrasinger eller andre hendelser som fører til partikler og dårlig sikt i vannmassene, vil den biologiske produksjonen i pelagiske områder falle drastisk fordi tilgangen på lys som planteproduksjonen er avhengig av blir redusert.

Et forslag til klassegrenser for støtteparameteren regulerings høyde i forhold til fisk er gitt i tabell 12.3. Dette er basert på viktige næringsdyr i høyfjellsmagasiner (jf. tabell 12.4), og antyder en grense mellom ”God” og ”Moderat” tilstand på 5 m differanse mellom HRV og LRV. Dette er betinget av en tradisjonell årstidsvariasjon, magasinfylling før

klekking av skjoldkrepsegg, og at gytearealer i innsjøen eller i tilløpsbekker ikke ødelegges eller sperres av. Et tentativt forslag basert på forholdet mellom reguleringshøyde og siktedyp er også gitt i tabell 12.3.

12.2 Kjemiske støtteparametre med hensyn til forsuring og laksI løpet av de siste åra er det foretatt mange undersøkelser av overlevelse og fysiologisk tilstand hos lakseunger (parr, presmolt og smolt) for å vurdere deres kvalitet og overlevelse under forsuring og kalking. Aluminium (Al) på gjellene har vist seg som en enkel og relevant parameter for å vurdere fiskens helsetilstand i surt aluminiumsholdig vann (tabell 12.5). For smolt er klassegrensen mellom ”God” og ”Moderat” satt ved 30 µg Al/g tørrvekt (tv) med hensyn til mulige effekter på sjøoverlevelsen. Merkeforsøk har vist at slike Al-verdier kan gi en redusert sjøoverlevelse fra smolt til voksen fisk på rundt 30 %. Kritiske nivå for gjelle-Al er betydelig lavere for mulige effekter på overlevelsen hos smolt i ferskvann, der klassegrensen God/Moderat er 100 µg Al/g tv. Hos parr er tilsvarende nivå 200 µg Al/g tv.

Ved den vannkjemiske vurderingen har vi valgt å skille på mulige effekter av surt aluminiumsholdig vann på overlevelsen hos parr i ferskvann, og hos smolt i ferskvann og sjøvann. De vannkjemiske parametrene som vurderes er pH,

Tabell 12.4 Tålegrense for viktige næringsdyr for fisk i reguleringsmagasiner (Rognerud & Brabrand 2010).

Gruppe Tålegrense mht. reguleringshøyde

Marflo 6 m

Snegl 8 m

Vårfluelarver 10-12 m

Fjærmygg Tålegrense ikke påvist

Skjoldkreps Tålegrense ikke påvist, tidspunkt for fylling om våren/forsommeren er avgjørende

Linsekreps Tålegrense ikke påvist

Bythotrephes Tålegrense ikke påvist

Daphnia sp. Tålegrense ikke påvist


55

Tabell 12.5 Vurdering av klassegrenser for tilstanden hos laksunger på basis av konsentrasjonen av aluminium på gjeller hos parr i ferskvann og hos smolt i ferskvann og sjøvann.

Stadium Enhet Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Gjelle-Al hos parr i ferskvann µg Al/g tv <100 100-200 200-400 400-800 >800

Gjelle-Al hos smolt i ferskvann

µg Al/g tv <30 30-100 100-200 200-300 >300

Gjelle-Al hos smolt i sjøvann µg Al/g tv <10 10-30 30-60 60-150 >150

Tabell 12.6 Kritiske grenser for pH, uorganisk aluminium (Ali) og ANC for parr og smolt av laks i ferskvann (F) og sjøvann (S).

Stadium Parameter Enhet Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig

Parr (F) pH >5,9 5,9-5,6 5,6-5,2 5,2-4,8 <4,8

Parr (F) Ali µg/L <10 10-20 20-30 30-60 >60

Parr (F) ANC µekv/L >50 50-30 30-10 10-0 <0

Smolt (F) pH >6,4 6,4-6,2 6,2-5,8 5,8-5,5 <5,5

Smolt (F) Ali µg/L <5 5-10 10-20 20-40 >40

Smolt (F) ANC µekv/L >50 50-40 40-20 20-10 <10

Smolt (S) pH >6,4 6,4-6,2 6,2-6,0 6,0-5,8 <5,8

Smolt (S) Ali µg/L <5 5-10 10-15 15-20 >20

Smolt (S) ANC µekv/L >50 50-40 40-20 20-10 <10

uorganisk eller labilt aluminium (Ali) og syre-nøytraliserende kapasitet (ANC) (tabell 12.6). For smolt i både ferskvann og sjøvann har vi satt grensen for Ali mellom ”God” og ”Moderat” ved 10 µg/L. For parr en grensen mellom ”God” og ”Moderat” satt noe høyere enn for smolt, med 20 µg/L. For ANC er grensen mellom ”God” og ”Moderat” tilstand for parr i ferskvann satt til 30 µekv/L, mens den for smolt i både ferskvann og sjøvann er 40 uekv/L. Det påpekes at deteksjonsgrensen for aluminium gjør det vanskelig å gi sikre forskjeller i konsentrasjonsområdene med hensyn til grenseverdier mellom ”God” og ”Moderat” tilstand. Usikkerheten vedrørende Ali øker også med vannets humusinnhold.

ANC-grensene for laks bør eventuelt justeres ut fra konsentrasjonene av totalt organisk karbon (TOC, jf. forsuring og aure i innsjøer). Klassegrensene for parr vurderes som usikre på grunn av manglende data. Slike data foreligger fra den nasjonale overvåkingen, men må sammenstilles.

13 Veien videreArbeidet i Fagrådet for fisk i Vanndirektivet har tydelig demonstrert hvor komplisert det er å anvende fiskedata for klassifisering av norske vannforekomster. Denne rapporten viser hvor langt vi har kommet med dette arbeidet våren 2013, og det demonstreres tydelig at her gjenstår mye arbeid. Blant de oppgavene som bør prioriteres i nærmeste framtid er:

• Samledatasettfraflerereferanselokaliteter,bådenårdetgjelder innsjøer og rennende vann, med sikte på å identi-fisere klassegrenser for vanntyper (snevert definert både ut fra vanntype og geografisk region).

• Utviklebedremetoderforåfastsettereferansetilstandfor fisk i innsjøer på grunnlag av kjent artsforekomst, regionale spredningsmodeller og GIS-basert estimering av innsjøbassengenes form og dyp.

• Identifisereogtaibruktidsserier,blantannetforåkunnestatistisk redusere variasjonen i rådata.

• Utvikleogtestestandardmetodikkforåmålehydro-morfologiske endringer som en semi-kontinuerlig para-meter som kan settes opp mot fisketetthet eller CPUE.


56

Fossekall i sitt kongerike. Foto: Odd Terje Sandlund,


57

ReferanserAnonym 2011. Kvalitetsnormer for laks – anbefalinger til system for klassifisering av villaksbestander. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr. 1, 105 s.

Beier, U., Degerman, E., Sers, B., Bergquist, B. & Dahlberg, M. 2007. Bedömningsgrunder för fiskfaunans status i rinnande vatten – utveckling och tillämpning av VIX. Fiskeriverket Finfo Rapport 2007:5, 58 s. (www.fiskeriverket.se).

Bergan, M. A., Nøst, T. & Berger, H. M. 2011. Laksefisk som indikator på økologisk tilstand i småelver og bekker. Forslag til metodikk iht. vanndirektivet. NIVA rapport L. NR. 6224-2011. 52 s.

Bjerkeng, B., Borgstrøm, R., Brabrand, Å. & Faafeng, B. A. 1991. Fish size distribution and total fish biomass estimated by hydroacoustical methods: a statistical approach. Fisheries Research, 11: 41-73.

Brabrand, Å. 2009. Tetthet av ungfisk i Hurdalselva, Gjødingelva og Hegga i 1997-2008. Naturhistorisk museum, Universitetet i Oslo, Rapp.Lab.FerskvØkol.Innlandsfiske, 270, 37 s.

Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2009. Veileder 01:2009 Klassifisering av miljøtilstand i vann. Direktoratet for naturforvaltning, Trondheim. 84 s. http://www.vannportalen.no/hoved.aspx?m=43073

Direktoratsgruppa Vanndirektivet 2011. Veileder 01:2011 Om karakterisering og analyse. Direktoratet for naturforvaltning, Trondheim. 84 s. http://www.vannportalen.no/hoved.aspx?m=31151&amid=1657299.

EC 2010. Common implementation strategy for the water framework directive (2000/60/EC). Guidance document on the intercalibration process 2008-2011. Guidance document No. 14. Technical Report - 2011 – 045, 102 s. DOI : 10.2779/99432.

FAME Consortium 2009. Improvement and spatial extension of the European Fish Index. http://efi-plus.boku.ac.at/software (tilgang 2. mai 2011).

Forseth, T. & Forsgren, E. (red.) 2009. Elfiskemetodikk. Gamle problemer og nye utfordringer. NINA Rapport 488: 74 s. Gederaas, L., Loennechen Moen, T., Skjelseth, S. & Larsen, L.-K. 2012. Fremmede arter i Norge med Norsk Svarteliste 2012. Artsdatabanken, Trondheim. Tilgjengelig på www.artsdatabanken.no

Gjelland, K.Ø., Rustadbakken, A., Haugen, T.O. & Sandlund, O.T. 2013. Forsøk med trål og ekkolodd i Mjøsa, 2012. NINA Rapport 9, 27 s.

Helland, I.P., Ugedal, O., Finstad, A.G. & Sandlund, O.T. 2010. Standardiserte ørretfangster som hjelpemiddel for å vurdere økologiske effekter av vannstandsreguleringer i innsjøer. – NINA Rapport 560: 1-23.

Hesthagen, T., Hegge, O., Dervo, B.K. and Skurdal, J. 1989. Fish distribution and interactions between fish populations in Lake Atnasjøen and the Atna river. Forsknings- og referansevassdrag. MVU-rapport nr. B 60, 59 s.

Hesthagen, T., Helland, I.P., Sandlund, O.T. & Ugedal, O. 2012. Naturindeks for Norge - Metodikk for fastsettelse av skader på aurebestander på grunn av vassdragsregulering og introduksjon av fremmede fiskearter. NINA Rapport 852: 1-24.

Hesthagen, T., Rosseland, B.O., Berger, H.M. & Larsen, B.M. 1993. Fish community status in Norwegian lakes in relation to acidification: a comparison between interviews and actual catches by test-fishing. - Nordic J. Freshwat. Res. 68: 34-41.

Holmgren, K., Kinnerbäck, A., Pakkasmaa, S., Bergquist, B. & Beier, U. 2007. Bedömningsgrunder för fiskfaunans status i sjöar. Utveckling och tillämpning av EQR8. – Fiskeriverket Finfo Rapport 2007:3, 51 s. (www.fiskeriverket.se).

Huitfeldt-Kaas, H. 1918. Ferskvandsfiskenes utbredelse og innvandring i Norge med et tillæg om krebsen. – Centraltrykkeriet, Kristiania.

Larsen, B.M., Sandlund, O.T., Gabrielsen, S.E., Saksgård, L. & Saksgård, R. 2010. Metodiske utfordringer i undersøkelsene av laks og ørret i effektkontrollen i kalkede vassdrag. – NINA Rapport 644: 1-37.

Lindem T. 1982. Successes with conventional in situ determinations of fish target strength. S. 104-111 i Nakken, O. & Venema, S.C. (eds) Symposium on Fisheries Acoustics. Bergen (Norway): FAO Fisheries Report.

Lindem, T. & Sandlund, O.T. 1984. Ekkoloddregistrering av pelagiske fiskebestander i innsjøer. Fauna 37: 105-111.

Museth, J., Kraabøl, M. & Dokk, J.G. 2012. Båtelfiske; en revolusjonerende metode for overvåking av fisk i store elver? pH-status 18(2-2012): 3-5.

Pinheiro, Bates, DebRoy, Sarkar & the R Development Core Team (2012). nlme: Linear and Nonlinear Mixed Effects Models. R package version 3.1-103.

Pulg, U., Barlaup, B., Gabrielsen S.-E. & Skoglund, H. 2011. Sjøaurebekker i Bergen og omegn. LFI-rapport nr. 181, 295 s. Uni Research, Uni Miljø LFI, Bergen. www.miljo.uni.no/?page_id=1063.


58

Rognerud, S. & Brabrand, Å. 2010. HydroFish-prosjektet: Sluttrapport for undersøkelsene 2007 - 2010. NIVA Rapport 6082-2010, 74 s.

Saksgård, R. & Hesthagen, T. 2010. Vannbiologisk overvåking - Ungfiskundersøkelser. – I: Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Årsrapport- Effekter 2009. Statlig program for forurensningsovervåking, Rapp.2696/2010.

Saltveit, S.J. 2006. Laks og ørret i Enningdalselva. Årsrapport for 2004 og 2005. Rapp. Lab. Ferskv. Økol. Innlandsfiske, Oslo, 244, 16 s.

Sandlund, O.T. & Hesthagen, T. 2011. Fish diversity in Norwegian lakes: conserving species poor systems. – Pp. 7-20 in: M. Jankun, G. Furghala-Selezniow, M. Wozniak & A.M. Wisniewska (eds) Water biodiversity assessment and protection. University of Warmia and Mazury in Olsztyn, Poland.

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

Sandlund, O.T., Brabrand, Å., Diserud, O., Helland, I.P., Hesthagen, T.& Ugedal, O. 2011. Bruk av eldre fiskedata i arbeidet med Vanndirektivet: Et pragmatisk forslag. VANN 2011-3: 296-312.

Sandlund, O.T., L. Klyve, H. Hagen & T.F. Næsje 1981a. Krøkla i Mjøsa. Alderssammensetning, vekst og ernæring. DVF Mjøsundersøkelsen. Rapport nr. 2: 70 s.

Sandlund, O.T., T.F. Næsje, H. Hagen & L. Klyve 1981b. Lagesilda i Mjøsa. Alderssammensetning, vekst og ernæring. DVF Mjøsundersøkelsen. Rapport nr. 3: 58 s.

Sandlund, O.T., T.F. Næsje, L. Klyve & H. Hagen 1981c. Siken i Mjøsa. Alderssammensetning, vekst og ernæring. DVF Mjøsundersøkelsen. Rapport nr. 5: 54 s.

Schartau, A.K., Abelsen, R., Halvorsen, G., Hobæk, A., Johansen, S., Sloreid, S.E. & Walseng, B. 2006. Forslag til overvåkingslokaliteter for etablering av referanseverdier for økologiske kvalitetselementer i ferskvann. Fase 3: elver og innsjøer. NINA Rapport 153: 35 pp + vedlegg.

Solheim, A.L. & Schartau, A.K. 2004. Revidert typologi for norske elver og innsjøer. NIVA Rapport 4888-2004, 17 s.

Taranger, G.L., Svåsand, T., Bjørn, P.A., Jansen, P.A., Heuch, P. A., Grøntvedt, R.N., Asplin, L., mfl. 2012. Forslag til førstegenerasjons målemetode for miljøeffekt (effektindikatorer) med hensyn til genetisk påvirkning fra oppdrettslaks til villaks, og påvirkning av lakselus fra oppdrett på viltlevende laksefiskbestander. Fisken og havet, 13-2010 Havforskningsinstituttet; Veterinærinstituttets rapportserie Nr. 7-2012.

Tierney, D., Donnelly, R.E. & Caffrey, J.M. 1999. Growth of bream, Abramis brama (L.), in Irish canals and implications for management. Fisheries Management and Ecology, 6: 487-498.

Ugedal, O., Forseth, T. & Hesthagen, T. 2005. Garnfangst og størrelse på gytefisk som hjelpemiddel i karakterisering av aurebestander. NINA Rapport 73: 52 s.

Ugedal, O., T.F. Næsje & T. Forseth 1999. En vurdering av kriterier for klassifisering av storørret. Notat, Norsk institutt for naturforskning (NINA), Trondheim. 39 s.

Vehanen, T., Sutela, T. & Korhonen, H. 2009. Environmental assessment of boreal rivers using fish data – a contribution to the Water Framework Directive. Fisheries Management and Ecology 17: 165-175.

Wyatt, R., Sedgwick, R. & Simcox, H. 2007. River fish habitat inventory phase III: multi-species models. Environment Agency Science Report SC040028/SR, 70 s.

Zuur, A., Ieno, E.N., Walker, N., Saveliev, A.A. & Smith , G.M. (2009). Mixed Effects Models and Extensions in Ecology with R, Springer, 574 s.


59

Miljødirektoratet ble opprettet 1. juli 2013 og er en sammenslåing av Direktoratet for naturforvaltning og Klima- og forurensningsdirektoratet. Vi er et direktorat under Miljøverndepartementet med 700 ansatte i Trondheim og Oslo. Statens naturoppsyn er en del av direktoratet med over 60 lokalkontor. Miljødirektoratet har sentrale oppgaver og ansvar i arbeidet med å redusere klimagassutslipp, forvalte norsk natur og hindre forurensning. Våre viktigste funksjoner er å overvåke miljøtilstanden og formidle informasjon, være myndighetsutøver, styre og veilede regionalt og kommunalt nivå, samarbeide med berørte sektormyndigheter, være faglig rådgiver og bidra i internasjonalt miljøarbeid.

MiljødirektoratetTelefon: 03400/73 58 05 00 | Faks: 73 58 05 01

E-post: [email protected]

Nett: www.miljødirektoratet.no

Post: Postboks 5672 Sluppen, 7485 Trondheim

Besøksadresse Trondheim: Brattørkaia 15, 7010 Trondheim

Besøksadresse Oslo: Strømsveien 96, 0602 Oslo

Vannforskriften og fisk - …...Vannforskriften og fisk – forslag til klassifiseringssystem...

Documents

Transcript of Vannforskriften og fisk - …...Vannforskriften og fisk – forslag til klassifiseringssystem...