Fiskundersökningar vid Lillgrund

Fiskundersökningar vid Lillgrund Baslinjestudier vid Lillgrunds vindkraftpark 22 25 Författare: Ingvar Lagenfelt Erik Sparrevik Jan Andersson Erland Lettevall Ulf Bergström Lena Bergström

Innehåll Sammanfattning... 3 1. Inledning...4 1.1 Bentisk fisk...4 1.2 Pelagisk fisk...4 1.3 Fiskvandring...5 2. Metodik...5 2.1 Bentisk fisk...5 2.1.1 Ryssjor...6 2.1.2 Nätlänkar...6 2.1.3 Lekprovfisken...7 2.2 Pelagisk fisk...7 2.2.1 Enkelekodektion...7 2.2.2 Ekointegering...8 2.2.3 Tolkning av hydroakustik...9 2.2.4 Statistiska testmetoder...1 2.3 Fiskvandring...11 2.3.1 Aktiv telemetri...11 2.3.2 Passiv telemetri...12 2.4 Statistisk styrka...14 3. Resultat... 15 3.1 Provfisken...15 3.1.1 Ryssjor...15 3.1.2 Nätlänkar...17 3.1.3 Lekprovfisken...19 3.1.4 Statistisk styrka...2 3.2. Pelagisk fisk...21 3.2.1 Enkelekodetektion...21 3.2.2 Ekointegrering...23 3.2.3 Statistisk styrka...24 3.3 Fiskvandring...25 3.3.1 Vandringsmönster...26 3.3.2 Startriktning...28 3.3.3 Simhastighet...28 4. Diskussion...29 4.1 Metodik...29 4.1.1 Bentisk fisk...29 4.1.2 Pelagisk fisk...3 4.1.3 Fiskvandring...31 4.2 Statistisk styrka...31 4.2.1 Bentisk fisk...31 4.2.2 Pelagisk fisk...31 5. Litteratur...32

Sammanfattning Fiskeriverket har under åren 22 25, före anläggandet av vindkraftparken på Lillgrund i Öresund, genomfört provfisken, hydroakustiska och telemetriundersökningar. Avsikten är att jämföra denna baslinjeperiod med undersökningar när vindkraftparken tagits i drift. Syftet är att undersöka vindkraftparkens inverkan på bentisk (bottenlevande) och pelagisk (frilevande) fisk samt fiskvandring. För att få kunskap om artsammansättning, abundans, storleksfördelning och fisklek hos bottenlevande fisk har provfisken genomförts med ryssjor och nät på Lillgrund och två referensområden söder respektive norr om Lillgrund. Genomförandet av provfiskena har, förutom de riktade lekprovfiskena, fungerat väl. Lekprovfiskena stördes kraftigt av drivande alger och avslutades därför 24. Analysen av den statistiska styrkan visade att provfiskena med ryssjor och nät ger goda möjligheter att upptäcka större förändringar i fångster efter att vindkraftparken har anlagts. Inverkan på pelagisk fisk av anläggningen av vindkraftparken på Lillgrund undersöktes med hydroakustik. Undersökningarna har huvudsakligen varit inriktade på att kvantifiera mängden pelagisk fisk i vattenmassan. Ett område i norra Öresund utvaldes som referensområde. Analysen av den statistiska styrkan i undersökningarna visar dock att med nuvarande uppläggning är sannolikheten låg för att kunna upptäcka större förändringar av mängden pelagisk fisk efter anläggningen av vindkraftparken. Den statistiska styrkan kan förbättras genom att öka antalet transekter i referensområdet, minska variabiliteten genom att förbättra utformningen av transekterna och genom statistisk modellering av deltransekter. Ål valdes för att studera inverkan på fiskvandring av anläggningen av en vindkraftpark på Lillgrund. För att kartlägga ålens naturliga val av vandringsvägar vid den planerade vindkraftparken användes både aktiv och passiv telemetri. Utvärderingen har visat att den passiva telemetrimetoden bör användas under driftundersökningarna. Denna metod ger möjlighet att följa ett större antal ålar och därmed få en säkrare bestämning av vandringsmönster. Bedömningen är att med passiv telemetri kommer större förändringar i ålens vandringsmönster att kunna upptäckas. 3

1. Inledning I regeringsbeslut den 22 mars 21 gavs tillstånd till uppförande av en vindkraftpark på Lillgrund i Öresund. I beslutet angavs att en uppföljning av vindkraftparkens inverkan på fiskbestånd och fiske inom etableringsområdet skulle utföras. Undersökningar skulle utföras både före och efter anläggandet av vindkraftparken. Fiskeriverket upprättade den 28 september 21 ett undersökningsprogram som godkändes av Länsstyrelsen i Skåne den 26 oktober 21. Vindkraftparken på Lillgrund planeras att anläggas under 27. Under baslinjeperioden 22 25, före anläggandet av vindkraftparken på Lillgrund, genomfördes provfisken, hydroakustiska och telemetriundersökningar. Denna sammanställning redovisar resultaten av dessa undersökningar. Avsikten är att jämföra baslinjeperioden med undersökningar som ska göras under tre år när vindkraftparken tagits i drift. Syftet är att undersöka vindkraftparkens inverkan på bentisk (bottenlevande) och pelagisk (frilevande) fisk samt fiskvandring. Nedan redovisas bakgrund och syfte med de olika undersökningsmomenten som utförts i baslinjestudien. 1.1. Bentisk fisk I Öresund förekommer ett femtiotal fiskarter och övervägande delen av dessa arter är bentiska. Det finns stora grundområden med ålgräsängar som är uppväxtplatser för till exempel ål, torsk, horngädda och sjurygg. Bland plattfiskarterna hör skrubbskädda och sandskädda till de vanligaste. Grundområden utgör även viktiga lekplatser för ett flertal bentiska arter som sjurygg och piggvar (Birklund m fl 1992; Dahl m fl 1992). Genom att använda olika provfiskemetoder, som ryssjor och nätlänkar, ger undersökningarna en beskrivning av det bottenlevande fisksamhället innan etableringen av vindkraftparken på Lillgrund. Syftet är att undersöka inverkan av vindkraftparken på den bentiska fiskfaunans samhällstruktur och reproduktion av lokalt förekommande arter. 1.2 Pelagisk fisk Fisket efter sill i Öresund är betydelsefullt både för det svenska och det danska yrkesfisket. Av det totala svenska fisket i sundet utgörs cirka 9 % av sill. Sillen gör säsongsmässiga vandringar genom Öresund mellan lek- och uppväxtområden i Östersjön respektive Skagerrak och Kattegatt (Beister 1979; ICES 1983; Jönsson & Beister 1979; Kalejs & Ojaveer 1989; Otterlind 1984; Otterlind 1987). I Öresund förekommer också skarpsill i stor mängd. Fisket efter denna art är dock begränsat i sundet men arten har stor betydelse till exempel som föda åt torsk. Undervattensbuller från vindkraftparker i full drift bedöms kunna höras av bland annat sill på avstånd mellan,4 till 25 km. Ljudnivåerna är inte tillräckliga kraftiga för att ha någon skadlig inverkan på fiskars hörselorgan eller medföra ett varaktigt undflyendebeteende ens på mycket korta avstånd. Undervattensljud från vindkraftverk skulle dock kunna störa fiskars möjlighet att kommunicera till exempel under lek eller störa orienteringen under vandring (Wahlberg och Westerberg 25). För att undersöka påverkan av vindkraftparken vid Lillgrund på pelagisk fisk har hydroakustiska undersökningar gjorts innan anläggningen av vindkraftparken. Undersökningarna under baslinjeperioden gjordes både vår och höst för att kunna bedöma vilken årstid som var lämpligast att använda när vindkraftparken tagits i drift. 4

1.3 Fiskvandring Blankålsfisket har stor betydelse för det svenska kustfisket i Öresund. Blankål kallas den ål som påbörjat lekvandringen till Sargassohavet. Den europeiska ålen som vuxit upp i Östersjön påbörjar sin lekvandring till Sargassohavet när den är mellan 5 och 2 år. Ålen kallas nu blankål. Den är mörk på ryggen, vit på buken och har lagrat fett för att klara vandringen till Sargassohavet (Tesch 23). Vad som styr blankålen vid dess vandring är inte känt men flera teorier finns. Orientering med luktsinne och jordens magnetfält är två tänkbara mekanismer (Tesch 1974; Westin 1998). Strömförhållanden har också betydelse för vandringen. Telemetriundersökningar har visat att blankål vandrar parallellt med strömriktningen (Westerberg 1979). Utvandringen av blankål från Östersjön sker genom Öresund samt Stora och Lilla Bält (Sjöberg 24; Svärdson 1976). I Öresund pågår utvandringen under hösten. Fisket i sundet bedrivs huvudsakligen med ålryssjor och bottengarn framförallt på danskt område. Från fiskets sida har uttryckts stor oro för att vindkraftsparker kan påverka hur blankålen vandrar och därför förändra fiskemöjligheterna på etablerade fiskeplatser. Statistiska utvärderingar av fångstdata för blankål i området kring vindkraftsverket vid Nogersund i Hanöbukten visade en signifikant minskning av fångsten närmast söder om vindkraftsverket vid höga vindstyrkor (Westerberg 1997). Något klart orsakssamband har inte påvisats, det kan vara en direkt effekt av vind och hydrografiska förhållanden som är oberoende av kraftverket eller någon påverkan av buller eller elektromagnetiska fält runt kablar från vindkraftverket. Ål valdes för att studera inverkan på fiskvandring av anläggningen av en vindkraftpark i Öresund Syftet var att kartlägga ålens naturliga val av vandringsvägar vid Lillgrund. En jämförelse ska göras med vandringsmönstret i en motsvarande studie efter att vindkraftsparkens tagits i drift. 2. Metodik För att kunna utvärdera effekter på fiskfaunan av vindkraftparken på Lillgrund har undersökningarna lagts upp enligt principen Before After Control Impact (BACI). En BACI-design innebär att man testar nollhypoteserna att det inte finns någon skillnad mellan påverkans- och referensområden respektive före och efter drifttagandet av vindkraftparken. En sådan test prövar risken att förkasta nollhypotesen om den är sann. Det är också viktigt att pröva det omvända, nämligen risken att inte upptäcka en existerande effekt. Detta kan göras genom att beräkna den statistiska styrkan. Nedan beskrivs metodiken som använts i baslinjestudien. 2.1 Bentisk fisk Utgångspunkt vid val av undersökningsområden var att finna två lokaler med så lika yttre förutsättningar som möjligt som det område vid Lillgrund som är aktuellt för exploatering. Målet var att finna ett område norrut och ett söderut i sundet för att därmed täcka in den starka salthaltgradient som förekommer i området. Vid bedömningen togs även hänsyn till möjligheten att praktiskt genomföra fiskena, huvudsakligen utgående från strömförhållanden och fartygstrafik. Med dessa förutsättningar valdes ett område SV Bredgrund (cirka 8 km söder om Lillgrund) och ett område SV Sjollen (cirka 13 km norrut från Lillgrund) som referensområden till Lillgrund (figur 1). Vattendjupet i de fiskade områdena är 6 9 m. 5

2.1.1 Ryssjor Fiske med ryssjor har genomförts i maj 22 25. Ryssjorna är modifierade småryssjor för ål som är 55 cm höga med halvcirkelformad öppning, strut med tre ingångar och en fem meter lång arm. Inom varje delområde har 24 stationer fiskats med tre sammanlänkade dubbelryssjor (två hoplänkade ryssjor) per station under 22 24. Under 25 utökades antalet fiskestationer till 36 stationer. För de olika fiskena slumpades stationer ut, med ett minsta avstånd mellan två stationer på 2 m. Varje station fiskades ett dygn vid ett tillfälle. För varje station och tillfälle registrerades individantal och längd (1 cm klasser) för alla förekommande arter och kräftdjur. Vikt i kg registrerades per station och tillfälle för förekommande arter. Övriga registreringar gjordes enligt Thoresson (1996). SV Sjollen Lillgrund SV Bredgrund Skala 1: 2 Figur 1. Områden vid Lillgrund, SV Sjollen och SV Bredgrund där nätfisken, ryssjefisken och lekfisken utförts under 22 25. 2.1.2 Nätlänkar Fiske med en nätlänk har gjorts på 24 stationer per område under perioden från oktober till början av november 22 25. Nätlänken består av fem 27 m långa och 1,8 m djupa nät med maskstorlekarna 22, 3, 38, 5 och 6 mm. För de olika fiskena slumpades stationer ut, 6

med ett minsta avstånd mellan två stationer på 2 m. Varje station fiskades under ett dygn med en nätlänk. I övrigt följdes samma metodik som vid ryssjefisken. 2.1.3 Lekprovfisken Riktade provfisken mot arter som kan ha Lillgrund som lekområde har ingått som en del av baslinjestudien. Efter intervjuer med yrkesfiskare bedömdes att piggvar och sjurygg var sådana arter. Lekprovfisken riktade mot piggvar har genomförts 22 24 och mot sjurygg 23-24. Fiskena efter piggvar och sjurygg utfördes med 14 m långa piggvarsnät med maskstorleken 11 mm. Målsättningen var att fiska minst 3 stationer vid Lillgrund, Bredgrund och Sjollen. Undersökningarna genomfördes under april och maj juni för sjurygg respektive piggvar. Förutom samma registreringar som gjorde vid fisken med nätlänkar och ryssjor bestämdes kön och könsmognad för sjurygg samt piggvar. 2.2 Pelagisk fisk Hydroakustiska kvantifieringar av det pelagiska fisksamhället har utförts med ett split-beamekolod Simrad EY5 vertikalt monterat på forskningsfartyget Ancylus. Den svängare som användes var cirkulär med en nominell öppningsvinkel på sju grader (±3, db). Undersökningarna genomfördes i mars och november under åren 23 till och med 25. Åtta transekter med en total transektlängd på cirka 34 km kördes vid kärnområdet närmast Lillgrund (figur 2). Det ringa vattendjupet på omkring 3 m medgav ej körning i den centrala delen av det planerade vindkraftparkområdet. Fyra transekter låg inom närområdet till Lillgrund och hade en transektlängd på cirka 36 km. Två transekter söder om Ven som hade en längd på cirka 1 km utgjorde referens. Mätningarna gjordes i en hastighet på 2,5 3 knop (cirka 3 6 km/h). Transekterna kördes under dagtid i den riktning som var bäst för att kunna hålla en rak kurs oberoende av vind- och strömförhållanden. I denna sammanställning redovisas data från 14 transekter per år och årstid förutom för våren 23 eftersom data från två av transekterna inte var tillräckligt tillförlitliga (tabell 1). Tabell 1. Tidpunkter för körda transekter och antal transekter som använts för sammanställning av baslinjeperioden. år datum vår datum höst transekter vår transekter höst 23 19 21 mars 17 2 november 12 14 24 26 3 mars 15 16 november 14 14 25 21 22 mars 21 23 november 14 14 2.2.1 Enkelekodetektion (SED) Medelekostyrkan (medel TS C ) skattades för fiskindivider av olika storleksklasser genom 7 till 38 mätningar per individ och med en mätfrekvens av nio till tio mätningar per sekund. Korrigeringar för ljudhastighet och dämpning har gjorts utifrån salthalt och vattentemperatur enligt Francois och Garrison (1982), Del Grosso och Mader (1972) och Mackenzie (1981). Vid bearbetningen användes programmet Sonar 5 Pro (version 5.8.9). Resultatet har angivits som antalet enkelekon per kvadratmeter (SED/m 2 ). Ett urval av höst- eller vårdata med en medelekostyrka mellan -5 och -41 db motsvarande storleken för sill och skarpsill testades för att kontrollera omräkning mellan ekostyrka och 7

längd (se avsnitt 2.2.3). För höstdata testades även ett urval med enkelekon med en medelekostyrka mellan -5 och -36 db motsvarande sill/skarpsill och mindre torsk. Urval av storleksintervall motsvarande fisk med en medelekostyrka över -36 db gjordes ej då dessa saknades i stort sett helt i Lillgrundsområdet och i närområdet norr om grundet. Vid referensområdet vid Ven påträffades enstaka fiskekon med mellan -35 och -28 db ekostyrka. 2.2.2 Ekointegrering Bearbetning som gjorts av ekolodsdata ger en bestämning av fiskbiomassan räknad som area back scattering strength (s A ) (Foote 1991, Ona 1999). Metodens användbarhet i Lillgrundområdet begränsas av det ringa vattendjupet eftersom endast den nominella delen av ekolodets kon används vilket ger en begränsning av den yta och volym som kan överblickas. Studier har visat på vissa undflyendereaktioner hos fisk från forskningsfartyg vid ekointegrering där vattendjupet är litet (Skaret m.fl. 25, Vabø m.fl. 22, Hjellvik m.fl. 26). Därför kan sådana reaktioner inte uteslutas i denna studie men samma fartyg och hastighet har använts vid alla undersökningstillfällen. Tröskelvärdet för volume backskattering har satts till -7 db. Det innebär att småfisk ingår i beräkningarna men också att en liten risk för att brus och störningar påverkar resultaten finns, liksom risken att annat än fisk medräknas. På samma sätt som för SED har vår- och höstdata bearbetats. För att få hanterliga värden har enheten s A /m 2 använts. Figur 2. Transekter från kärnområde (nr 1 2, 2 3, 3 4, 4 5, 5 6, 6 7, 4 8 och 7 8) och närområde (nr 1 11, 11 12, 12 13 samt nr 1 9) vid Lillgrund. Data från transekterna 8 9 och 7 9 ingår inte sammanställningen då de inte körts vid samtliga tillfällen. 8

2.2.3 Tolkning av hydroakustik Fiskarter med olika typ av simblåsa ger olika ekon. Torsk har en sluten simblåsa medan sill och skarpsill har en öppen simblåsa med förbindelse via tarmsystemet och ut. Beroende på dessa olikheter i simblåsans konstruktion hos olika fiskarter har två olika modeller, för omräkning mellan ekostyrka (TS C ) och fisklängd (T L = totallängd) använts vid tolkningen av ekolodsdata: Sluten simblåsa: TS C = 2 log 1 T L 67,4 (Foote med flera 1986) Öppen simblåsa: TS C = 2 log 1 T L 71,2 (ICES 1983/H:12). Det bedömdes att trålning inte var tekniskt möjligt på eller vid Lillgrund på grund av bottenoch strömförhållanden. Information om artsammansättning och längdfördelning av fisk vid Lillgrund för tolkning av ekolodsdata skulle därför fås från ryssjefisken och nätprovfisken (se avsnitt 2.1). Tyvärr fångades inte tillräckligt antal individer av framförallt sill för få fram en längdfördelning som sedan kunde räknas om till jämförbara ekostyrkor. Inom referensområdet vid Ven gjordes ett tråldrag i november 25 samtidigt med ekolodningen. Vid dessa trålningar påträffades ingen skarpsill med längd över 37 cm och ingen torsk mindre än 21 cm. Trots överlappen i totallängd medför skillnader i typ av simblåsa för olika arter att det inte fanns något överlapp i storlek när det skattades med hjälp av ekostyrka (figur 3). Den indelning som har använts för att kunna bedöma särskiljandet av arter vid analysen av ekolodsdata bygger på denna skillnad. Enkelekon med ekostyrka mellan -5 och -41 db anses vid denna bearbetning som sill och skarpsill och ekon -4 till -41 db som småtorsk. Trålningar gjordes också höstarna 23 och 24. 4 35 trålning vid Ven nov 25 skarpsill/sill torsk 3 antal individer 25 2 15 1 5-5 -45-4 -35 Ekostyrka TS c [db] >-32 Figur 3. Resultat från trålningen i november 25 vid Ven. Längddata för de individuella fiskarna i fångsten har räknats om till motsvarande ekostyrka. Ett sätt att få kompletterande information om de olika arternas ekostyrka är ta vad man bedömer vara ett sill- eller skarpsillstim och titta på storleksfördelningen hos fisk i detta. Ett exempel från hösten 23 visas i övre delen av figur 4. I nedre delen av figuren finns en summering för ett antal utvalda fläckar från samma höst och här kan man fortfarande se sill och/eller skarpsill men det finns även enstaka stora fiskar, troligen torsk. Dessa ger en separat topp i storleksfördelningen som stämmer väl överens med tråldata från år 25. Notera att 9

individerna mindre än -46 db är helt dominerande men att dessa inte fångas i trålen (jämför figur 4). 2 antal individer 15 1 exempel summa 5-5 -45-4 -35 Ekostyrka TS c [db] >-32 Figur 4. Exempel på ekogram med sillstim (övre figur). Storleksfördelning, mätt som ekostyrka, hos sillstim (nedre figur). Den mörkare nyansen i staplarna i är individer från den övre figuren. 2.2.4 Statistiska testmetoder En modell gjordes för att testa hur tätheten av fisk, främst sill och skarpsill, från enkelekodetektion varierade avseende årliga och rumsliga faktorer. Data från undersökningarna under vår respektive höst behandlades i var sin modell. Eftersom undersökningen i huvudsak var inriktad på att hitta skillnader över tid betraktas mätningarna som oberoende. För modellen undersöktes om antagandena för variansanalys gick att uppfylla, det vill säga normalfördelade varianser och homogena varianser. Cochrans C test och grafisk bedömning tillämpades för bedömningarna. Kriterierna uppfylldes bäst genom logaritmisk tranformering (ln x) av data. Genom att även plotta medelvärde mot standardavvikelse framgick att det inte fanns någon korrelation. För höstundersökningarna uppfylldes antagandena, medan analysen av vårundersökningarna visade att varianserna inte var homogena för effekten av tid (Cochrans C test p <,1). Det har dock visat sig att konsekvenserna för en ganska kraftig överträdelse av antagandet om homogena inte behöver vara så kritiska (Lindman 1974 i StatSoft Inc 24). Men detta förutsäger att det inte finns någon korrelation mellan spridningsvärden och medelvärden. Utifrån dessa förutsättningar 1

testades medelvärdena i modellen från både vår- och höstsäsong genom variansanalys. Även effekten av interaktion mellan år och område testades. Data från ekointegreringen är testade i samma modell med samma krav på normalfördelning och homogenitet av varianser. Eftersom inga av kraven uppfylldes tillämpades ickeparametrisk test för oberoende mätningar (Kruskal-Wallis test) för att testa skillnader i medianvärden. Programmet som använts för analyserna var Statistica (StatSoft inc. 25). 2.3 Fiskvandring Ultraljudstelemetri är en metod som tidigare använts för att studera vandringsmönster hos blankål (Tesch med flera. 1991; Westerberg 21, Fiskeriverket 25). Två olika metoder har använts för att ge en bild av ålarnas rörelser i närområdet till Lillgrund och det område där en vindkraftpark planeras (figur 5). Figur 5. Översiktskarta över Öresund med Lillgrunds vindkraftpark. Utsättningsområden för blankål och transekt för ultraljudsmottagare är markerade. 2.3.1 Aktiv telemetri Spårningen av blankålar märkta med ultraljudssändare gjordes med en Vemco VR28 4-kanalsmottagare och en hydrofon av märket Vemco VH4 med piezoelement som känner av ljudsignalen separat i fyra 9 graders sektorer. Hydrofonen var monterad på undersökningsfartygen Sabella eller Ancylus. För registrering av data användes programmet Vemco TRACK28. Vid spårningarna användes ultraljudssändare som hade frekvenser på 51 77 khz och en pulsperiod på 1 2 s. Hörbarheten för sändarna var cirka 2 m nära Öresundsbron men upp mot 8 m runt Lillgrund. Sändarnas storlek var 16 x 45 mm och vikten i vatten var maximalt 9 g (figur 6). All blankål som använts för telemetriundersökningarna fångades i ryssjor i Öresund söder om Öresundsbron. Blankålarna sumpades i maximalt tre dygn innan telemetriförsöken utfördes. Blankålen förvarades mörkt och fuktigt i luft ombord på fartyget och märktes omedelbart före spårningen. Vid märkningen hölls blankålens huvud täckt och sändaren sattes fast med rostfri sutur strax framför ryggfenan. Ingen bedövning av blankålarna gjordes innan märkning eftersom bedövning av blankål är svår att utföra och stressande för fisken. Blankålarna var i god kondition vid både märkning och utsättning. 11

Totalt märktes 23 individer i telemetriförsöken under perioden 21 24. Telemetriförsök utfördes under perioden september till och med november under varierande strömförhållanden och månfaser. De använda blankålarna var blanka honor med längder mellan 6 1 cm respektive vikter mellan,5 1,2 kg (figur 7). Sändarvikten var mindre än en procent av blankålens vikt och bedöms inte utgöra någon väsentlig störning för fisken (Westerberg 1983). Eftersom blankålen är aktiv i mörker startade spårningarna efter mörkrets inbrott. Ålarna sattes ut i ett område söder om Lillgrund (figur 5). Spårningen avslutades efter att blankålen passerat grundområdet, om kontakten med blankålen tappats eller om inte blankålen rört sig mer än cirka,1 sjömil (cirka 2 m) på en timme. Spårningstidens längd varierade från en till nio timmar. För de flesta blankålarna var spårningstiden från två till sju timmar. Fartygets position registrerades kontinuerligt med differentiell GPS med en noggrannhet som var bättre än 1 m. Vid de flesta spårningarna var ultraljudsmottagaren och GPS kopplade till en dator så att tidpunkt, position och signalstyrka i vardera kanalen loggades för varje puls från sändaren. Manuell positionsbestämning har använts när störning från navigationsutrustning eller annan kringutrustning omöjliggjorde automatisk registrering av data från sändaren på blankålen. Fartygets position noterades regelbundet varannan eller var femte minut beroende på rörelsehastighet hos blankålen och signal brusförhållandet. Figur 6. Ål med kodad ultraljudsändare för spårning med fasta mottagare (passiv telemetri) till vänster och med ultraljudsändare för båtspårning (aktiv telemetri) till höger. 2.3.2 Passiv telemetri Ålarna i försöken märktes med akustiska sändare av fabrikat Vemco modell V13. Sändarna ger en kodad signal med randomiserat tidsmellanrum i intervallet 3 till 6 sekunder vid frekvensen 69 khz och signalstyrkan 15 db re 1μPa, 1 m. Flera olika sändare kan registreras utan att störa varandra även om de befinner sig samtidigt i ett område. Ålarnas rörelser registrerades med hjälp av transekter med hydrofonbojar av modellen VR2 (figur 8 och tabell 2). För teknisk beskrivning se Vemco 24. Detektionsavståndet för hydrofonen testades i anslutning till försöken. Under av båttrafik relativt ostörda perioder var detektion möjlig på 7 till 9 m avstånd. Vid försök till detektion i samband med passage av ett eller två Ro-Ro fartyg på nära håll var detektion inte möjlig under cirka 3 till 6 minuter. I liknande försök under ostörda förhållanden var detektion oproblematisk på cirka 2 m avstånd i Kalmarsund (Westerberg och Lagenfelt 26). Mottagarna sattes ut i Öresund den 13 14 oktober 25 i en transekt. Transekten, bestående av 2 bojar, lades över Lillgrund ut till gränsen för svenskt territorialvatten. (figur 5). Bojarna togs upp den 17 18 november och två som ej hittades först den 6 december. En boj 12

påträffades inte. Utsättningsområdet som var beläget cirka 15 km söder om den planerade vindkraftparken täcktes med tre bojar för att få en uppfattning om ålens simriktning vid starten. En datalogger i hydrofonbojen registrerar tid, datum och sändarens identitet när en sändare kommer inom hörhåll. När bojen tas upp kan data överföras till dator med en induktiv länk och kan sedan bearbetas. Analys av passagetider gjordes med programmet VR2-pc och i Excel. Grafisk bearbetning har gjorts i ArcMAP (ESRI Inc 25). I de flesta fall har signalen från ultraljudsändaren registrerats på två, eller flera, hydrofonbojar samtidigt i samband med att ålen passerat en transekt. Det går då att med hjälp av det relativa antalet registreringar interpolera mellan bojarna och beräkna den ungefärliga punkt längs transekten där passagen skett. Noggrannheten kan variera beroende på olika akustiska betingelser vid hydrofonbojarna. En bedömning är att precisionen ligger mellan 1 och 2 m, men detta bör undersökas experimentellt vid framtida försök. Tidpunkten för passagen kan bestämmas med en precision som har mindre än två minuters osäkerhet. Ålarna fångades i ålbottengarn vid Smygehamn öster om utsättningsområdet natten före märkning. De märktes ombord på båten Sabella. Samtliga ålar mättes och vägdes. Vikten hos ålarna låg mellan 75 g och 155 g (figur 7). Ingen ål var mindre än 69 cm vilket innebär att alla var honor. För att bedöma graden av könsmognad mättes ögondiametern. Ålens kondition mättes med en ultraljudsond som gav ett mått på fetthalten. Märket fästes utvändigt med rostfri sutur (figur 6). Märkets vikt i vatten är 6 g, vilket är mindre än en procent av ålens kroppsvikt. Gränsen för när man normalt kan observerar effekter av telemetrimärken på fiskens beteende är två procent av kroppsvikten (Jepsen med flera. 22). Märkningen gjordes dagtid och ålarna släpptes direkt efter märkningen spridda inom utsättningsområdet. Initialriktningen har tagits fram genom att se på vilken av de tre bojarna runt utsättningsplatsen som sist registrerat sändaren. För de sydliga sektorerna har fördelningen kunnat delas med information från de båda nordliga bojarna. 16 12 Figur 7. Ålarnas vikt år 25 och åren 21 24, boxarna innehåller hälften av individerna, klamrarna 9 % percentil och stjärnorna maxoch minimivärde vikt [g] 8 4 n=31 n=23 25 21-24 13

Tabell 2. Specifikationer för datalogger VR2. VR 2 data Figur 8. En hydrofonboj VR2 med flytkula och ankringslina. storlek vikt batteri batteri livslängd max djup mottagningsfrekvens minne fäste 34 mm lång x 6 mm diameter 1175 g i luft, 3 g i vatten 1 st 3,6 V D-storlek 15 månader 1 m 69 khz 2 megabyte flashminne, 3 detektioner två 9 mm hål Information om försöket spreds i tidskrifterna Yrkesfiskaren och den danska Fiskeritidende med uppmaning att informera om återfångade ålar med sändare. En belöning på 5 kronor gavs för sändare och ål. 2.4 Statistisk styrka Statistisk styrka eller power är sannolikheten att upptäcka en skillnad som verkligen existerar, givet vissa statistiska förutsättningar. Vid statistisk hypotesprövning testar man en nollhypotes, som är ett antagande att det inte finns några signifikanta skillnader mellan två eller flera medelvärden. P-värdet anger risken för att man felaktigt förkastar en nollhypotes, vilket kallas att göra ett typ I-fel. P-värdet betecknas med α, och är satt till,5 i denna studie. Sannolikheten att inte göra ett typ I-fel kallas konfidensgrad och är 1 α, eller 95 % i det här fallet. Att göra ett typ II-fel, däremot, innebär att man felaktigt behåller nollhypotesen, det vill säga att det finns en verklig skillnad mellan medelvärdena som man inte upptäcker. Risken för att göra ett typ-ii fel betecknas med β. Man bestämmer ofta att β skall vara högst,2. Statistisk styrka mäts som 1 β. För ett β-värde mindre än,2 är den statistiska styrkan högre än,8, och innebär att man i teorin kan upptäcka skillnader i fyra fall av fem. De faktorer som påverkar den statistiska styrkan är: (a) provstorlek, (b) vilket α-värde man valt, (c) vilken skillnad/effektstorlek,, man vill kunna påvisa och (d) variabiliteten, σ, hos det man mäter. Variabiliteten är i förväg okänd för en viss effekt, men kan uppskattas med hjälp av tidigare studier. Sambandet mellan de fyra faktorerna och statistisk styrka är att desto större provstorlek, α-värde, och definierad effektstorlek man har, desto större är styrkan, medan styrkan blir lägre om variabiliteten ökar. För att kunna bedöma vilken möjlighet man med hjälp av olika undersökningar har att upptäcka en effekt från driften av vindkraftsparken på fisk har modellering av den statistiska styrkan utförts. De data som insamlats i kontrollprogrammet kommer att analyseras genom en BACI design (Before-After-Control-Impact) tvåfaktors-variansanalys med faktorerna period (före/efter anläggning) och område (kontroll/påverkat). Det är dock inte möjligt att göra en tillfredsställande analys av statistisk styrka enligt denna modell, eftersom man inte kan förutsäga betydelsen av interaktionseffekter i framtiden. Vid skattningen av statistisk styrka har därför i stället en enfaktors-variansanalys tillämpats. 14

Den aktuella provtagningens statistiska styrka analyserades med avseende på två olika effektstorlekar, 33 respektive 5 %. Tidigare erfarenheter från provfiskeundersökningar i Öresund visar att en förändring i fiskens täthet på cirka 5 % kan vara realistiskt att upptäcka (Appelberg m fl 25). I modellen antas vidare att provstorlek och variabilitet är samma eller lägre än vad som skattats i fält, dock med vissa anpassningar som antas vara realistiska avseende provstorlek. Den statistiska bearbetningen har gjorts med programmen Statistica (StatSoft inc. 25) och PASS (Hinze 21). Dessa analyser ger en relativt grov skattning av den statistiska styrkan i de olika fiskstudierna, men ger ändå en god fingervisning om provtagningen sker på ett tillfredsställande sätt. Genom att liknande analyser utförs för de flesta delar av kontrollprogrammet gällande fisk kan resultaten dessutom användas för att jämföra statistisk styrka mellan olika provtagningsmetoder. 3. Resultat 3.1 Provfisken 3.1.1 Ryssjor Den totala fångsten per område och år har uppgått till mellan 15 och 43 individer, bestående av totalt 24 fiskarter samt strandkrabba. Tånglake står för ca 35 % av fångsten i medeltal, strandkrabba för 2 % och torsk 15 %. Ål utgör i medeltal 4 % av fångsten. Noterbart är att Sjollen skiljer sig från övriga områden genom den höga förekomsten av stensnultra, som dominerar fångsterna i området, och genom att tånglaken förekommer i mycket lägre tätheter där än i de två andra områdena (tabell 3). Tidsserierna för strandkrabba, torsk, tånglake och ål (figur 9) visar att fångsterna vid Lillgrund och Bredgrund generellt följer samma mönster, medan Sjollen har en avvikande dynamik. Baslinjestudierna visar att Bredgrund utgör ett gott referensområde till Lillgrund genom att både artsammansättning och dynamik är likartad i de båda områdena. Däremot skiljer sig Sjollen från de två övriga områden både avseende artfördelning och utvecklingen över tid. Detta speglar troligen att Öresund är ett område med mycket starka hydrografiska gradienter, och att vattenmiljön vid Sjollen skiljer sig från de båda sydliga områdena under vårperioden. 15

Tabell 3. Procentuell artsammansättning i ryssjefisket vid Lillgrund, Bredgrund och Sjollen 22-25. Ind/anstr. totalt anger medelantal individer per station, Antal arter totalt anger totalantalet arter noterade i området Art LILLGRUND BREDGRUND SJOLLEN 22 23 24 25 22 23 24 25 22 23 24 25 Bergvar,6,,,,,,,,,,, Blankål,,,2,,5,,,,,,, Gulål 6,5 5, 3,7 1,4 3,7 1,5, 1,1 11,8 9, 1,8 3,2 Kantnålsfisk obest.,,,,,5,,,,,,, Oxsimpa 1,3 1,3 1,2 1,2 1,6 1,8 2,2 2,1 1,7,6,, Piggvar,,,2,,,,,,,,, Rödspotta,,7,,,,,,,,,4,3 Rötsimpa 5,8 1,,7 1,2 5,3 2,9,8 2,5,,3,4,5 Sandskädda,,,,,,,,,4,,2,3 Sandstubb,,,,,,,,,,3,, Sjurygg 3,2,3,,2,5,4,, 2,6,8,, Sjustrålig smörbult 1,4 1,,2,7 2,1,4,, 5,2 3,1,5,3 Skarpsill,,,,,,,,,4,,,1 Skrubbskädda,6, 1,5,2 1,1 1,5 1,6,9,,3,4, Skärsnultra,,,,,,,,,9,8,, Stensnultra 1,9 1, 1, 1,2,,,, 37,6 43, 37,4 24,6 Storspigg,,,,,5,4,,,,,, Strandkrabba 11,7 46,8 34, 16,9 1,6 16,1 9, 3,7 5,2 2,8 32,6 47,3 Större havsnål,,,,,,,,,4,,, Större kantnål,,,,,,,,,,,,1 Svart smörbult,,3 1,7,2 1,1, 2,2,2 3,5,3 4,6 4,9 Tejstefisk,,,,,,,,,,,,1 Torsk 25,3 15,6 1,6 22,9 17,4 9,9 3,5 8, 21,4 13,2 19,8 17,2 Tånglake 25,3 24,6 42,9 52,5 57,4 6,6 79,9 79,8,4,,2,5 Tångsnälla,,7,,,,7,,5,,,, Tångspigg 7,1 1,7 2, 1,2 6,8 4,,8 1,1 8,3 7,6 1,9,6 Individer/anstr. totalt 6 13 17 12 8 11 2 12 1 15 24 22 Antal arter totalt 12 13 13 12 14 12 8 1 14 13 12 14 16

16 14 12 Lillgrund Bredgrund Sjollen Strandkrabba 25 2 Lillgrund Bredgrund Sjollen Tånglake 1 8 6 15 1 4 2 5 22 23 24 25 22 23 24 25 6 5 4 Lillgrund Bredgrund Sjollen Torsk 2. 1.5 Lillgrund Bredgrund Sjollen Ål 3 1. 2 1.5 22 23 24 25. 22 23 24 25 Figur 9. Antal individer per ansträngning för olika arter fångade med ryssjor vid Lillgrund samt referensområdena Bredgrund och Sjollen under åren 22-25. Angivna värden är medelvärden med standardavvikelse. 3.1.2 Nätlänkar Den totala fångsten per område har uppgått till mellan 12 och 37 individer, bestående av totalt 19 fiskarter samt strandkrabba. Strandkrabban är den antalsmässigt klart dominerande arten i näten och utgör 72 94 % av totala individantalet. Bland fiskarterna dominerar torsk, som utgör cirka hälften av den totala fiskfångsten. Även skrubbskädda är allmän på alla lokaler. Rötsimpa är relativt vanlig vid Lillgrund och Bredgrund, medan övriga arter förekommer i lägre tätheter på samtliga lokaler (tabell 4). Tidsserier för de fyra vanligaste arterna (figur 1) visar att fångsterna vid Lillgrund och de två referensområdena följer varandra rätt väl i de flesta fall. Det visar att populationsdynamiken varit likartad i områdena under baslinjeperioden. Det här ger goda förutsättningar för att fastställa om vindkraftsparken påverkar fiskfaunan vid Lillgrund. Även artsammansättningen är likartad vid de olika lokalerna. Längdfördelningen för torsk (figur 11) visar att det inte finns någon större skillnad i vilka storleksklasser av fisk som nyttjar de olika områdena. 17

Tabell 4. Procentuell artsammansättning i nätfisket vid Lillgrund, Bredgrund och Sjollen 22-25. Ind/anstr. totalt anger medelantal individer per station, Antal arter totalt anger totalantalet arter noterade i området. Art LILLGRUND BREDGRUND SJOLLEN 22 23 24 25 22 23 24 25 22 23 24 25 Abborre,,,,,,,,,,,, Gulål,,,,,2,,,,,,, Kantnålsfisk obest.,,,,,,,,1,,,, Oxsimpa,8,6,6,7 1,6 2,2,4,9,4,1,1, Piggvar,,1,,1,4,,9,6,1,,, Rödspotta,1,,5,4,4,2,1,7,7,,,1 Rötsimpa,6,7 3,4 1, 1,8 5,4 7,1 7,6 1,4,3,3,1 Sandskädda,5,,6,1,,1 2,4,2 1,,,1,1 Sill 1,1,1,, 12,7,1,1,1,,,, Skarpsill,,,,1,,,,,1,,, Skrubbskädda 2,8 1,4 3,6 3, 1,3 3, 4,6 6,3 4,1,6,9 1,1 Skäggsimpa,,1,2,,,1,,2,,1,1, Stensnultra,1,1,,1,,,, 1,3,9,1 5,9 Strandkrabba 79,3 93,9 82,1 88,5 63,5 85, 71,9 72,2 78,7 94,4 88,3 87,5 Svart smörbult 1,,2,,3,5,,1,,7,2,,2 Tobis (kust-/havs-),,,,,,,1,,,,, Torsk 12,9 2,9 8,4 5,5 17,1 3,6 12,1 1,9 11, 3,3 1,1 4,9 Tånglake,,1,3,1,,1,,1,,,, Vitling,3,,,,,4,2,1,1,,, Äkta tunga,2,,,,5,,,1,4,,, Öring,,,,,,,,,,,, Antal individer/ans totalt 85 169 87 165 5 57 64 67 13 131 122 155 Antal arter totalt 16 12 12 13 11 11 12 14 13 8 9 9 18

2 15 Lillgrund Bredgrund Sjollen Strandkrabba 7 6 5 Lillgrund Bredgrund Sjollen Skrubbskädda 1 4 3 5 2 1 22 23 24 25 22 23 24 25 16 14 12 1 8 6 4 2 Lillgrund Bredgrund Sjollen Torsk 22 23 24 25 7 6 5 4 3 2 1 Lillgrund Bredgrund Sjollen Rötsimpa 22 23 24 25 Figur 1. Antal individer per ansträngning för olika arter fångade med nätlänk vid Lillgrund samt referensområdena Bredgrund och Sjollen under åren 22-25. Angivna värden är medelvärden med standardavvikelse. totalantal 6 5 4 3 2 Längdfördelning torsk Lillgrund Bredgrund Sjollen 1 2 4 6 8 1 längd (cm) Figur 11. Längdfördelning av totala torskfångsten med nätlänk och 6 mm maskstorlek vid Lillgrund samt referensområdena Bredgrund och Sjollen. 3.1.3 Lekprovfisken Provfiske efter piggvar genomfördes under maj till juni 22-24. Mot bakgrund av provfiskeresultaten och fångststatistik från Östersjön bedöms tätheten av piggvar vid Sjollen vara mycket hög och den vid Lillgrund låg till måttlig (tabell 5). Fiskena stördes dock kraftigt av drivande alger under alla år, framför allt vid Lillgrund och Bredgrund, och störningarna har 19

fortgått trots att man försökt flytta fiskeperioden i tid. På grund av störningarna har det inte varit möjligt att få tillförlitliga baslinjesdata för en studie av om vindkraftparken vid Lillgrund påverkar lek av piggvar. Fisket avslutades därför efter 24. Tabell 5. Medelantal piggvar per ansträngning fångade med nät under 22-24 vid Lillgrund samt referensområdena Bredgrund och Sjollen. Siffror inom parentes anger standardavvikelse. År Lillgrund Bredgrund Sjollen 22,4 (,82),1 (,29) 4,6 (5,7) 23 ingen fångst inget fiske 1,7 (2,4) 24,9 (1,1) inget fiske 4,6 (3,2) Lekprovfisket efter sjurygg utfördes med samma redskap som för piggvar i april 23-24. En del störningar av drivande alger förekom, framför allt vid Bredgrund, dock i mycket mindre utsträckning än vid piggvarsfisket. Fångsten av sjurygg var låg (tabell 6). Dessa fångster är så låga att det inte är möjligt att bedöma om och i vilken omfattning vindkraftsparken påverkar leken. Av den anledningen har även detta fiske avslutats efter 24. Tabell 6. Antal sjurygg per ansträngning fångade med nät under 22-24 vid Lillgrund samt referensområdena Bredgrund och Sjollen. Siffror inom parentes anger standardavvikelse. År Lillgrund Bredgrund Sjollen 22,4 (,82),1 (,29) 4,6 (5,7) 23 ingen fångst inget fiske 1,7 (2,4) 24,9 (1,1) inget fiske 4,6 (3,2) 3.1.4 Statistisk styrka Analyser av statistisk styrka utfördes för de vanligast förekommande arterna i nät- respektive ryssjefisket. Generellt anses en statistisk styrka över,8 var önskvärd för att upplägget av en undersökning ska vara tillfredsställande. För en envägsvariansanalys med tre års före respektive efterdata i ett område låg styrkan över,8 för de flesta analyserade arterna när det gäller möjligheterna att upptäcka en sann förändring av storleksordningen 5 % (tabell 7). Det innebär att man med provfiskena har en sannolikhet på 8 % att upptäcka en minskning eller ökning med 5 % i fångsterna efter anläggningen inom ett område. Den statistiska styrkan är i stort sett likvärdig i nät- och ryssjefiskena. 2

Tabell 7. Statistisk styrka gällande de vanligast förekommande arterna vid analys av förändringar i fångst före och efter anläggning av vindkraftsparken på Lillgrund. Styrkan har beräknats för en enfaktors variansanalys med tre års data före respektive efter anläggningen och med ett α-värde på,5. fångst per anstr statistisk styrka redskap art medel SD 33% 5% n ryssja ål (blankål+gulål),56,73,27,63 72 torsk 1,92 1,72,52,91 72 tångkrabba 3,5 3,2,41,81 72 tånglake 4,43 3,28,69,98 72 nät rötsimpa 1,51 1,46,46,81 6 3.2 Pelagisk fisk wkrubbskädda 1,81 1,99,37,7 6 torsk 6,7 5,68,57,89 6 tångkrabba 77,55 45,85,86 1, 6 Eftersom fiskarter med olika typ av simblåsa ger olika ekon och genom utförda trålningar i referensområdet har sill/skarpsill respektive torsk särskiljts. Endast en mycket begränsad del utgörs av torsk. Därför presenteras endast resultat med en medelekostyrka mellan -5 och -41 db, eftersom detta segment bedöms domineras av sill och skarpsill. 3.2.1 Enkelekodetektion (SED) Sill och skarpsill påträffades i stim åtskilda av ytor med lägre tätheter av fisk. Detta återspeglas i resultaten genom att enstaka extremvärden på antalet individer per ytenhet påträffas. Inga interaktioner mellan år och område kunde konstateras i variansanalysen. Vår Antalet enkelekon per kvadratmeter (SED/m 2 ) ökade mellan mars 23 och 24 för att under 25 sjunka (figur 12). Skillnaderna mellan år var signifikant (ANOVA: P <,1). Värdena från mars 25 var de lägsta uppmätta under provtagningarna. Spridningen mellan transekterna var likartad under alla tre åren. Vid jämförelse mellan områden var skillnaderna inte signifikanta (ANOVA: P >,5). Referensområdet Ven visade hade dock en lägre täthet av fisk räknat som enkelekon per kvadratmeter. Variationen inom referensområdet var betydligt större jämfört med kärnområdet (figur 12). 21

4 3 2 vår kärnområde närområde referensområde log SED/m 2 1-1 -2-3 -4 23 24 25 Figur 12. Antalet enkelekon per kvadratmeter (SED/m 2 ) under våren angivna som logaritmerade medelvärden med 95 % konfidensintervall under olika år. Höst Antalet enkelekon under hösten åren 23 till 25 var av samma storleksordning som under våren men tidsutvecklingen var annorlunda. Mellan 23 och 25 minskade medelantalet enkelekon per kvadratmeter hela tiden (figur 13). Skillnaderna mellan åren var signifikant (ANOVA: P <,1). Variationen mellan transekterna var likartad under alla tre åren. Jämförelse av medelvärden mellan område visar att tätheterna var signifikant lägre vid referensområdet Ven i jämförelse med kärnområdet vid Lillgrund och närområdet (ANOVA: P <,1). Variationen inom referensområdet var betydligt större jämfört med de andra områdena (figur 13). 4 3 2 höst kärnområde närområde referensområde log SED/m 2 1-1 -2-3 -4 23 24 25 Figur 13. Antalet enkelekon per kvadratmeter (SED/m 2 ) under hösten angivna som logaritmerade medelvärden med 95 % konfidensintervall under olika år. 22

3.2.2 Ekointegrering Ekointegrering i Lillgrundsområdet och utanför Ven under perioden 23 25 visade på stora variationer över tid men inte mellan områden. Inga interaktioner mellan område och år har testats. Vår Skillnaden mellan åren var signifikant (Kruskal-Wallis test). Under 25 uppmättes de högsta värdena medan biomassan av fisk 23 och 24 var av jämförbar storlek. Variationen mellan transekterna var 25 hög med ett maxvärde på 58 s A /m 2 (figur 14). Inga signifikanta skillnader i medianvärden mellan områden fanns i materialet (Kruskal- Wallis test). Variationen mellan transekterna i kärnområdet var mycket hög jämfört med övriga områden. Den stora variationen inom kärnområdet beror på att en transekt hade ett medianvärde på 58 s A /m 2. 6 5 median 25%-75% min-max vår 6 5 vår median 25%-75% min-max 4 4 SA/m 2 3 SA/m 2 3 2 2 1 1 23 24 25 kärn när referens Figur 14. Area back scattering strength (s A /m 2 ) under våren angivna som medianvärden med kvartiler, max- och minvärden under olika år (vänstra figuren) och i olika områden (högra figuren). Höst Resultaten visar att det fanns signifikanta skillnader mellan medianvärdena från ekointegreringen mellan höstarna 23, 24 och 25 (figur 15, Kruskal-Wallis test). Året 24 skiljer ut sig från de övriga åren genom att fiskbiomassan var mer än 2 gånger högre. Inga signifikanta skillnader (Kruskal-Wallis test) kunde visas mellan medianvärdena för de olika områdena. Detta förklaras med att områdena visade samma mönster över tid med höga tätheter 24 i förhållande till 23 och 25 (figur 15). 23

3 25 höst median 25%-75% min-max 3 25 höst median 25%-75% min-max 2 2 SA/m 2 15 SA/m 2 15 1 1 5 5 23 24 25 kärn när referens Figur 15. Area back scattering strength (s A /m 2 ) under hösten angivna som medianvärden med kvartiler, max- och minvärden under olika år (vänstra figuren) och inom olika områden (högra figuren). 3.2.3 Statistisk styrka Enkelekodetektion För att beräkna möjligheterna att upptäcka en signifikant skillnad mellan medelvärdena från enkelekodetektion gjordes en modellering av statistisk styrka. Resultaten från detta samt hur stor den statistiska styrkan var för en förväntad effekt på 33 respektive 5 % presenteras här. Vår En minskning med 33 % respektive 5 % på de otransformerade medelvärdena för område ger en mycket låg statistisk styrka (tabell 8). Den statistiska styrkan beräknades under förutsättning av oförändrad medelstandardavvikelse men med olika provstorlek. Som provstorlek, n, valdes 24 för en grupp vilket kan vara ett realistiskt fall för både kärn- och närområdet, även om de i undersökningen var 24 respektive 12. För den andra gruppen valdes 6 som motsvarar referensområdet i undersökningen (se diskussion). Oavsett val av provstorlek blir den statistiska styrkan låg (tabell 8). En förändring i effekt på 33 % mellan år på de otransformerade enkelekovärdena resulterade i ett asymmetriskt intervall med låg statistisk styrka (tabell 8). Resultaten baseras på att medelstandardavvikelsen och provstorleken var samma som i undersökningen. Med en effekt på 5 % på de otransformerade medelvärdena erhölls som bäst en statistisk styrka som innebär att man ungefär i ett fall av tre förväntas kunna upptäcka en verklig skillnad mellan år. Höst Resultaten av en förväntad effekt på 33 % eller 5 % av höstmedelvärdena ger en statistisk styrka som bedöms vara låg för att upptäcka förändringar (tabell 8). Sannolikheten att upptäcka skillnader mellan områden var ungefär mellan en på tio till en på tre. Den statistiska styrkan för tid var något högre men fortfarande låg. 24

Tabell 8. Statistisk styrka från förväntade förändringar av medelvärden av enkelekodetektion. Då transformerade medelvärden använts i variansanalysen utgörs styrkan av ett asymmetrisk intervall. Detta har beräknats för en enfaktors variansanalys med ett α-värde på,5. Provstorleken (n 1 och n 2 ) har i vissa fall baserats på lägsta och högsta provstorlek i den observerade värdena i de fall man kan förvänta sig en större provstorlek i framtida undersökningar. säsong faktor ln SED/m 2 statistisk styrka n 1 n 2 medel SD 33% 5% vår område,31 1,75,6,8,8,13 6 24 vår tid,46 1,25,9,13,29,31 14 14 höst område 1,72 1,25,9,13,13,29 14 14 höst tid 1,87,76,18,31,31,71 12 24 Ekointegrering Från undersökningarna med ekointegrering användes ickeparametriska tester för att skatta variation i tid och rum eftersom medianvärden använts. Eftersom antagandena för parametrisk test inte gick att uppfylla var det inte möjligt att testa den statistiska styrkan. 3.3 Fiskvandring Passiv och aktiv telemetri har använts för att beskriva vandringsmönster, startriktning och simhastighet för blankål vid den planerade vindkraftparken på Lillgrund. Tonvikten i redovisningen har lagts på vandringsmönster men startriktning och simhastighet redovisas också som bakgrund för de framtida studierna. Totalt har 54 ålar märkts och satts ut under baslinjeperioden 21 25. Av dessa har 4 rört sig under spårningstiden och därmed bidragit med information. Utöver detta har två individer från försök i Kalmarsund detekterats vid passage av transekten vid Lillgrund (Westerberg och Lagenfelt 26). En av dessa individer har dessutom detekterats i transekten två gånger. Totalt har därför 13 detektioner i transekten gjorts 25 (tabell 9). 25

Tabell 9. Spårningsmetod, antal utsatta märkta ålar, antal detekterade ålar i transekt, antal ålar med startriktning samt antal ålar där simhastighet har beräknats. * Beräknat utifrån kalibrering av ultraljudsräckvidd vid provområdet genomfört 25. ** Information finns från ytterligare tre passager av två ålar från annat telemetriförsök (Westerberg och Lagenfelt 26). år telemetri utsatta (antal) detekterade (antal) startriktning (antal) simhastighet (antal) 25 passiv 31 1 ** 31 1 24 aktiv 8 1 * 1 1 23 aktiv 11 5 * 5 5 22 aktiv 2 2 * 2 2 21 aktiv 2 1 * 1 1 3.3.1 Vandringsmönster Totalt har 22 registreringar av ålar som nått eller passerat transekten över Lillgrund gjorts (figur 16). Endast enstaka individer har registrerats eller spårats i de allra grundaste delarna av området där vindkraftparken skall byggas. Flest individer har passerat längst västerut i transekten där djupet är störst. Av de aktivt spårade individerna har hälften passerat omedelbart öster om grundet. I figur 16 har en samlad beskrivning av tillgängliga resultat från alla försök gjorts. Av de 22 registreringarna har 13 utförts med passiv telemetri år 25. Tio av dessa registreringar var från de 31 individer som satts ut vid Falsterbo medan tre registreringar är från de två, av 6, individer som sattes i Kalmarsund (Westerberg och Lagenfelt 26). Dessa båda individer nådde till transekten i Öresund 22 23 dygn efter utsättningen innanför Öland och en av individerna registrerades igen efter ytterligare 16 dygn. Nio av de 16 aktivt spårade blankålarna, som lämnat utsättningsområdet åren 21 till 24, bedömts ha kommit inom detektionsavstånd till transekten under aktiv båtspårning. Åtta av individerna passerade linjen under spårning medan en individ nådde inom ett par hundra meters avstånd. För att illustrera hur de märkta ålarna rör sig runt Lillgrund har exempel på ålar som rört sig väster och öster om grundet valts. För dessa fyra spårningar finns kontinuerligt positioner utan avbrott under hela spårtiden (figur 17). 26

Figur 16. Fördelning av transektpassager. Fylld stapel anger antal ålar från år 25. Streckad stapel anger antal ålar från 21-24. Totalt finns underlag från 22 detektioner, beräknade eller faktiska. Resultatet från år 25 är omräknat oberoende av mottagarnas placering. Pilen se figur 17. Figur 17. Exempel på vandringsmönster från aktiv spårning av blankål. Spårningarna har startat söder om det markerade vindkraftparksområdet och avslutats i den nordligaste delen av transekten Det västligaste spåret är från ål 913 som nämns i texten. Pilen markerar vandringsmönster hos två ålar som passerat öster om Lillgrund. Dessa ålar har också markerats i figur 16. 27