Utvärdering av den indikativa modellen

Transkript

1 Dnr: Datum: Status: Slutversion Utvärdering av den indikativa modellen bedömning av fysisk påverkan Emanuel Nandorf, Bart De Wachter, Mats Johansson, Patrik Olofsson, Emma Palmgren och Daniel Åslund

2 Innehåll 1 Bakgrund och syfte Avgränsningar Den indikativa modellen Uppbyggnad och struktur Distriktens och länens tillämpning av modell och statusklassning Biotopkartering Morfologi Statusklassning av biologi Statusklassning av fisk Ekologisk statusklassning med hjälp av flodpärlmussla Utvärdering av modellen Statusklassning med den indikativa modellen jämfört med statusklassning av biotopkarteringsdata Markanvändning i närmiljön Vägövergångar Sammanvägning av parametrar för morfologiska förhållanden Statusklassning baserad på biologiska data jämfört med modellutfall och biotopkartering Diskussion Rekommendationer inför en nationell strategi för fortsatt arbete med kartläggning av fysisk påverkan i vatten Referenser Bilaga

3 1 Bakgrund och syfte De två nordliga distrikten i Sverige har under vattenförvaltningens första cykel använt sig av en indikativ modell för att sortera fram områden som riskerar att inte uppnå god ekologisk status på grund av olika miljöproblem. Strategin i den indikativa modellens inledande steg är att undvika underskattning och hellre göra en liten överskattning av miljöproblemen för att kunna peka ut de vattenförekomster som ska prioriteras för verifiering. Utgångspunkten har varit att använda de metoder och underlag som varit tillgängliga för den absoluta merparten av de vatten som skulle bedömas. För försurning och övergödning har enkla arealutspädningsmodeller använts. Kontinuitet har analyserats via GIS med underlag om olika typer av vandringshinder. Flödes- och nivåförändringar bedömdes främst utifrån befintlig flödesstatistik från SMHI. För morfologiska förändringar analyserades flottleders utbredning, vägövergångar och markanvändning med hjälp av GIS-modeller. Av flera skäl finns det ett stort behov av att utvärdera den indikativa modellen. Dels har utfallet av påverkananalyserna styrt statusklassningarna för en majoritet av vattenförekomsterna i de två nordliga distrikten. Här behövs en validering av modellens utfall för att få en skattning av säkerheten i statusklassningarna. Utvärderingen är inriktad på fysisk påverkan, eftersom ett bra referensmaterial för dessa bedömningar finns i form av bearbetade data från utförda biotopkarteringar. Resultatet av utvärderingen förväntas även bidra till utvecklingen av en nationell modell för att bedöma fysisk påverkan. 2 Avgränsningar För att kunna jämföra modellerat utfall med verkliga data har jämförelser gjorts för vattenförekomster som är biotopkarterade. För vattenförekomster som även var statusklassade med biologiska data gjordes grov jämförelse med klassningen enligt modellen. Utvärderingen är begränsad till miljöproblemet fysisk påverkan. Andra miljöproblem utvärderas på andra sätt. För övergödning pågår ett projekt som heter PRÖVA och som omfattar prioritering och analys av övergödningsobjekt. Försurning hanteras inom en expertgrupp med stark koppling till länens kalkningsverksamhet. En grov kartläggning i distriktet visar att indikativa modellen för försurning överensstämmer relativt väl med målområden för kalkning. Projektet omfattar inte heller påverkan av miljögifter, främmande arter eller påverkan på grundvatten. 3 Den indikativa modellen 3.1 Uppbyggnad och struktur Syftet med den indikativa modellen är att kunna klassificera ekologisk status i alla vatten med hjälp av tillgängliga data. Modellen bygger på ett grundläggande antagande om att graden av mänsklig påverkan indikerar ekologisk status. Data och indikatorer för påverkan sammanställs och analyseras med hjälp av olika GIS-modeller. I vissa fall och för viss påverkan tillämpas också expertbedömning. Kunskapen fördjupas sedan genom verifiering i vatten där betydande 3

4 påverkan indikeras. Verifiering ska ses som en åtgärd med flera möjliga vägar. Om verifieringen visar att status är god, så är åtgärden därmed genomförd. Om status är måttlig eller sämre, så görs en åtgärdsutredning eller källfördelningsmodellering som sedan ligger till grund för vilken typ av åtgärd som ska göras. Den indikativa modellen baseras på fem typer av kvalitetsfaktorer: Försurning, övergödning, hydromorfologisk påverkan, främmande arter och övrig betydande påverkan (Johansson och Öhman 2009). De hydromorfologiska kvalitetsfaktorerna är uppdelade i tre parametergrupper: Kontinuitet, hydrologisk regim och morfologiska förhållanden. Alla faktorer och deras underliggande parametrar vägs stegvis samman, huvudsakligen enligt principen sämst avgör (figur 1). Påverkan Status Figur 1. Schematisk skiss över den indikativa modellens uppbyggnad. De parametrar som ingår i kvalitetsfaktorn morfologiska förhållanden i vattendrag är andel rätad sträcka, andel rensad sträcka, antal övergångar per km vattendrag, markanvändning i närmiljö, markanvändning i delavrinningsområdet, antal diken per km vattendrag och död ved per 100 m. Antal diken per km och död ved per 100 m ingår inte i indikativa modellen men finns med i biotopkarteringsmetoden. Parametrarna sammanvägs och viktas med koefficienter, där rätning har störst inverkan. 4

5 Tabell 1. Ingående parametrar och deras viktning för kvalitetsfaktorn morfologiska förhållanden. Parameter Klassning Viktningskoefficient Totalvärde Rätning Rensning Vägövergångar Markanvändning i närmiljön Markanvändning i delavrinningsområdet Död ved Dikning För kontinuitetsförändringar görs en sammanvägning av fragmenteringsgrad och barriäreffekt som sedan bedöms mot förekomst av artificiella vandringshinder där sämst avgör styr. För hydrologisk regim sammanvägs regleringsgrad, förändrad medelhögvattenföring och reducerad medellågvattenföring. Efter att status för de tre kvalitetsfaktorerna morfologi, kontinuitet och hydrologisk regim klassats enligt ovan, så vägs dessa samman mot varandra genom sämst avgör till en övergripande klassning av vattenförekomstens hydromorfologi (figur 2). Alla de underlag och analyser som ingår i modellen finns redovisade i Bilaga 1. = sammanvägs = sämst avgör = avgör risk H Försurning Näringsbelastning K 1 K 2 K Hydromorfologi Ekologisk status Främmande arter M Övrig betydande påverkan* *Påverkan från särskilt förorenande ämnen från utpekade riskområden Riskbedömning 5

6 Figur 2. Schematisk skiss över den indikativa modellen (Öhman och Johansson 2009). 3.2 Distriktens och länens tillämpning av modell och statusklassning En av de grundläggande principerna i ramdirektivet för vatten säger att biologiska kvalitetsfaktorerna ska väga tyngst vid statusklassning av vatten. Fysikaliska-kemiska faktorer och hydromorfologiska faktorer används för att bekräfta eller justera ned den biologibaserade klassningen vid hög eller god status (NFS 2008:1, kap. 2). I indikativa modellen har en lite annorlunda princip tillämpats. Eftersom biologiska data saknas i de flesta sjöar och vattendrag används påverkansanalys av hydromorfologiska och fysikalisk-kemiska parametrar som en proxy för klassning av ekologisk status 1. Vid bedömning av ekologisk status tas hänsyn till alla miljöproblem och regeln sämst styr används. Som beskrivits ovan sammanvägs morfologi, kontinuitet och hydrologisk regim, där sedan vattenförekomster som hamnar i gruppen betydande påverkan (sämre än god status) går vidare för en verifiering av ekologisk status med hjälp av biologi och andra stödparametrar. Indikativa modellen är utformad för att så långt som möjligt överensstämma med bedömningsgrunderna som gäller för morfologi, kontinuitet och hydrologisk regim. Analysmetoderna omfattar främst de faktorer som bedömdes ha ett tillräckligt dataunderlag för båda distrikt så att en rationell och heltäckande bedömning skulle kunna göras. I bedömningsgrunderna för morfologiska förhållanden påverkan ingår åtta faktorer (tabell 1). För en fullständig bedömning ska alla faktorer utvärderas. För flertalet vattenförekomster i de norra distrikten fanns ett tillräckligt underlag för bedömning av faktorerna rätning, rensning, vägövergångar och markanvändning. För död ved och vattennivåförändringar saknades däremot ett heltäckande underlag. För att bestämma dikningsgrad användes en metod baserad på fastighetskartans vattendrag i Norrbottens och Västerbottens län. För de flesta vattenförekomster användes alltså endast fem faktorer i den sammanvägda bedömningen av morfologisk påverkan, vilket gjorde att klassgränserna behövde justeras något (Johansson och Öhman 2009). Färre faktorer gjorde bedömningarna mindre säkra men mer enhetliga då samma metod tillämpades på alla vattenförekomster Biotopkartering Biotopkarteringsmetoden har utförts i varierande grad inom flera län (Rönnegård 2010). Syftena med karteringarna har varit olika mellan länen. Ett syfte har varit att bygga upp ett underlag till verifiering av den indikativa modellen, ett annat att ta fram ett konkret åtgärdsunderlag för återställningsarbeten. Detta har bidragit till att det finns vissa skillnader i vilken metodik som använts. De parametrar inom biotopkarteringen som beskriver fysisk påverkan och som tas upp i denna utvärdering är: Markanvändning i närmiljön Markanvändning i delavrinningsområdet Död ved (antal vedbitar) 1 I enlighet med de undantag för expertbedömning som medges i NFS 2008:1, 2 kap 8 6

7 Förändrad litoralzon Antal diken per km Rätning/kanaliseringsgrad Andel rensad sträcka Förutom ovanstående, kartläggs även andra parametrar, som till exempel strömförhållanden, lekplatser för öring, skuggning, kantzon/skyddszoner, vandringshinder och fiskvägar. I Norrbotten och Västerbotten har data från biotopkartering främst använts till åtgärdsplanering, som underlag för uppföljning av åtgärder samt till statusklassning av fysisk påverkan (morfologiska parametrar). I Jämtlands län används biotopkartering som underlag för åtgärdsplanering, för verifiering av den första statusklassningen eller för kommande statusklassning av fysisk påverkan. Inga biotopkarteringsdata fanns tillgängliga för statusklassning under den första förvaltningscykeln. I Norr- och Västerbotten används den nationella biotopkarteringsmetodiken som grund, men den har med åren utvecklats till att bli mer åtgärdsinriktad., med fokus på att utvärdera åtgärdsbehovet av vattendragen i länen och fungera som underlag vid restaureringar. Från och med 2011 har Västerbotten och Norrbotten använt samma metodik. Här bedöms påverkan i närmiljön per vattenbiotop (50 m på var sida om vattendraget). Dessutom anges vilken/vilka påverkanstyper det handlar om, samt graden av påverkan. Till detta används samma klasser som i bedömningsgrunderna. I Jämtlands län följs den nationella biotopkarteringsmetodiken med en del anpassningar som riktar sig främst att lägga till extra information (t.ex. bilder, koordinater av olika element, förekomst av bäverdammar mm) och därmed underlätta GISbaserat analysarbete och identifiering av åtgärdsbehov. I Norrbotten har verifieringen av statusklassning med hjälp av biotopkarteringsdata främst handlat om att expertbedömningar gjorts. Verifieringen görs dels utifrån inventeringsdata men också utifrån kunskap om hur åtgärdskarteringen av vattendrag bedrivs. Expertbedömningen bygger på att en person som varit med under inventeringen utför klassningen. Bedömningen följer bedömningsgrunderna för hydromorfologi. En anledning till att Norrbotten valt att göra expertbedömningar, istället för att ta fram GIS-analyser för ändamålet, är att de till viss del har väldigt långa vattenförekomster. Små delområden med stor potential (t.ex. rensade strömsträckor och forsar i öringförande vattendrag) riskerar att försvinna om analysen automatiseras för att gälla hela den stora vattenförekomsten. För att hålla nere antalet vattenförekomster har det inte heller varit aktuellt att dela upp dem i mindre förekomster baserat på morfologisk påverkan. Även om såväl biotopkarteringsmanualer samt bedömningsgrunderna i grunden följer standardprotokoll så är själva bedömningen av påverkan/status subjektiv både i fält och vid bearbetning av fältdata på kontoret. I fält gör inventeraren en bedömning utifrån sina kunskaper och instruktioner. Den informationen används sedan på ett subjektivt sätt för att ta fram en klassning. Med anledning av detta projekt blev biotopkarteringsdata i Jämtlands läns analyserat. GISanalyser gjordes som byggde på de nationella bedömningsgrunderna. 7

8 3.2.2 Morfologi Länen har tillämpat underlaget som ligger till grund för analysen av morfologi på lite olika sätt. Även insamling, användning och statusklassning av biotopkarteringsdata har gjorts på lite olika sätt. I Norrbotten har 193 vattenförekomster och totalt ca km biotopkarterats. Detta motsvarar 6,2 procent av antalet vattenförekomster som utgörs av vattendrag. I dessa vattenförekomster gjordes klassning av morfologi utifrån biotopkarteringen. I de övriga vattenförekomsterna ( km) användes indikativa modellen som underlag för statusklassningen. I Västerbotten har 144 vattenförekomster (indelning 2012) biotopkarterats, vilket motsvarar km vattendrag. Dessutom har 108 km som inte är vattenförekomster biotopkarterats. Totalt i länet finns vattenförekomster på motsvarande km. Baserat på dessa siffror kan man säga att 10 % av länets vattendragsförekomster har biotopkarterats. Biotopkarteringen är utförd mellan åren med en anpassad variant av den nationella biotopkarteringsmetodiken. Metodiken är anpassad med syfte att utvärdera åtgärdsbehovet av vattendragen i länet. Det finns även biotopkarteringar gjorda tidigare än 2008, men data för dessa karteringar är av varierande kvalitet. En del äldre biotopkarteringsdata kan eventuellt vara till nytta vid statusklassningar. Endast för ett fåtal vattenförekomster har dock klassningen av morfologi baserats på biotopkarteringsdata, flertalet är klassade med den indikativa modellen. I Jämtlands län hade man år 2011, km vattenförekomster biotopkarterade, vilket motsvarar hela eller delar av 425 vattenförekomster (indelning 2008). Som jämförelse finns ca km vattendrag och vattenförekomster i länet. Dessutom är även ca 200 km rinnande vatten som inte är vattenförekomster karterade. Rapporter som redovisar varje års biotopkartering finns publicerade Rätning och kanalisering samt rensning Rätning och kanalisering samt rensning har framförallt orsakats av det tidiga skogsbrukets timmerflottning och av jordbrukets avvattning. När timmer skulle transporteras längs flottlederna uppstod problem vid grunda eller stark meandrande sträckor med stora och många block. Därför har speciellt dessa sträckor rensats från stenblock som lagts längs kanterna på vattendraget, ofta i form av ledarmar eller stenkistor. Vid statusklassificeringen av dessa parametrar används information från fältkontroll (biotopkartering) eller kartunderlag. I bedömningsgrunderna och VISS görs en skillnad mellan rätning och rensning, medan de i biotopkarteringsprotokollet kombineras. I biotopkarteringens Protokoll A Vattenbiotoper, bedöms vattendraget i en fyragradig skala där 0 inte klassas som rätat eller rensat medan klass 3 är liktydligt med rätning/omgrävning vilket innebär att, förutom rätade sträckor även att kulverterat, damm och indämt får denna klassning. Rensningsgrad 1-2 motsvarar rensning och är en separat parameter. I bedömningsgrunden gäller att klass 2 och 3 från biotopkarteringsprotokollet räknas som rensat. En klassificering av rensningsgraden till 3 vid biotopkartering översätts således både till rensat och rätat. Bedömning 0 eller 1 bedöms inte som rensat. 8

9 Historiska kartor och dokument, exempelvis eventuella flottningsförättningar, dikesförättningar och generalstabskartor, där vattendragens ursprungliga sträckning framgår utgör ett viktigt underlag för en preliminär klassificering av rätning eller rensning. Dessa kan sedan användas som sållningsverktyg för utpekande av var undersökande åtgärder ska sättas in. Första åtgärden bör då vara biotopkartering för att undersöka och bekräfta påverkan. Rensnings- och rätningsgrad bedöms förstås säkrast om biotopkarteringsunderlag finns tillgängligt och kan kombineras med kartmaterial. I Norrbotten gjordes bedömningen i fält per vattenbiotop. Vid klassningen beräknades andelen rensad samt andelen rätad sträcka per vattenförekomst. Enligt bedömningsgrunderna ska en 2:a (kraftig rensning) falla ut som rensat i klassningen, medan en 1:a (försiktig rensning) däremot inte ska räknas som rensat. I Norrbotten valdes dock att inte fullt ut räkna bort försiktig rensning vid klassningen, med förklaringen att dessa sträckor troligen har stor påverkan på vattendraget. Försiktigt rensade sträckor har haft betydelse för klassningen om andelen kraftigt rensade och omgrävda sträckor resulterat i ett värde som legat på gränsen mellan två klasser. För klassningen utgjorde även bilderna från biotoperna och dess åtgärdsobjekt (rensningar, dammar, timmerkistor mm) ett viktigt underlag. I Västerbotten och Jämtland togs ingen hänsyn till biotopkarteringar i förra statusklassningen utan allt bygger på den indikativa modellen. I modellen användes i huvudsak underlaget från flottledskarteringen från Detta utgjorde det huvudsakliga underlaget för merparten av alla vattenförekomster. För att göra GIS-skikten användbara i analyserna gjordes en grov generalisering av påverkan genom att sätta schablonvärden på rätning och rensning för de vattendragssträckor som använts som flottleder (Tabell 2). Tabell 2. Schablonvärden för andel rätad respektive andel rensad sträcka i den indikativa modellen. Mer än 25 % av vattenförekomsten utgörs av flottled 0-25 % av vattenförekomsten utgörs av flottled Ingen del av vattenförekomsten utgörs av flottled Vattenförekomsten är delvis eller i sin helhet flottled, men bedöms vara restaurerad 2 Schablonvärde för andel rätad resp. andel rensad sträcka Status Påverkan 20 % Måttlig Betydande 5 % God Viss 0 % Hög Obetydlig 5 % God Viss 2 En sträcka definieras som restaurerad när huvuddelen av rensningarna och ledarmarna är återställda eller i ett godtagbart skick. Om återställningarna är dokumenterade som längd av återställda sträckor, där opåverkade sträckor mellan åtgärdsobjekt ingår, ska andelen restaurerad sträcka utgöra > 50 % av den flottade delen av en vattenförekomst. Om återställningarna endast är dokumenterade objektsvis, ska > 50 % av det totala antalet objekt i behov av återställning längs en vattenförekomst vara åtgärdade. 9

10 Vägövergångar I bedömningsgrunderna ska antalet vägövergångar anges per km vattendrag. I indikativa modellen gjordes istället en analys på alla vägövergångar i hela delavrinningsområdet som förutom vattenförekomsten även korsar diken och mindre småvatten. Detta gjordes främst av analystekniska skäl, men även för att det ansågs relevant att få med påverkan från biflöden till vattenförekomsten, till exempel partikeltransport från vägdiken som korsar mindre vattendrag. Resultatet skulle ge en samlad bild över bland annat skogsbrukets påverkan på vattenförekomsten. Analys och bedömning gjordes i första hand på fastighetskartan. För de områden som saknade fastighetskartan gjordes analysen på översiktskartan, vilket var fallet i ganska stora delar av distrikten. Vid analys av översiktskartan missades många väg-vattenkorsningar för mindre vattendrag och mindre vägar, men ofta har dessa områden ett glest vägnät och effekten av detta har därför troligen inte haft något inflytande på sammanvägningen av hydromorfologisk status Markanvändning Påverkan genom markanvändning bedöms som andel artificiell mark i förhållande till den totala andelen mark, dels för hela delavrinningsområdet och dels för närmiljön kring vattenförekomsten. Som artificiell mark räknas hygge, åker (inklusive betesmark) och bebyggda/anlagda ytor (även täkter). Av samma skäl som för vägövergångar gjordes analysen av markanvändning i närmiljön kring alla blå kartans vatten i respektive delavrinningsområde och inte bara kring själva vattenförekomsten Död ved För en god reproduktion av laxfisk krävs god kontinuitet, bra lekbottnar, stor ståndplatsvariation och god produktion av evertebrater i och kring vattendraget. Dessa förhållanden skapas ofta av död ved som finns i, ovan och intill vattnet. I biotopkarteringsmetoden beräknas mängden död ved som antal vedbitar per 100 m. Död ved ingår inte som en parameter i den indikativa modellen eftersom underlaget oftast saknas. I Norrbotten har klassning av död ved gjorts utifrån bedömning som gjorts ute i fält. Såväl i bedömningsgrunderna som i inventeringsmetodiken anges antalet död ved per 100 m av vattendraget. Bedömningen i fält har gjorts per vattenbiotop och har sedan vid klassningen översatts till att gälla för hela vattenförekomsten. Dock följer klasserna i inventeringen inte bedömningsgrunderna. Den nuvarande indelningen ifrågasätts därför inför kommande inventeringar. Trots detta har klasserna, så gott det har varit möjligt, manuellt översatts till statusklass per vattenförekomst. Eftersom parametern död ved inte ska användas på lågproduktiv mark har även hänsyn tagits till biotopernas marktyp. Låga siffror över död ved på våtmarker, myrmarker och hällmarker har inte fått genomslag vid klassningen. Istället har klassningen baserats på underlag från övriga marktyper. Uppgifterna om marktyp har samlats in under åtgärdskarteringen. 10

11 Diken Utmynnande diken påverkar vattenförekomster bland annat genom ökad sedimenttillförsel, speciellt under perioder med höga vattenflöden. Den förhöjda finpartikelhalten leder tillökad grumling i vattnet, inbäddning av block och igenslamning av potentiella lek- och uppväxtlokaler. Genom att dikenas funktion ofta upprätthålls genom dikesrensning kan påverkan kvarstå under lång tid. Diken har inte ingått som parameter i den indikativa modellen, eftersom underlag från biotopkartering oftast saknas. I Västerbottens och Norrbottens län gjordes en GIS-analys av övergripande dikespåverkan i delavrinningsområdena baserat på fastighetskartans vatten. Helt raka vattenlinjer över 50 m summerades per delavrinningsområde och kvantifierades som andel av total längd per delavrinningsområde. Eftersom bedömningsgrunderna kvantifierar dikespåverkan i absoluta tal som antal diken per km vattendrag, användes istället bedömningsgrunden för rätningsgrad för att klassificera resultaten (Johansson et al. 2007). Resultaten har alltså inte ingått i statusklassningen av morfologiska förhållanden, utan bara använts i vissa enstaka fall som ett av flera underlag vid expertbedömning av ekologisk status. Vid klassning baserad på biotopkartering ingår antal diken per km som en parameter i bedömningsgrunderna. I Norrbotten har antalet diken per vattenförekomst som registrerats under biotopkartering använts till verifieringen av dikespåverkan. Eftersom endast en sida av vattendraget inventerats så tas hänsyn till vattendragets bredd. Då vattendragets bredd överstiger omkring10 m antas nära hälften av dikena ha missats vid inventeringen. Som stöd vid klassningen används även en digital dikesanalys som tagits fram utifrån ortofoton, skogsstyrelsens dikesanmälningar samt en analys av räta vattendrag på fastighetskartan. Resultatet är ett polygonskikt över dikesområden inom de aktuella avrinningsområdena. Biotopkarteringsdata och dikesanalysen används sedan för att uppskatta antalet diken per km, vilket motsvarar en viss klass i bedömningsgrunderna. Om delar av förekomsten exempelvis består av mindre sjöar som inte inventerats eller om sträckor av någon annan anledning inte inventerats, räknas längden på den aktuella sträckan bort från vattenförekomsten innan antalet diken per km beräknas. I Jämtland gjordes ingen GIS-analys av dikespåverkan och dikesunderlaget från biotopkarteringarna har inte heller analyserats. 3.3 Statusklassning av biologi För vissa vattenförekomster kunde utfallet av statusklassningen av den indikativa modellen även jämföras med statusklassning som baseras på biologiska data. Data för fisk i vattendrag och flodpärlmussla finns tillgängliga för en del vattenförekomster. Endast de vattenförekomster där biologiska data har bedömts vara representativa för vattenförekomstens ekologiska status har ingått i jämförelsen Statusklassning av fisk Bedömning av fiskstatus i rinnande vatten har ofta gjorts som en expertbedömning med stöd av bedömningsgrunderna. Klassningen har ofta justerats utifrån regionala och lokala 11

12 förutsättningar. I Norrbotten, Jämtland och Västerbottens län har utgångspunkten för expertbedömningarna varit att bedöma mängden- eller tätheten- samt reproduktionsframgången hos öring. Elfiskeundersökningar och val av lokaler har nästan alltid valts med syfte att undersöka eller följa upp öringbeståndet i respektive vattendrag och särskilt för att undersöka tätheter av öringungar eller laxungar; en- till tresomriga (0+ till 2+). Bedömningsgrunder för fisk i vattendrag (elprovfiske i vattendrag) bygger på uppgifter om flera olika delparametrar. Expertbedömningarna stöder sig huvudsakligen på delparametern täthet av öring och lax (nölax). I Norrbotten baseras expertbedömningen på bedömningsgrundernas s.k. VIX-klassning. Äldre data (från 1997 och bakåt) har ej använts eftersom de ansetts för gamla. Även andra elfisken har sorterats bort för att lokalerna varit för små (< 50m2) eller för att de bedömts som osäkra (till exempel högt vatten vid elfisketillfället). För varje elfiskelokal har känd information från de olika elfiskena samlats. Därefter har resultaten bedömts baserat utifrån kännedom om elfiskelokalen, där hänsyn tagits till kända fakta om statusen på fiskbestånden, biotopernas karaktär och kända utsättningar av fisk. Till skillnad från VIXklassningen har till exempel simpor inte setts som något positivt utan en mer neutral värdering av dessa har gjorts. I Västerbotten har metod och underlag har varit detsamma som för Norrbotten. I vissa enstaka fall har slutklassningen justerats utifrån bedömningar som gjorts inom kalkeffektuppföljningen, där ytterligare bakgrundsinformation varit tillgänglig. I Jämtlands län användes elfiskedata som inte var äldre än 6 år i analysen ( ). För varje vattenförekomst beräknades en status utifrån de VIX-klassningar för varje enskild provtagningsklokal som låg inom vattenförekomsten. Status beräknades utifrån ett medelvärde av VIX-värden minus en standardavvikelse eller utifrån en regressionsanalys av befintliga data om data var av tillräckligt hög kvalitet. Status baserad på elfisken jämfördes sedan med status från indikativa modellen. När fiskstatus var sämre än modellens utfall, sänktes status till den status som gavs av fiskstatus Ekologisk statusklassning med hjälp av flodpärlmussla Ett välmående reproducerande bestånd av flodpärlmussla är vår främsta indikator på ett i stort sett opåverkat naturligt vattendrag. Därför har också statusen hos väl undersökta flodpärlmussla-bestånd oftast fått väga tyngst i bedömningen av ekologisk status oavsett vad indikativa modellen och övriga biologiska parametrar indikerar. De vattenförekomster där Naturvårdsverkets standardiserade undersökningsmetod Stormusslor - Version 1:2: , eller motsvarande har använts, anses vara väl undersökta. Beståndens populationsstorlek och reproduktionsframgång används sedan för att klassificera ekologisk status för vattenförekomsten. I vattendrag med stora, reproducerande populationer sätts ekologisk status till hög eller god. I vattendrag med tidigare kända populationer, som nu antas vara utdöda, sätts ekologisk status till dålig. För vattendrag med mindre populationer och endast större musslor (utdöende bestånd) sätts ekologisk status till otillfredsställande. Föryngring krävs alltid för att god status ska anses vara uppnådd. I Jämtlands län, främst Indalsälven och Ljungan, har status satts till hög vid stora och reproducerande populationer av flodpärlmussla, oavsett vilken status den indikativa modellen har kommit fram till. I vattendrag med mindre bestånd eller bestånd utan reproduktion, sattes status till måttlig. 12

13 I många vattendrag är kunskapen om de flodpärlmusslebestånden bristfälliga, eftersom de är dåligt undersökta. Till exempel kan enstaka musslor ha observerats vid ett tillfälle på en kort sträcka av ett vattendrag. I dessa vattendrag användes ett annat bedömningssätt. Om enbart stora musslor påträffats sätts status för flodpärlmussla till måttlig, och kan höja ekologisk status till maximalt måttlig, men kan aldrig sänka redan hög eller god ekologisk status. Dock föreslås grundligare inventeringar av flodpärlmussla som verifiering av modellerad ekologisk status. Inom miljömålsarbetet, miljömålet Levande sjöar och vattendrag, finns en indikator, Föryngring av flodpärlmussla, där kriteriet för föryngring är att minst en flodpärlmussla mindre än 50 mm påträffas i ett vattendrag. Samma kriterium fick gälla i de sämre undersökta vattendragen. Om minst en flodpärlmussla < 50 mm påträffas kan den ekologiska statusen för vattenförekomsten aldrig sättas till sämre än god. Eftersom det saknas hittills bedömningsgrunder för flodpärlmussla blir i princip varje bedömning en expertbedömning. Vår uppfattning är dock att bedömningarna av ekologisk status som baseras på flodpärlmussla inte skiljer sig nämnvärt åt mellan de olika länen Försurning Ett flertal rapporter, bland annat Restaurering av flodpärlmusselvatten, visar att flodpärlmussla är känslig för försurning. Sverige har satt ph 6,0 som nedre gräns för att kalka vattendrag med flodpärlmussla. Inom områden där den indikativa modellen indikerat att parametern Försurning är måttlig eller sämre till år 2015 och flodpärlmussla förekommer, anses förekomsten av musslor verifiera försurningsmodellen, det vill säga Försurning klassas högre än måttlig. Detta gjordes enbart i Norrbotten Hydromorfologisk påverkan Där statusen enligt flodpärlmussla är hög men Kontinuitet eller Morfologi är lägre sattes ekologisk status till god och at risk eftersom det inte går att kombinera hög status och at risk. Där statusen enligt flodpärlmussla är god men Kontinuitet eller Morfologi är lägre sätts ekologiska statusen till god och at risk. Uppenbarligen fungerar reproduktionen hos flodpärlmussla trots den morfologiska påverkan som indikeras av modellen. Därför bör utpekande av åtgärder inte baseras på modellbedömningen av hydromorfologisk status. Det är dock viktigt att vattenförekomsten bedöms at risk så att miljöproblemen syns. 13

14 4 Utvärdering av modellen 4.1 Statusklassning med den indikativa modellen jämfört med statusklassning av biotopkarteringsdata Data har jämförts för 644 vattenförekomster när det gäller rätning och rensning, 641 vattenförekomster för vägövergångar, 219 vattenförekomster för diken och 406 vattenförekomster för markanvändning i närmiljö. Skillnader i statusklassning mellan den indikativa modellen (IM) och biotopkarteringsdata (BK) redovisas i tabell 3. För markanvändning i närmiljön har endast data från Västerbotten läns analyserats då metoderna skiljer sig en del mellan övriga län. Dikesanalysen i hela avrinningsområdet gjordes endast i Västerbotten och Norrbotten. Tabell 3. Andel av vattenförekomster där klassade biotopkarteringsdata ändrar status jämfört med utfallet av indikativ modell. Andel vattenförekomster där klassade biotopkarteringsdata ändrar status jämfört med utfallet av den indikativa modellen (%) Rätning och Vägövergångar Diken Markanvändning i Utfall rensning närmiljön Sänker status från Hög till God Kräver tillkommande åtgärder (sänker från Hög-God status till sämre än god status) Korrekt skattad Kräver inte längre åtgärder (höjer från sämre än god status till God-Hög status) Höjer från God till Hög status Totalt antal vattenförekomster För ungefär hälften av vattenförekomsterna får parametrarna vägövergångar och markanvändning i närmiljön samma statusklassning av indikativa modellen och biotopkarteringsdata. För diken är motsvarande andel bara 19 %. Biotopkartering friar många vatten där modellen anger åtgärdsbehov. För parametrarna rätning och rensning, diken och markanvändning i närmiljön höjer biotopkarteringsdata ofta status från måttlig eller sämre till hög eller god. Slutresultatet påverkas av flera olika felkällor. GIS-underlaget till IM är överlag på en mycket grövre skala än BK. Det faktum att hela delavrinningsområdet analyseras istället för bara vattenförekomsterna i IM, gör att påverkan troligen ofta överskattas jämfört med BK. Detta gäller främst markanvändning, diken och vägövergångar. För markanvändning i närmiljön beror vissa skillnader säkert på att i BK karteras närmiljön 30 m från vattendraget medan den i IM analyseras från kartunderlag 50 m från vattenförekomsten. Dessutom förekommer ofta förskjutningar mellan de olika kartunderlagen sinsemellan och mellan kartunderlag och terrängen. Ett ytterligare exempel är att dikespåverkan underskattas i BK genom att inventeraren bara noterar diken från en sida av vattendraget, medan metoden i IM analyserar diken i hela avrinningsområdet med GIS-data. 14

15 I indikativa modellen användes olika kartunderlag för olika syften. Blå kartans vattenskikt användes för analyserna av markanvändning i närmiljö tillsammans med Lantmäteriets marktäckedata och skogsstyrelsens hyggesskikt, röda kartan användes för rätning och rensning (flottledsskiktet) medan fastighetskartan eller översiktskartan var underlag till vägövergångar. Att på detta sätt använda olika kartunderlag med olika skalintervall kan givetvis vara en viktig felkälla och innebära avståndsfel i terrängen på flera tiotals meter (figur 3). A B Figur 3. Övre figur (A) visar ortofoto och sjöar och vattendrag enligt fastighetskartan (tunna ljusblå linjer). Nedre figuren (B) visar ortofoto, sjöar och vattendrag enligt fastighetskartan (tunna ljusblå linjer), biotopkarterade sträckor (gröna linjer), samt vattenförekomster (mörkblå linje). Bilden 15

16 illustrerar hur olika kartunderlag kan skilja sig åt. Den del av vattenförekomsten som är markerad med röd elips finns inte på fastighetskartan och hittades inte heller vid biotopkarteringen. Storleken på de analyserade vattenförekomsterna kan beskrivas med följande statistik: Av de 417 vattenförekomster som analyserades i Jämtland var 21,6 % < 1 km och 51,7% < 3 km. Av dessa är 77 % av vattenförekomsterna av vattendragsordning strahler 3 eller strahler 4. Dessutom ingick 8 övrigt vatten i analysen, varav 4 st var < 1 km och 7 st < 3 km Markanvändning i närmiljön En grundläggande skillnad mellan analyserna av biotopkarteringsdata och den indikativa modellens resultat är att de baseras på buffringar av vattendrag som hämtats från olika underlag. För biotopkarteringen definieras området av den faktiskt karterade vattendragssträckan i fält medan den indikativa modellens analys bygger på buffringar av vattendragslinjer och sjöar på blå kartan (vägkartan). För att belysa detta gjordes en analys av 417 vattenförekomster med en total vattendragssträcka på km där biotopkarteringsresultat av fanns tillgängliga. Vid var femte meter längs en digitaliserad linje av de karterade vattendragsträckorna mättes kortaste avstånd till blå kartans vattenlinjer (figur 4). Avstånden delades sedan upp i olika intervallklasser, vilkas andel av total vattendragslängd beräknades. Resultatet visar att avstånden är mer än 12 meter för mer än hälften av den totala vattendragslängden och avstånd på mer än 24 m förekommer på ca en fjärdedel av längden (tabell 5). Figur 4. Visualisering av metoden för att mäta avståndet mellan biotopkarterade vattendragsträckor (ortofoto-digitaliserad linje markerad med punkter) och blå kartans vattenlinjer (blå linje). Avståndet mättes mellan varje punkt i figuren (5m emellan) och vattenförekomstlinjen. 16

17 Tabell 5. Variationen i avstånd mellan biotopkarterade vattendragssträckor och blå kartans vattenlinjer. Avståndsklass Andel av totallängden av 417 vattenförekomster för respektive avståndsklass (%) 0-3 m 12,1 3-6 m 11, m 20, m 29, m 22, m 3,5 >100 m 0,4 Det fanns inga tydliga samband mellan vattendragens längd eller storlek (enligt Strahler) och avståndet mellan vattenförekomsten och det faktiska vattendraget (figur 5A och B). Figur 5. Medelavstånd mellan vattenlinje på blå kartan och samma vatten på ortofoto jämfört med vattenförekomstlängden (A) och vattendragsordning enligt Strahler (B). Om man jämför en 50 m buffertzon runt linjer som representerar biotopkarterade sträckor och runt vattenförekomster, så är ca 16 % (34 km 2 av 211 km 2 ) av den area som klassades med GISanalys i indikativa modellen som närområde i verkligheten inte närområde (figur 6). 17

18 Figur 6. Jämförande exempel på hur buffertzonen runt en vattenförekomst (röd linje) skiljer sig från buffringen av karterade sträckor (blå linje). Till vänster visas en övergripande bild, till höger en mer detaljerad bild. Det som visas som enbart röd bufferzon är felaktigt utpekad kantzon till vattenförekomsten, och leder till en felaktig bedömning av andelen artificiell mark i närområdet. En analys gjordes också på hur stora skillnaderna är i bedömningen av andel artificiell mark i BK och GIS-analysen i IM. Figur 7 visar skillnaden mellan biotopkarteringsmetoden och indikativ modell i andel artificiell mark (BK IM) fördelad på olika. Röda staplar visar beräknad skillnad för alla vattenförekomster och hur stor andel som ligger i respektive klass (till exempel finns ca 12 % av vattenförekomsterna i klassen -15 till -10). Blå staplar visar endast de vattenförekomster där man fick olika statusklassningar på grund av andelen artificiell mark i närområdet. Om till exempel en vattenförekomst har god status enligt IM och att andelen artficiell mark ligger på 18 % (mellan % enligt bedömningsgrunder) och samma vattenförekomst har måttlig status enligt BK, säg att andel artificiell mark ligger på 21 % (mellan %), då är skillnaden 3 % och vattenförekomsten är representerad av en blå stapel i klassen 0-5. Vad figuren säger är att skillnaden i statusklassning mellan IM och BK inte beror på små skillnader i andel artificiell mark, utan att det finns stora skillnader i bedömning som visar att närområde i BK och närområde i IM egentligen är helt olika saker. Orsakerna till skillnader är förmodligen en kombination av: Att GIS-underlagen har olika noggranhet, Att närområde i BK bara omfattar 30 m kring vattendraget, medan närområdet i IM är 50 m., Att i BK väger det som ligger närmast vattendraget tyngre än det som ligger lite längre bort, Att själva klassningarna av mark- och skog kan skilja sig mellan Corinnes (marktäckedata) och en biotopkarterares bedömning av kantzoner. Det är mindre troligt att skillnaderna skulle bero på att andelarna av artificiell mark har förändrat sig över tid (IM baseras på underlag från perioden och BK är gjord ). 18

19 Figur 7. Skillnader i andel artificiell mark, en jämförelse mellan biotopkartering och indikativa modellen Vägövergångar Utfallet för parametern vägövergångar undersöktes närmare i Ljungans och Indalsälvens delområden. Här identifierades i vägövergångar i den GIS-analys som gjordes för den indikativa modellen. Av dessa ligger i delavrinningsområden som är vattenförekomster i vattendrag. Ca 14 % av alla vägövergånger ligger inom 40 m från vattenförekomstlinjerna. Ungefär 3/4 av alla vägövergångar ligger längre än 200 m från själva vattenförekomsterna (tabell 6). Antalet vägövergångar som hittades med fältinventering var mycket högre än antalet som ligger inom ett avstånd av 10 m från vattenförekomsterna och som hittades i IM-analysen. Eftersom IM-analysen även fångar upp vägövergångar utanför vattenförekomstlinjerna så kan man dock säga att skillnaderna jämnas ut. När man jämför utfallet av IM-analysen med fältverifiering finns många skillnader, som främst kan kopplas till att metoderna är avpassade för olika skalnivåer: 19

20 BK hittar mindre vägövergångar som inte kan fångas upp i en GIS-analys (framförallt traktorspår, mindre leder, osv.) I BK undersöker man bara den närmaste närmiljön kring vattendraget I IM summeras alla vägövergångar över alla vatten inom delavrinningsområdet IM-analysen baserades i första hand på fastighetskartans vattenskikt, och om detta saknades användes översiktskartans underlag. Tabell 6. Avstånd från vägövergångar till vattenförekomst Antal vägövergångar Avstånd från vattenförekomst för vägövergången Totalt antal 0-10 m m m > 200 m I alla vattendragsförekomster 603 (5 %) 1117 (9 %) 1593 (13 %) 8998 (73 %) identifierade med GIS-analys I vattendragsförekomster identifierade 93 (4 %) 203 (9 %) 360 (15 %) 1695 (72 %) 2351 med GIS-analys som även undersöktes med biotopkartering Som identifierades med biotopkartering Sammanvägning av parametrar för morfologiska förhållanden Vår utvärdering visar att utfallet av statusklassningen av morfologiska förhållanden påverkas mycket av både underlag och metoder för de enskilda parametrarna. Vad som dock är ännu mer avgörande för den slutliga statusen är hur parametrarna viktas och sammanvägs. Detta avgörs av hur de gällande bedömningsgrunderna är konstruerade. Här illustrerar vi hur utfallet av sammanvägningen varierar i ett antal simulerade men typiska scenarion (Tabell 7). Tabell 7. Sammanvägd klassning av morfologiska förhållanden baserat på enskilda parametrars klassning och dess viktning. Dessa simulerade exempel bygger på indikativa modellens typiska parameteruppsättning för vattendrag. Flottade och restaurerade vattendrag har en schablonartad bedömning av rätning och rensning enligt Tabell 2. De olika exemplen i tabellens kolumner kan sammanfattas i följande scenarion: 1: Flottat vattendrag, glest vägnät, måttlig markanvändning. 2: Flottat vattendrag, glest vägnät, hög vattennära men i övrigt måttlig markanvändning. 3: Flottat vattendrag, glest vägnät, hög markanvändning. 4: Flottat vattendrag, tätt vägnät, måttlig markanvändning. 5: Flottat vattendrag, tätt vägnät, måttlig vattennära men i övrigt hög markanvändning. 6: Restaurerat vattendrag, tätt vägnät, hög markanvändning. 7: Restaurerat vattendrag, tätt vägnät, hög vattennära och i övrigt mycket hög markanvändning. 8: Restaurerat vattendrag, tätt vägnät, mycket hög vattennära och i övrigt hög markanvändning. 9: Ej flottat vattendrag, tätt vägnät, mycket hög markanvändning. 20

21 Parameter Viktnings - koefficie nt Status/ påverkan Exempel Rätning (%) 4 Rensning (%) 3 Antal vägkors per km Artificiell mark i närområde (%) Artificiell mark i delavrinningsområde (%) (>0) 10 (>0) 10 (>0) 10 (>0) 10 (>0) 10 (>0) <1 <1 < > Sammanvägd status God God Måttlig God Måttlig God God Måttlig God Sammanvägd status anger utfallet av en viktning enligt de olika parametrarnas koefficienter. Eftersom bara fem parametrar används är dock bedömningsgrundernas klassgränser något justerade eftersom dessa förutsätter full parameteruppsättning (Johansson et al. 2009). Fördelen med en viktad sammanvägning är att man kan justera de olika parametrarnas inflytande på slutklassningen, till skillnad från sämst avgör, där alla parametrar väger lika. Nackdelen är dock att vissa parametrar kan tyckas buffra mot variationen hos andra parametrar. Detta är särskilt tydligt för Antal vägövergångar som oftast hamnar i klass hög eller god status (> 98 % av vattenförekomsterna i norra Norrland) och på så sätt lyfter upp sammanvägd status. Ett annat exempel är de vatten som är opåverkade av rätning och rensning (Exempel 9 i tabell 7). Eftersom rätning och rensning har hög viktning, krävs mycket hög påverkan på övriga parametrar för att detta ska slå igenom så att sammanvägd status hamnar under god. I Norrland utgörs dessa vatten oftast av de icke flottade delarna av älvarna uppe i fjälltrakterna. För att i viss mån motverka sådana situationer innehåller bedömningsgrunderna ett antal spärrkriterier som låter påverkan på enskilda parametrar slå igenom i sammanvägd status klassningen (se textruta nedan). I Exempel 9 gör dock detta ingen skillnad. Här blir den sammanvägda statusen god trots att påverkanstrycket i delavrinningsområdet är mycket högt (omkring hälften av all mark är artificiell). 21

22 Bedömningsgrundernas spärrkriterier för Morfologiska förhållanden: Totalstatus högre än god kan ej ges om: - klassificeringen av en parameter med koefficient 4 (= rätning), är högre än 2 (= sämre än god) eller - klassificeringen av minst två parametrar med koefficient 3 (=rensning, vägövergångar, markanvändning i närmiljön eller död ved) är högre än 2 (= sämre än god). Totalstatus högre än måttlig kan ej ges om: - klassificeringen av en parameter med koefficient 4 (= rätning), är högre än 3 (= sämre än måttlig) - klassificeringen av en parameter med koefficient 3 (=rensning, vägövergångar, markanvändning i närmiljön eller död ved), är högre än 4 (= dålig) eller - klassificeringen av tre parametrar med koefficient 3 (=rensning, vägövergångar, markanvändning i närmiljön eller död ved) är högre än 3 (= sämre än måttlig). Totalstatus högre än otillfredsställande kan ej ges om: - klassificeringen av en parameter med koefficient 4 (= rätning), är 5 (= dålig) eller - om klassificeringen av alla parametrar med koefficient 3 (=rensning, vägövergångar, markanvändning i närmiljön eller död ved) är högre än 3 (= sämre än måttlig). När bedömningsgrunderna revideras bör man se över både viktningen av parametrarna och de nuvarande spärrkriterierna. När bedömningsgrunderna utformades baserades viktningen av parametrarna i hög grad på erfarenheter från System Aqua och validerades genom jämförelser mellan morfologisk påverkan och data från elfiskeregistret. Det finns nu förutsättningar för att göra om och bredda denna analys baserat på ett betydligt större underlag och på så sätt få ett mer rättvisande viktningssystem. Till exempel bör man överväga att sänka viktningen för vägövergångar från 3 till 2. I samband med denna översyn bör man även se över de olika parametrarnas klassgränser för bedömning av påverkan och status och justera dessa när det är befogat. 4.3 Statusklassning baserad på biologiska data jämfört med modellutfall och biotopkartering Biologiska kvalitetsfaktorer tenderar att ge en sämre status än den klassning som biotopkartering eller den indikativa modellens klassning av morfologiska förhållanden ger (tabell 7). Tabell 7. Skillnad mellan statusklassning baserad på biologiska data (fisk och flodpärlmussla) jämfört med klassning baserad på biotopkarteringsdata respektive indikativa modellens klassning av morfologiska förhållanden. 22

23 Den skillnad i statusklassning som föranleds av biologiska data Andel av klassningarna baserade på BK (%) Andel av klassningarna baserade på IM, morfologiska förhållanden (%) -3 Tre statusklasser sämre Två statusklasser sämre En statusklass sämre Ingen skillnad En statusklass bättre Två statusklasser bättre Tre statusklasser bättre 2 0 Biologiska data ger en lägre status än den indikativa modellen eller biotopkartering (från hög/god till måttlig eller sämre) i ca % av fallen (Tabell 8). Det var dock inte möjligt att identifiera orsakerna till dessa skillnader. De biologiska kvalitetsfaktorerna påverkas givetvis av flera andra faktorer än de som beskrivs av parametrarna i morfologiska förhållanden, till exempel försurning, och vandringshinder. En första analys visade dock inget tydligt samband med försurningspåverkan. Tabell 8. Förändring i statusklassning från biologiska kvalitetsfaktorer jämfört med klassning av data från biotopkartering respektive indikativa modellens klassning av morfologiska förhållanden. Skillnad i statusklassning Biologi vs. Biotopkartering Biologi vs. Indikativ modell Hög till god 7 12 Hög/god till måttlig Måttlig eller sämre till hög eller god God till hög Diskussion Ett av de tydligaste resultaten i studien var att biotopkartering friar många vatten där indikativa modellens klassning av morfologiska förhållanden anger åtgärdsbehov. Detta är helt i överenstämmelse med vad som förväntats. Den indikativa modellen byggdes för att hellre överskatta än underskatta miljöpåverkan, till exempel genom att analysera vatten i hela delavrinningsområden i stället för bara vattenförekomstens flödeslinje eller sjöyta. Men skillnaden i utfall mellan underlagen kan tvärtom bero på att det är det i själva verket biotopkarteringsmetoden som underskattar påverkan genom att inte ta hänsyn till hela delavrinningsområdet. Det är dock helt klart att indikativa modellen överskattar rätning och rensning i vattenförekomster med låg andel forssträckor. I indikativa modellen användes som underlag i huvudsak allmänna flottleder i flottledskarteringen från Biotopkarteringsdata visar att en del av de allmänna flottlederna inte har rensats så hårt som antogs från början. Man har till exempel använt olika typer av rännor, man har gjort diken som går parallellt med vattenförekomsten och en del privata eller enskilda rensningar på grund av flottning finns inte med i flottledskarteringen. Koppling till marktyp och lutning finns inte med. Här kan en framtida lösning vara att utnyttja nya höjddata för att få en bättre precision i bedömningen. 23

24 I biotopkarteringarna upptäcks oftast fler vägövergångar i själva vattenförekomsten än vad som görs med den indikativa modellen. GIS-analysen i IM inkluderar dock vägövergångar i hela delavrinningsområdet, även över små bäckar och i vissa fall även diken. Detta gör att IM troligen bättre avspeglar det generella påverkanstrycket i delavrinningsområdet än biotopkarteringen. Biotopkarteringsmetoden är utvecklad för mindre vattendrag och till exempel i Jämtlands län har ca 20 % av vattendragen karterats av de 50 % som bedöms vara möjliga att kartera med nuvarande metodik. För resterande 50 % behövs modeller. I Norrbotten har dock även större vattendrag biotopkarterats med befintlig metodik. För diken har vi idag bedömningsgrunder som är avsedda att användas på biotopkarteringsunderlag. Däremot fungerar de inte för det underlag som tagits fram via GISanalys av fastighetskartans vattenlinjer. Här användes istället preliminärt bedömningsgrunderna för rätning för att få fram en klassning. Biotopkarteringsunderlaget ger oftast en högre statusklassning än GIS-analysen. Dessa olika metoder speglar dock olika typer av påverkan på olika skalnivåer och är därför inte helt jämförbara. Här måste man alltså bestämma vilken metod som ska gälla och/eller se till att lämpliga bedömningsgrunder finns för bägge underlagen. Parametern död ved finns med i bedömningsgrunder och i biotopkarteringsmetoden, men finns inte som parameter i IM. Eftersom status för denna parameter nästan alltid visar sämre än måttlig status vid biotopkartering drar denna parameter ner den sammanvägda statusen för morfologiska förhållanden. Det gör att jämförelse med modellens utfall försvåras. Klasserna inom parametern död ved skiljer sig ganska mycket åt mellan bedömningsgrunderna och manualen för biotopkartering, vilket bör rättas till. Ett annat problem är att justera klassningen av död ved för vattenförekomster med icke skogbevuxna närområden. Enligt bedömningsgrunder ska dock inte sådana områden dra ned den sammanvägda klassningen. En möjlighet är att utifrån marktäckedata sortera ut markkategorier som ska karteras respektive inte karteras med avseende på död ved. Markkategorier som är lågproduktiva kan då plockas bort för inventering. Om parametern död ved fortsättningsvis ska ingå i bedömningen av kan en lösning vara att endast använda den för att skilja mellan hög och god status efter det att övriga parametrar har sammanvägts. 6 Rekommendationer inför en nationell strategi för fortsatt arbete med kartläggning av fysisk påverkan i vatten Förmodligen är mindre än tio procent av Sveriges alla vatten idag biotopkarterade. Metoden kräver både ganska stora resurser för både fältinventering och sammanställning, vilket gör att det knappast är realistiskt att tro att återstående 90 % kommer att karteras inom överskådlig tid. Därför måste man hitta vägar för att rationellt kartera fysisk påverkan på andra sätt. En nationell modell för fysisk påverkan som baseras på olika GIS-analyser, fjärranalys och data om kontinuitet och hydrologisk regim skulle kunna utgöra en basnivå för bedömning av påverkan. Utifrån denna basnivå kan en grundläggande indelning göras i olika klasser som sedan kan ligga till grund för verifiering genom biotopkartering eller biologiska och fysikalisk-kemiska provtagningar. En tydlig samordning behöver göras mellan en nationell modell, 24