NNI-Rapport 386. Fv. 557 Bjørgeveien, Bergen kommune. Ny gsvei. Konsekvensutredning for tema natur og biomangfold

Transkript

1 NNI-Rapport 386 Fv. 557 Bjørgeveien, Bergen kommune. Ny gsvei. Konsekvensutredning for tema natur og biomangfold Arnold Håland, Beate Hult, Kjerstin Longva Nilsen og Åge Simonsen NNI-Rapport 386 Bergen, februar 2014 NNI-Rapport 386 Fv. 557 Bjørgeveien, Bergen kommune. Ny gs-vei. Konsekvensutredning for tema natur og biomangfold 1 NNI

2 NNI - Rapport nr. 386 Bergen, februar 2014 Tittel: Fv. 557 Bjørgeveien, Bergen kommune. Ny gs-vei. Konsekvensutredning for tema natur og biomangfold Forfattere: Arnold Håland, Beate Hult, Kjerstin Longva Nilsen og Åge Simonsen Prosjektansvarlig: Cand. real. Arnold Håland, Leder NNI AS Prosjektmedarbeidere: ISSN / ISBN: Arnold Håland, Beate Hult og Kjerstin Longva Nilsen Oppdragsgiver Constrada AS NNI Resources AS Adresse: Lillehatten 11, 5148 Fyllingsdalen Tlf , Fax E-post: post@nni.no På nettet: Forside: Strandlinje i Gjeddevann der nye inngrep er planlagt. 10. okt Foto: B. Hult. NNI-Rapport 386 Fv. 557 Bjørgeveien, Bergen kommune. Ny gs-vei. Konsekvensutredning for tema natur og biomangfold

3 Forord FORORD NNI ble primo oktober 2013 forspurt av Constrada AS om å gi tilbud på en konsekvensutredning knyttet til et prosjekt med ny gs-vei på strekningen Sandeidet Lyderhornveien, langs Fv 557 Bjørgeveien i Bergen kommune. NNIs opplegg ble akseptert og vi har høsten-vinter gjennomført prosjektarbeidet med nytt feltarbeid på høstparten, videre analyser og rapportarbeid frem til februar Denne rapporten omhandler tema naturmangfold i planområdet. NNI retter en takk til Constrada AS for oppdraget og et godt samarbeid i prosjektperioden. Bergen, februar 2014 Arnold Håland Fagbiolog Cand. real. Leder NNI Resources AS 3

4 Innhold INNHOLD 1 INNLEDNING MATERIALE OG METODER Tema og struktur Foto Gjennomføring av feltarbeidet Metoder knyttet til terrestrisk økologi Feltmetoder akvatisk økologi Bunndyr Fiskefauna Vannfugl Analyser akvatisk økologi og miljøstatus Miljømål og tilstandsklasser i Vanndirektivet Beregning a ASPT-indeks Beregning av MBI (Macroinvertebrate Biotic Index) Funksjonelle grupper som miljøindikator Vurdering av tungmetallforurensing Beregning av konduktivitet (EC) og totalt oppløst salt (TDS) Vurdering av vannets surhetstilstand Artsmangfold Eksisterende naturkunnskap Kriterier som grunnlag for naturfaglig verdivurdering Funksjonsområde for rødlistearter og fåtallige arter Sjeldne og nasjonalt viktige naturtyper Områder med nasjonalt truede vegetasjonstyper Kontinuitetsområder Artsrike naturtyper Viktig biologisk funksjon Områder for sterkt spesialiserte arter Naturtyper med høy biologisk produksjon Tilleggskriterier Bruk av kriterier Oppsummering av verdisettingen Konsekvenser og konsekvensvurderinger Egenskaper ved tiltaket Influensområder Virkningsfaktorer Nivåsetting av konsekvenser LOKALISERING OG NATURGRUNNLAG Lokalisering av planområdet Geologi, landskap og klima Naturgeografi Dagens arealbruk Vernede og inngrepsfrie områder PLANOMRÅDET OG TRASÉER alternativet

5 Innhold 5 NATURSTATUS OG NATURVERDIER Naturtyper, vegetasjonstyper og flora i ulike deler av planområdet Sone 1 Gjeddevann sør Sone 2 Gjeddevann vest Sone Sone Sone Sone Sone Sone Oppsummering terrestrisk naturmiljø Akvatisk naturmiljø i 3 delområder Kjerreidbekken Miljøtilstand i Kjerreidbekken Forsuringsstatus i Kjerreidbekken Funksjonelle grupper Sammenlikning med andre vassdrag i Bergen kommune Oppsummering økologisk status og verdi for Kjerreidbekken Gjeddevatn Bunndyrfaunaen i Gjeddevannets strandsone Fisk i Gjeddevann Vannfugler i Gjeddevann Miljøtilstand og ulik belasting i Gjeddevann Oppsummering av miljøtilstand og økologisk status i Gjeddevann Tidligere målinger av vannøkologiske parametre i Gjeddevann Bjørndalsvann Registrerte arter i Bjørndalsvann Artsrikhet i bunndyrsamfunnet i Bjørndalsvann Miljøtilstand i Bjørndalsvannet Oppsummering av miljøtilstand i Bjørndalsvann Andre undersøkelser Tidligere registreringer av natur og arter i området Oppsummering av naturverdier i planområdet VURDERING AV KONSEKVENSER AVBØTENDE TILTAK REFERANSER Nettressurser VEDLEGG Artslister fra tiltaks- og influensområder ved Bjørgeveien Termer, uttrykk og definisjoner Naturtyper Vegetasjonstyper Arealreduksjon, fragmentering og barrierer Rødlistearter

6 Innledning 1 INNLEDNING Naturkunnskap i plan- og utbyggingsprosesser skal bidra til å ivareta viktige livsmiljøer for dyr og planter, et fokusområde som Stortinget har bestemt gjennom ny lovgiving (Naturmangfoldloven - NML), et lovverktøy blant annet til stopp i tap av biologisk mangfold som Norge har forpliktet seg til gjennom internasjonale konvensjoner. I tillegg til å sikre at viktige livsmiljøer og landskap (NML 4 og 5) blir ivaretatt gjennom arealforvaltningen, skal god naturkunnskap også være et verktøy for å finne frem til de gode utbyggingsløsninger, dvs. bidra til å finne det gode kompromisset mellom utbygging og bevaring der situasjonen krever det og mulighetene er til stede. Inngrep i naturen medfører alltid endringer på lokale økosystem, og på plante- og dyresamfunn og tilknyttede arter. Hvilke endringer som inntrer avhenger av type inngrep og omfanget av inngrepet og ikke minst hvilken type natur som utbyggingen er planlagt i. Avbøtende tiltak for om mulig å redusere eventuelle uønskede effekter er derfor også en viktig del av en verdi- og konsekvensvurdering. Med bakgrunn i fremlagte planer for bygging av ny gs-vei mellom Sandeidet og Bjørndalskrysset, langs Fv557 Bjørgeveien, vest i Bergen kommune, presenterte NNI et kartleggingsopplegg som favnet både de terrestre og liminske naturtyper i tiltaks- og influensområdene. Oppdatert og god biologisk kunnskap om naturmangfoldet i berørte arealer er lagt til grunn for en naturfaglig verdisetting, samt for å kunne drøfte hvilke konsekvenser tiltakene vil kunne få for biologisk mangfold, der både hele økosystem, naturtyper samt arter og samfunn står i fokus. I tillegg til egne feltdata fra høsten 2013 har vi søkt etter naturfaglige data/kunnskap fra tidligere undersøkelser i området. Rapportene er strukturert med løsningsmodell etter Statens Vegvesen Håndbok 140 (2006). Feltundersøkelsene høsten 2013 ble utført av fagbiologene Cand. real. A. Håland, Dr. scient Åge Simonsen, Cand. scient Kjerstin Longva Nilsen og fagkonsulent Beate Hult, alle NNI. Rapporten er skrevet høst/vinter

7 Materiale og metoder 2 MATERIALE OG METODER 2.1 Tema og struktur Denne konsekvensutredningen omhandler tema knyttet til natur- og biologisk mangfold, med fokus på både det terrestre og limniske naturmiljøet, samt arter og samfunn knyttet til disse livsmiljøene. For vurdering av områdets naturfaglige verdier og tiltakets konsekvenser, har vi benyttet en løsningsmodell som omhandler tematisk verdisetting, vurdering av tiltakets omfang samt vurderinger av aktuelle konsekvenser og nivået for disse, jfr. Statens Vegvesen Håndbok 140 (2006). I henhold til Naturmangfoldslovens 8 skal kunnskapen om økosystem og arter knyttet til områder der det er planer om nye inngrep være basert på et vitenskaplig kunnskapsgrunnlag. Kunnskapsgrunnlaget skal være tilstrekkelig og beslutningsrelevant, hvilket innebærer at det som legges til grunn for verdivurderinger og konsekvensvurderingene skal være tilstrekkelig for rimelig sikre vurderinger, men sjelden uttømmende når det gjelder kartlegging av planområdets natur og biomangfold. Våre verdivurderinger er basert på egne undersøkelser både i det terrestre og det akvatiske naturmiljøet. Ellers har vi også som standard prosedyre ettersøkt naturkunnskap i databaser og eksisterende kilder. Opplegg og kilder er kort beskrevet i de følgende kapitler. 2.2 Foto Foto i denne rapporten er fra feltarbeidet i oktober og november Foto i rapporten er tatt av B. Hult og A. Håland, NNI. Fig. 1. Det finnes i dag fortau som fungerer som gs-vei langs det meste av Bjørgeveien på aktuell strekning mellom Sandeidet og Bjørndalskrysset. 21. okt Foto: B. Hult. 2.3 Gjennomføring av feltarbeidet NNI har gjennomført eget feltarbeid for å sikre at et tilstrekkelig kunnskapsgrunnlag er til stede for verdisetting og vurdering av konsekvenser av de planlagte tiltak langs Bjørgeveien. Følgende arbeid er gjennomført knyttet til botaniske og zoologiske tema: 7

8 Materiale og metoder I planområdets terrestre deler er det lagt vekt på kartlegging og beskrivelse av de dominerende naturtyper (DN 2007), dominerende vegetasjonstyper (Fremstad 1997), og eventuelt forekomst av nasjonalt truede vegetasjonstyper (jfr. Fremstad & Moen 2001), inkl. kartlegging av floraen. Karplanter, moser og lav er kartlagt. Når det gjelder naturtyper og vegetasjonstyper har fokus vært spesielt på om området rommer typer som er av interesse på enten nasjonalt nivå (DN 2007), eller regionalt og lokalt nivå. Det botaniske kunnskapsgrunnlaget er vurdert til å være tilstrekkelig for verdisetting og vurdering av konsekvenser av de planlagte veiutvidelser, selv om det er gjennomført på høstparten der en del arter vanskelig lar seg registrere (våraspektet i floraen). Knyttet til plan om inngrep i de akvatiske miljøer har vi gjennomført ferskvannsøkologiske undersøkelser, i første rekke rettet mot bunndyr og fisk i vassdraget, med hovedfokus på Gjeddevann og elven nedstrøms (Kjerreidbekken), samt i et avsnitt i Bjørndalsvann nær dagens riksvei. Metoder og omfang er omtalt i kap Feltarbeidet i planområdet ble gjennomført av Cand. scient. A. Håland, Dr. scient Åge Simonsen, Cand. scient Kjerstin Longva Nilsen og fagkonsulent Beate Hult, i tidsperioden 21. oktober 2013 til 9. januar Vi anser datagrunnlaget for å være tilfredsstillende for våre faglige og tematiske vurderinger i dette prosjektet. 2.4 Metoder knyttet til terrestrisk økologi Datafangst for de botaniske tema er basert på en soneinndeling av planområdet, dvs. med 8 soner langs eksisterende vei og gs-vei, deretter en gjennomgang og registreringer i alle soner. Hovedfokus har vært forekommende hovednaturtype og økologisk tilstand, beskrivelse av vegetasjonstyper via dominante arter (jfr. Fremstad 1997), samt en krysslisting av alle arter, både karplanter, moser og lav. Feltnotater er så bearbeidet for beskrivelser og presentasjon og evaluering av samlede artslister. Fugler er notert i det omfang de forekommer på høst og vinter. 2.5 Feltmetoder akvatisk økologi Vurderinger av tiltaksområdets verdier for det akvatiske biomangfold og de ferskvannsøkologiske forhold i Gjeddevann, Bjørndalsvann og Kjerreidbekken er basert på egne feltundersøkelser i desember og januar 2013/2014. Det ble gjennomført undersøkelser rettet mot både bunndyr og fisk i innsjøer og elv Bunndyr For å belyse ferskvannøkologiske forhold og aktuelle verdier har vi innsamlet bunndyr (virvelløse dyr) fra 4 stasjoner i strandsonen i Gjeddevann og 2 stasjoner i Bjørndalsvann. Bunndyr i Kjerreidbekken ble innsamlet på 3 stasjoner. Bunndyr ble innsamlet med vannhov med utført Z-metode mht selve hovfangsten i innsjøene, og med standard roteprøve i rennende vann i Kjerreidbekken. Prøvene i littoralsonen (strandsonen) i Gjeddevann og Bjørndalsvann ble tatt på mellom 0,5 og 1 meters dyp. Prøver er silt med 0,5 mm sil og materialet lagret på glass med 70 % etanol for seinere sortering og artsbestemmelser. 8

9 Materiale og metoder Fiskefauna Gjeddevann ble prøvefisket i november november 2013, med en standard Jensen-serie (8 garn). Garn ble jevnt fordelt i strandsonen sør, vest, nord og øst i innsjøen, alle rettlinjet ut fra strandsonen. Garn ble satt på ettermiddag den 21. november og garn trukket på formiddag 22. november. Det ble innsamlet standard data for fanget fisk, dvs. fiskens lengde, vekt, kjønn, kjønnsmodning, magefyllingsgrad, mageinnhold samt skjellprøver fra området under fettfinnen Vannfugl Parallelt med annet feltarbeid var eventuelle forekomster av vannfugler knyttet til innsjøer og elv i fokus. Noen konkrete observasjoner ble gjort. Benyttet metodikk er total taksering av innsjøer fra fastpunkt i strandsonen. Tilsvarende for elv der hele den åpne delen av Kjerreidbekken ble dekket på to ulike datoer. 2.6 Analyser akvatisk økologi og miljøstatus Innsamlede feltdata er analysert mht evaluering av vannmiljøets tilstand i forhold til flere sentrale parametre, både for innsjøene (Gjeddevann og Bjørndalsvann) og for rennende vanns miljø i Kjerreidbekken. I tillegg til hvilket dyreliv vi har dokumentert, er også vannmiljøets økologiske tilstand et viktig aspekt ved verdisetting og vurdering av konsekvenser av nye inngrep. Innledningsvis har vi gitt referanse til sentrale føringer knyttet til Vanndirektivet og vannforeskriften. Videre omtale av analysemetoder for sentrale vannparametre, alt basert på bunndyr som sentrale bioindikatorer Miljømål og tilstandsklasser i Vanndirektivet Vannforskriften (forskrift om rammer for vannforvaltning), fastsatt ved kgl.res. 15/ , gjennomfører Rammedirektivet for vann i Norge. Direktivet har som hovedformål å gi rammer for fastsettelse av miljømål som sikrer en mest mulig helhetlig beskyttelse av vannmiljøet i landet. Direktoratgruppa for Vanndirektivet har på bakgrunn av dette utarbeidet en veileder for klassifisering av miljøtilstand i vann (Veileder 01:2009), som er forsøkt fulgt i denne rapporten. En revidert veileder ble publisert i januar 2014, men denne kom etter at prosjektets analyser var gjennomført. Vi vurderer at endringene ikke er vesentlig for våre vurderinger i dette prosjektet. Vannkvalitet deles inn i flere klasser, fra Svært god til svært dårlig. God økologisk tilstand er definert som akseptable avvik fra naturtilstanden. Hva som menes med akseptable avvik og de andre klassene er definert nærmere i vedlegg V til Vannforskriften. I henhold til forskriften defineres vann som viser tegn på omfattende endringer av verdiene for biologiske kvalitetselementer for den aktuelle typen overflatevannforekomst, og der relevante biologiske samfunn avviker vesentlig fra det som normalt forbindes med typen overflatevannforekomst under uberørte forhold, som dårlig. Vann som viser tegn på alvorlige endringer av verdiene for biologiske kvalitetselementer for den aktuelle typen overflatevannforekomst, og der store deler av relevante biologiske samfunn som normalt forbindes med typen overflatevannforekomst under uberørte forhold, er fraværende, klassifiseres som svært dårlig. 9

10 Materiale og metoder Tab. 1. Definisjon av tilstandsklassene etter Vannforskriften. Element Svært god tilstand God tilstand Moderat tilstand Generelt - Det er ingen, eller bare ubetydelige, menneskeskapte endringer i verdiene for fysisk-kjemiske og hydromorfologiske kvalitetselementer for den aktuelle typen overflatevannforekomst i forhold til dem som normalt forbindes med denne typen under uberørte forhold. - Verdiene for biologiske kvalitetselementer i overflatevannforekomsten tilsvarer dem som normalt forbindes med denne typen under uberørte forhold, og viser ingen, eller ubetydelige, tegn på endring. - Verdiene for biologiske kvalitetselementer for den aktuelle typen overflatevannforekom st viser nivåer som er svakt endret som følge av menneskelig virksomhet, men avviker bare litt fra dem som normalt forbindes med denne typen overflatevannforekom st under uberørte forhold. - Verdiene for biologiske kvalitetselementer for den aktuelle typen overflatevannforekom st avviker moderat fra dem som normalt forbindes med denne typen overflatevannforekom st under uberørte forhold. Verdiene viser moderate tegn på endring som følge av menneskelig virksomhet og er vesentlig mer endret enn under forholdene for god tilstand. - Det dreier seg om typespesifikke forhold og samfunn. Tab. 2. Definisjoner av tilstand ut fra bioindikatorer i henhold til Vannforskriften. Element Svært god tilstand God tilstand Moderat tilstand Bunnlevende virvelløse dyr - Den taksonomiske sammensetningen og utbredelsen tilsvarer fullstendig eller nesten fullstendig uberørte forhold. - Forholdet mellom følsomme og tolerante taksa viser ingen tegn på endring sammenlignet med uberørte forhold. - Mangfoldet av virvelløse taksa viser ingen tegn på endring i forhold til uberørte forhold. - Det er små endringer i sammensetningen og utbredelsen av virvelløse taksa sammenlignet med typespesifikke samfunn. - Forholdet mellom følsomme og tolerante taksa viser små tegn på endring sammenlignet med uberørte forhold. - Mangfoldet av virvelløse taksa viser små tegn på endring i forhold til typespesifikke nivåer. - Sammensetningen og utbredelsen av virvelløse taksa avviker moderat fra de typespesifikke samfunnene. - Viktige taksonomiske grupper i det typespesifikke samfunnet er fraværende. - Forholdet mellom følsomme og tolerante taksa, samt mangfoldet av virvelløse taksa, er vesentlig lavere enn de typespesifikke nivåene og vesentlig lavere enn for god tilstand. I henhold til Vannforskriften skal det fastsettes typespesifikke referanseforhold for alle typer overflatevannforekomster for å muliggjøre sammenligninger med, og avvik fra referansetilstander. Vannforskriftens Vedlegg II 1.2 setter kriterier som brukes for å avgjøre referanseverdier, her heter det bl.a.: for typespesifikke biologiske referanseforhold som baserer seg på måleverdier, skal landene utvikle et referansenettverk for hver type overflatevannforekomst. Nettverket skal inneholde 10

11 Materiale og metoder tilstrekkelig mange referansesteder med svært god tilstand til å gi tilstrekkelig høy grad av pålitelighet for verdiene for referanseforholdene, gitt variasjonen i verdiene Beregning a ASPT-indeks Beregningsmetoden for klassifisering av miljøtilstanden i vann med eutrofiering/organisk belastning som hovedpåvirkning, er beskrevet i Veileder 01:2009 (Klassifisering av miljøtilstand i vann 2009). Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for ferskvann, innsjøer og elver (i henhold til vannforskriften) ble foretatt ved at det ble beregnet en såkalt ASPT indeks. Indeksen baserer seg på en rangering av et utvalg av familier som kan påtreffes i bunndyrsamfunn i elver og sjøer etter deres toleranse ovenfor organisk belastning/næringssaltanrikning. Toleranseverdiene varierer fra 1 til 10, der 1 angir høyest toleranse. ASPT indeksen gir en gjennomsnittlig toleranseverdi for bunndyrfamiliene i prøvene. Hver av familiene gis en toleranseverdi i henhold til en standardisert artsliste. Verdiene summeres, og summen deles på antall registrerte familier. Som følger: ASPT = (sum toleranseverdier alle familier)/(antall familier). Indeksen vurderes etter skala vist i Tab. 3. ASPT indeksen har vært lite brukt i innsjøer, og indeksen er fremdeles under utprøving for norske forhold. Siden ASPT beregnes utelukkende på bakgrunn i forekomst av familier, og ikke av arter, og siden den ikke tar hensyn til abundansverdiene til de forskjellige gruppene (her familier), må den anses som en relativ grov og lite følsom indeks. Tab. 3. Grenseverdier i henhold til Veileder 01:2009. Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig ASPT ASPT ASPT ASPT ASPT >6,8 6,8-6,0 6,0-5,2 5,2-4,4 < 4, Beregning av MBI (Macroinvertebrate Biotic Index) MBI (jfr. beregnes på samme måte, men det er taksonomisk nivå som brukes i beregningene. Metoden er mer basert på artsgruppenes funksjon og levesett. Denne indeksen har vist seg å være godt korrelert til organisk belastning og, i motsetning til ASPT indeksen (se over), er den lite korrelert til ph-verdier og forsuringstilstand. For denne indeksen gjelder at miljøtilstanden, dvs. graden av organisk forurensning, er verre desto høyere verdier indeksen gir (motsatt det som gjelder for ASPT indeksen). Indeksen vurderes etter skala gitt i Tab. 4. Tab. 4. Miljøtilstandsklasser etter MBI-indeksen. Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig < 4,36 4,36-5,00 5,01-5,70 5,71-6,25 > 6, Funksjonelle grupper som miljøindikator Sammensetningen av funksjonelle grupper med utgangspunkt i bunndyrfaunaen er en 11

12 Materiale og metoder parameter som kan gi informasjon om en rekke miljøfaktorer i økosystemet, bl.a. hydrologisk regime, tørke, vannstandsfluktuasjoner og miljøtilstand (se også forrige kapittel). Ved hjelp av dette er det mulig å beregne viktige parametre som gir informasjon om vannets økologiske tilstand, samt kunnskap om mulige endringer i tilstanden grunnet ulike påvirkningsfaktorer som forsuring, forurensing, neddemming og vannstandsfluktueringer. Ved uttørring eller vannstandsreduksjon øker normalt andelen av detritusetere og predatorer, mens andelen filtrerere i bunndyrsamfunnet avtar. Tab. 5. Viktige funksjonelle grupper blant bunndyrene, klasset ut fra næringssøksstrategi og næringsvalg (økologiske fødesøksgrupper) og relasjon til partikkelstørrelser. Funksjonelle grupper Dominante føderessurser Partikkelstørrelse (i mm) Planterestetere (shredders) Samlere - filtrerere (filtering - collectors) Samlere - plukkere (gathering collectors) Predatorer (predators) Påvekstetere (scrapers) CPOM = Grovt parikulert organisk materiale (planterester og lignende) FROM = Fint partikulert organisk materiale FROM = Fint partikulert organisk materiale >1,0 0,01 1,0 0,05 1,0 Levende dyr 0,01 1,0 Periphyton, alger, mikroflora, detritus > 0,5 12

13 Materiale og metoder Tab. 6. Parametre beregnet for funksjonelle grupper. Økosystem Beskrivelse Funksjonell fødegruppe Grenseverdier egenskap ratio P/R Forholdet mellom Påvekstetere delt på Innsjøen er autotrof primær produksjon og summen av (P/R> 1) når verdien er > samfunnets totale planterestetere og 0,75. respirasjon samlere. CPOM/FPOM Forholdet mellom grovt Planterestetere delt på Normal påveksteter binding og fint partikulert samlere til vannkantvegetasjon når organisk materiale. verdien er > 0,25 vårsommer, og >0,50 høstvinter. TFPOM/BFPOM Forholdet mellom fint Samlere-filtrerer delt på Grenseverdi 1,0 partikulert organisk samlere-plukkere materiale under transport, og bentisk fint partikulært org. materiale Stabilitet Forholdet mellom Summen av Grenseverdi 0,50. funksjonelle grupper påvekstetere og filtrerer Samfunnet er som krever stabile delt på summen av sårbart for overflater for fødeopptak planterestetere og vannstandsreduksjon når til funksjonelle grupper plukkere. verdien er >0,50. som ikke krever dette. Juvenil ørret Forholdet mellom Samlere delt på summen God fødetilgang når mattilgang forutsigbar av påvekstetere, verdien er > 0,50. evertebrattilførsel og planterestetere og uforutsigbar tilførsel. predatorer. (Forholde mellom arter som har drift-adferd og arter med tilfeldig drift) Vurdering av tungmetallforurensing Det er ikke utviklet spesifikke indekser for beregning av tungmetallforurensing ved bruk av bentiske organismer, men påvirkningen kan anslås ved å betrakte forekomstene av tungmetallfølsomme og tolerente arter eller artsgrupper. Beatsly og Kneale (2003) undersøkte virkningen av tungmetall på makroinvertebratsamfunn ved hjelp av PCCAanalysemetode og skilte ved hjelp av denne metoden tolerante familier fra sensitive. Prosentandelen av tolerante arter kan derfor brukes som mål på lokal tungmetallforurensning. Desto større andel tolerente arter som finnes i bunndyrsamfunnet, desto mer forurenset er det lokale vannmiljøet. 13

14 Materiale og metoder Tab. 7. Indikatorfamilier etter Beatsly og Kneale (2003). TOLERENTE TAKSA Asellidae Ephemerellidae Hydrophilidae Lymnaeidae Sphaeridae Physidae Haliplidae Rhyacophilidae Erphobdellidae Simulidae Chaoborus Sialis Simulidae Chironomidae Tipulidae Hydropsyche SENSITIVE TAKSA Leptoceridae Ephemeridae Leuctridae Valvatidae Hydrobidae Hydrometridae Planorbidae Nemouridae Leptophlebiidae Odontoceridae Sericostomatidae Gammaridae Lepidostoma RELATIVT SENSITIVE TAKSA Baetidae Limnephilidae Polycentropus Coenagrionidae Oligochaeta Økt tungmetallforurensing vil normalt gi økt tetthet av fjærmygg (Chironomidae) og redusert tetthet av døgnfluer (Ephemeroptera). Sensitiviteten øker i følgende rekkefølge (fra mest tolerent til mest sensitiv): Fjærmygg > Vårfluer > Steinfluer > Døgnfluer. Andre studier har vist at Annelider og krepsdyr generelt er sensitive for kopper- og sinkforurensing, mens Hemiptera (teger) og Arachnida (midd) er relativt tolerente for slik forurensning (Hutchinson & Meema 1987). Evaluering og drøfting av slike forhold gir en god indikasjon på om tungmetallbelastning er til stede Beregning av konduktivitet (EC) og totalt oppløst salt (TDS) Utover å klassifisere generell miljøtilstand og nivå av metallforurensning, kan bunndyr også benyttes for å se på vannets konduktivitet og mengde totalt oppløst salter i vannmassen. Horrigan et al. (2005) har utviklet en indeks for beregning av konduktivitet, kalt Salinity index (SI). Beregning som følger: SI = (X i SSS i )/N, hvor X i = 1 dersom gruppen er til steder og 0 dersom den mangler. SSS i er 14

15 Materiale og metoder toleranseverdien til artsgruppen. SI er 1 dersom alle arter er svært tolerante og 10 dersom alle arter er sensitive for saltkonsentrasjoner. En familie regnes som tolerant dersom det ikke er noe tydelig mønster i forekomst relatert til økning eller minskning i konduktivitet, som sensitiv dersom forekomstene avtar med økt konduktivitet og gjennomsnittlig konduktivitet for forekomstene er rundt 30 ms/m, og som svært tolerent dersom gj.sn. er større enn 35 ms/m og forekomsten og abundansverdiene øker med økende konduktivitet. En oversikt over de ulike artsgruppers sensitivitet er gitt i Tab. 8. Tab. 8. SSS-score og følsomhet for konduktivitet (etter Horrigan 2005). Familie gruppe Min. Kond. Mak. Kond. Gj.sn. Sanns. for Sensitivitet SSS score µs/cm µs/cm µs/cm forekomst ved økende salinitet Lymnaeidae Svært tolerent 1 Planoebidae øker Svært tolerent 1 Oligochaeta synker Tolerent 5 Coenagrionidae øker Svært tolerent 1 Acarina Avtar svakt Sensitiv 5 Aeshnidae Tolerent 5 Libellulidae øker Tolerent 5 Baetidae Avtar Tolerent 5 Caenidae Avtar Tolerent 5 Leptophlebiidae Avtar Sensitiv 10 Leptoceridae Avtar Tolerent 5 Ecnomidae Svak økning Tolerent 5 Corixidae Svakt tilbake Svært tolerent 5 Dytiscidae Øker Svært tolerent 1 Gerridae Avtar Tolerent 5 Gyrinidae Øker Tolerent 5 Ut fra beregnet saltindeks kan lokaliteten klasses i miljøtilstand og bidra til å nyansere miljøklasse beregnet ut fra mer generelle indekser (Tab. 9). Tab. 9. Miljøtilstandsklasser basert på Saltindeksen. Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig 6,0-7,0 5,0-6,0 4,0-5,0 3,5-4,0 1-3, Vurdering av vannets surhetstilstand Ulike indekser Det finnes flere forsuringsindekser som er beregnet ut fra forekomst/fravær av akvatiske makroevertebrater. Felles for flere av disse er imidlertid at de er utviklet primært for elvefaunaen og er dårlig tilpasset til vann og innsjøer. Spesielt gjelder dette Raddum indeks 1 og 2. Vi har derfor også benyttet den engelske AWIC-indeksen (Acid Water Indicator Community) som blant annet er mye brukt i Sverige (også for innsjøer). 15

16 Materiale og metoder Raddum forsuringsindeks 1 Denne indeksen er basert på forekomst/fravær av forsuringsfølsomme arter, og det beregnes en forsuringsindeks for hver stasjon. De ulike artene som registreres på en lokalitet kan inndeles i fire ulike grupper med hensyn på forsuringsfølsomhet: arter som dør ut ved ph-reduksjon ned til 5,5 arter som dør ut ved ph-reduksjon ned til 5,0 arter som dør ut ved ph-reduksjon ned til 4,7 arter som kan leve ved ph < 4,7 (i) (ii) (iii) (iv) Tilstedeværelse eller fravær av disse artsgruppene benyttes for å fastsette forsuringsindeksen, kalt Indeks I. Dersom det finnes arter som hører til gruppe (i) i lokaliteten, settes indeksen til verdi = 1 (lite/ingen forsuring). Dersom artene i gruppe (i) mangler, men det finnes arter som tilhører gruppe (ii), får lokaliteten indeksverdi = 0,5 (moderat påvirket av forsuring). Hvis også alle artene i gruppe (ii) er borte, mens det finnes arter som hører til gruppe (iii), sette indeksverdi = 0,25 (tydelig forsuret). Ved sterk forsuring mangler alle artene som nevnt ovenfor, og faunaen består da bare av tolerante arter og lokaliteten får indeksverdi = 0. Tab. 10. Forurensningstilstandsklasser etter Raddums indeks 1 (jfr. Veileder 01:2009). Naturtilstand Svært god God Moderat Dårlig Svært dårlig Ikke definert > 1 1-0,75 0,75-0,5 0,5-0,25 < 0, AWIC indeksen Den engelske AWIC-indeksen (som er mye brukt i Sverige), måler graden av stress på dyresamfunnet grunnet forsuring, som følger: AWIC = ( Familie score)/ Antall familier) der score er sensitivitetsverdier. Sammenhengen mellom ph verdier og AWIC indeksverdiene er oppgitt til Gjennomsnitt ph = 3, ,76094*AWIC Artsmangfold Artsmangfold og artsrikhet kan måles etter ulike parametre og analyser. Det enkleste nivået er antall arter (eller taxa hvis arter er bestemt til annet taksonomisk nivå). I Tab. 11. er artsmangfold klasseinndelt til 5 ulike nivåer. Tab. 11. Klasseinndeling for artsmangfold i bunndyrsamfunnet. Klasser Antall taksa Antall taksa gj.sn. pr. prøve Svært høy indeks >35 > 17 Høy indeks Måtelig høy indeks Lav indeks Svært lav indeks < 15 < 8 16

17 2.7 Eksisterende naturkunnskap Materiale og metoder For å få en oversikt over tidligere naturkartlegging og artsregistreringer, med spesiell fokus på rødlistede arter (Kålås mfl. 2010) og rødlistede naturtyper (Lindegard & Henriksen 2011), er det søkt i tilgjengelige databaser på internett, for eksempel i DNs Naturbase og Artsdatabankens Artskart, samt i oversikter på Miljøstatus.no. Naturbasen: Artskart: Miljøstatus: Det er ellers søkt etter relevant naturinformasjon i andre, tilgjengelige skriftlige kilder. 2.8 Kriterier som grunnlag for naturfaglig verdivurdering Arbeidet med verdisetting av områder i en naturfaglig sammenheng har gjennom de siste 35 år hatt grunnlag i en rekke ulike kriterier og ulik faglig bruk, etter hvert med en standardisering av hvilke kriterier som bør brukes, slik at størst mulig grad av faglig objektivitet kan oppnås når ulike områders verdi skal fastsettes. I denne utredningen er vekt også lagt på kriterier som også brukes ved kartlegging av områder som er viktige for biomangfoldet på kommunalt nivå, jfr. DN Håndbok 13 (DN 2007), dvs. for naturtyper og vegetasjonstyper (se også Fremstad 1997, Fremstad og Moen 2001), men også med lenge brukte naturfaglige kriterier knyttet til et stort spekter av verneplanarbeid i Norge. Økt fokus på naturtyper med nylig gjennomført rødlisting av naturtyper på nasjonalt nivå (Lindgaard & Henriksen 2011) har også brakt inn flere premisser for verdisetting av lokal natur. Klassiske verdikriterier fra 1970 og 1980-tallet står seg imidlertid svært godt og er brukt i vurdering av områdets biologiske/økologiske egenskaper og verdier. Viktige kriteriers definisjon og bruk er kort omtalt i det følgende Funksjonsområde for rødlistearter og fåtallige arter Områder som har funksjon som leveområde for rødlistede arter er viktige i naturfaglig og naturvernmessig sammenheng. Områder med flere/mange rødlistede arter har generelt en verdi på nasjonalt nivå, uten at det foreligger eksakte kriterier knyttet til hvilke og hvor mange. Nasjonale mål, gitt av Stortinget, om stopp i tap av vårt biologiske mangfold, har vært et viktig forvaltningsmessig perspektiv de siste årene. Ny nasjonal rødliste ble utarbeidet og publisert i 2010 (Kålås mfl. 2010). Også regionalt fåtallige arter (som ikke står på den nasjonale rødlisten) har klar interesse når det regionale og lokale verdiperspektivet skal vurderes Sjeldne og nasjonalt viktige naturtyper En del særegne abiotiske forhold gir grunnlag for spesielle naturtyper som geografisk kun er å finne få steder eller med avgrensede regionale forekomster og med verdi i et nasjonalt og internasjonalt perspektiv, f.eks. sterkt oseaniske biotoper som i kystnære områder på Vestlandet, artsrike kulturmarker med lang kontinuitet og ekstensiv bruk, gammel barskog og løvskog etc. (DN 2007, Hågvar & Berntsen 2011). Nasjonale føringer det siste 10-året er gitt i DN-Håndbok 13 (DN 2007), som behandler alle nasjonalt viktige naturtyper og kriterier for verdisetting. I det siste har ny Naturmangfoldslov utløst arbeid med utvalgte naturtyper (UN), dvs. et utvalg av særlig truete naturtyper som 17

18 Materiale og metoder krever aktiv handling hvis de ikke skal forsvinne. Hule eiker (DN 2011) og slåttemark (DN 2009) er eksempler på nasjonalt utvalgte naturtyper Områder med nasjonalt truede vegetasjonstyper En rekke vegetasjonstyper har en begrenset forekomst i Norge, enten naturlig eller ved at arealbruken er mye endret de siste 10-årene. Dette er særlig relevant for ulike kulturlandskapstyper, men gjelder også for mange typer skogvegetasjon. Fremstad og Moen (2001) drøfter nasjonalt truede vegetasjonstyper; disse aspekter er tatt videre av DN (2007) og faglig og konseptuelt overlapper BM-elementene naturtype og vegetasjonstype Kontinuitetsområder Dette er naturtyper som har hatt stabile økologiske forhold over lang tid, eller for kulturlandskaper den samme stabile og ekstensive driftsform over lang tid. Generelt gjelder dette hva vi ofte benevner som tradisjonelle kulturmarkstyper. I naturlandskapet, for eksempel i skogsnaturen, er fravær av omfattende hogst (særlig flatehogst) en viktig faktor for opprettholdelse av kontinuitetsområder i økosystemet. Ofte vil vanskelig tilgjengelig (og høytliggende) terreng være en viktig premiss for å finne skogsmiljøer med slikt kontinuitetspreg (jfr. Hågvar og Berntsen 2011) Artsrike naturtyper Natur- og vegetasjonstyper med høyt artsantall på et avgrenset område er viktige naturområder. Viktig med et perspektiv på regionale forskjeller og områders potensial for artsrikhet (spesielle livsmiljøer, spesielle økologiske tilstander, forekomst av økologiske elementer som er vist har en stor betydning for biomangfoldet) Viktig biologisk funksjon Områder som har spesiell økologisk funksjon for en eller flere arter. Naturtypen kan være vanlig, men utforming, lokalisering og ikke minst økosystemets arealmessige omfang, dvs. områdets størrelse, kan gi et område en viktig biologisk funksjon. Delområder med nøkkelfunksjon er for eksempel reirplasser/yngleplasser for sårbare og truede arter, konsentrasjonsområder for vannfugler (rasteområder, myteområder, overvintringsområder), spillplasser for skogfugl, hekkeplasser for rovfugler etc Områder for sterkt spesialiserte arter På mange måter en kombinasjon av sjeldne naturtyper og viktig biologisk funksjon. Eks. fossesprøytsoner med vegetasjon knyttet til høy og vedvarende fuktighet og lav temperatur, bekkedaler og kløfter, nordvendte berg med spesielt mikroklima (viktig for lav og moser) eller gammel skog Naturtyper med høy biologisk produksjon En del naturtyper har en høy biologisk produksjon med basis i lokale, naturgitte forhold, ofte vanntilknyttede biotoper som sumpskoger, flommarksskoger eller ulike typer våtmarker, eller områder med rikt jordsmonn og godt mikroklima. I skog vil informasjon om arealers bonitet være indikerende for nivået på den biologiske produksjonen. 18

19 Materiale og metoder Tilleggskriterier I tillegg til ovenfor nevnte økologiske kriterier som gir grunnlag for å finne frem til områder som er viktige for biomangfoldet, er det en rekke tilleggskriterier som ytterligere kan bidra til å nyansere et områdes verdi, eller gi et viktig perspektiv på potensialet for økologiske viktige områder. Følgende tilleggskriterier har hatt fokus: Områdets størrelse - store sammenhengende områder viktigere enn små Områdets økologiske tilstand Områdets tilstand med hensyn på eksisterende inngrep Samlet mangfold av naturtyper, vegetasjonstyper, økologiske elementer og arter Del av helhetlig natur- eller kulturlandskap jfr. DN (1994) Bruk av kriterier Kriteriesettet omtalt ovenfor har vært benyttet ved ulike verneplaner de siste år, innledningsvis knyttet til arbeidet med Verneplan III for vassdrag ( 10-årsvernede vassdrag ), men også i egen regi til evaluering av natur- og kulturmarksområder ved konsekvensutredninger av en lang rekke utbyggingsprosjekter. 2.9 Oppsummering av verdisettingen Forekomst av naturtyper, deres tilstand og utforming har vært et viktig grunnlag for en naturfaglig og naturvernmessig verdisetting av planområdet ved utvidelse av gs-veien langs Bjørgeveien i denne utredningen. DNs håndbok 13 (2007 oppdatert), gir en oversikt over prioriterte naturtyper på nasjonalt plan (naturtyper som skal gis stor eller svært stor verdi). I tillegg til fokus på naturtyper har vi også lagt stor vekt på artsforekomster, med spesiell søk etter nasjonalt rødlistede arter (Kålås m.fl. 2010). NNI har etablert et eget, lett håndterlig kriteriegrunnlag (Tab.) basert på registrerte forekomster av viktige naturtyper og/eller av arter med spesiell forvaltningsmessig verdi (brukt i mange utredninger). Grad/omfang av eksisterende inngrep er også et viktig aspekt i den samlede verdisetting av enkeltområder. Kriterieperspektiv: få/lite inngrep gir området i utgangspunktet en høyere verdi enn områder med inngrep fra før. Dette gjelder i første rekke naturområder og i mindre grad for kulturlandskapet som pr definisjon er et landskap med menneskelige inngrep knyttet til driftsmåter, ulikt dyrehold med mer, varierende over tid. Inngrepsproblematikken er imidlertid også til stede når det gjelder kulturlandskap da det er det tradisjonelle kulturlandskapet som verdisettes høyest (jfr. kriterier gitt i DN 1994), dvs. nye store inngrep knyttet til moderne jordbruksdrift og intensiv drift gir kulturlandskapet generelt en lavere verdi. Dersom naturområder tidligere er verdisatt i faglig sammenheng (jfr. Naturbasen) og/eller et område er gitt vern etter ulike lover og/eller planbestemmelser er det omtalt og tatt hensyn til ved verdisettingen. Områder vernet etter Naturvernloven, eks. naturreservater, har automatisk stor verdi. Areal som er klassifisert som inngrepsfrie områder (INON) og som påvirkes av planområdet eller ligger sentralt i influensområdet, er også med i vurderingene da slike områder ofte rommer livsvilkår for sky og arealkrevende arter. 19

20 Materiale og metoder Tab. 12. Skala for verdisetting av lokal natur ut fra arts- og naturforekomster i aktuelle tiltaksområder og i nærliggende områder (influensområder). Verdinivå Kriteriegrunnlag Ingen spesiell verdi = O Ingen spesielle naturforekomster, verken på naturtype- eller artsnivå Liten verdi = 1 Lokale, intakte naturforekomster sannsynligvis uten artsforekomster knyttet til nivå 2, 3 og 4 Middels verdi = 2 Forekomst av en eller flere lokalt/kommunalt prioriterte naturtyper og/eller et leveområde for regionalt sjelden eller sårbar art Stor verdi = 3 Forekomst av nasjonalt prioritert naturtype og/eller et leveområde for nasjonalt en sjelden eller sårbar art (rødlisteart lavt nivå kat. NT) Svært stor verdi = 4 Forekomst av vernet område, flere nasjonalt prioriterte/truede naturtyper i god tilstand og størrelse og/eller leveområder for flere nasjonale Rødlistearter og eller art med høy truethetskategori (CR, EN, VU) Konsekvenser og konsekvensvurderinger Vurderinger av konsekvenser av de planlagte tiltak (i dette prosjektet vurdert som gsveiutbygging med tilhørende arealutnyttelse, jfr. kap. 6) er basert på en rekke forhold som har innvirkning på sluttresultatet. I det følgende er viktige elementer i konsekvensvurderingsprosessen omtalt og definert Egenskaper ved tiltaket Fv. 557 er en av hovedveiene i Bergen Vest, der denne konsekvensutredningen dekker Fv. 557 på strekningen mellom Sandeidet og krysset ved Bjørndal i nord. Strekningen i planområdet er på ca meter. Viktige forhold ved planlaget tiltak er: Tiltakets arealmessige og fysiske omfang Tiltakets lokalisering Tiltakets utforming og karakteristikk Tiltakets utløsing av nye aktiviteter både temporære og varige Med utgangspunkt i slike forhold, ligger det til rette for konsekvenser på ulik nivå Influensområder Alle tiltak og inngrep vil ha virkninger direkte i tiltaksområdet (primære virkninger) og i et større influensområde (sekundære virkninger). Konsekvensene vil gjøre seg gjeldende over tid i et variabelt influensområde, dvs. begrepet er ikke et statisk forhold, men et dynamisk begrep ut fra det faktum at et tiltak alltid gir ulike konsekvenser for ulike arter og artsgrupper isolert sett, og samlet for økosystem i tiltaks- og influensområdet. Resultatet er at influensområdet varierer i arealomfang/geografisk, alt etter for hvilke organismer som er i fokus (dynamiske influensområder). 20

21 Materiale og metoder Influensområdet varierer i størrelse i forhold til ulike BM-elementer Tiltaksrådet er felles for alle BMelementer Fig. 2. Tiltaksområdet og influensområdet har ulik relasjon til forskjellige BM-elementer Virkningsfaktorer Alle tiltak og inngrep har sine karakteristika og tilknyttede egenskaper. Etablering/ utvidelse av veitraséer i natur- og kulturlandskap implementerer et sett av virkningsfaktorer som igjen har innebygget økologiske mekanismer for påvirkninger på biomangfoldet og for konsekvenser for hele spekteret av arter, populasjoner, samfunn og økosystem (jfr. Håland & Hult 2008). Fagkunnskap om slike virkningsfaktorer står derfor sentralt i alt konsekvensutredningsarbeid. Anvendt økologisk forsking har gitt mye god kunnskap de siste 10-årene, men for mange tema er det ennå stor mangel på oppdatert kunnskap om påvirkningsfaktorer og nivået på aktuelle konsekvenser. Virkningsfaktorer kan imidlertid deles inn etter hvordan de påvirker biomangfoldet i tiltaks- og influensområder: Direkte fysisk ødeleggelse av habitat og leveområder (der veier legges etc.) Forstyrrelser og støy i influensområder via en rekke ulike menneskelige aktiviteter Hydrologiske endringer og forstyrrelser, f.eks. i elver, bekker, myr og andre våte områder Barriere for organismers forflytning og spredning (dispersal ) Fragmentering av større leveområder, redusert bærekraft i naturmiljøet Forurensninger av ulike type og grad (til luft, vann og jord) De ulike virkningsfaktorene vil ha ulikt potensial for påvirkning på ulike organismegrupper. Viktige biomangfoldselementer som naturtyper, vegetasjon og flora, vil i stor grad kun bli berørt innen direkte berørte arealer i planområdet, bortsett fra i de områder der hydrologiske prosesser er viktige i økosystemet (myrer, våtområder, bekker, elver vog vann). Endringer i lokale hydrologiske forhold kan også ha virkninger langt utenfor tiltaksområdet. For faunaen er et viktig fokus at tiltakets virkninger er art- og artsgrupperelatert, dvs. for fugl og pattedyr, amfibier og reptiler, vil virkningsfaktorer som arealinngrep, barrierevirkning og fragmentering og støy fra anlegg og mennesker påvirke influensområdets geografiske omfang, jfr. kap og Fig. 3. For en del arter som har begrenset habitat vil arealbeslag i kjernefunksjonsområder kunne medføre store negative konsekvenser. I Tab. 13 vist en matrise som illustrerer sentrale sammenhenger mellom virkningsfaktorene og de ulike organismegrupper. 21

22 Materiale og metoder Tab. 13. Virkningsfaktorer og potensielt virkningsnivå på ulike konsekvensobjekter i tiltaksområder, dvs. nivåene ingen, liten, middels eller stor negativ konsekvens. *: ferdsel kan medføre slitasje. Virkningsfaktor Arealinngrep Barriereeffekt og fragmentering Støy, ferdsel og forstyrrelser Forurensinger (til luft, vann og jord) og avfall Fugler Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Pattedyr, reptiler og amfibier Konsekvensobjekter og konsekvensnivå Karplanter og kryptogamer Limnisk biomangfold (samlet) Marint biomangfold (samlet) Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten Liten til stor Ingen til liten* Ingen Liten Liten til stor Liten til stor Liten til stor Liten til stor Nivåsetting av konsekvenser Denne utredningen er metodisk lagt opp slik at inngrep knyttet til veiutvidelse og ny gsvei er omtalt og vurdert samlet for hele planområdet. Nivået på konsekvensene knyttet til tiltaket er basert på omfanget eller hvordan og hvor mye tiltaket/ene vil kunne påvirke naturforhold og lokalt biomangfold hvilke naturfaglige/naturvernmessige verdier som er påvist i det samme området. Dette er anskueliggjort via bruk en konsekvensvifte (Fig. 3 - jfr. Statens vegvesen (2006)), koblet med kunnskap om virkningsfaktorer og virkningsmekanismer. Elementene verdi, omfang og konsekvens står derfor sentralt metodisk i denne konsekvensutredningen. Er påviste naturfaglige verdier store, omfanget av tiltaket stort, så blir de negative konsekvensene store og ditto, er verdiene små, omfanget lite, blir den negative konsekvensen liten. Kriterier for vekting av verdier og omfang er ikke absolutte. Et sett med vekting av ulike forekomster (nasjonalt prioriterte naturtyper, truede vegetasjonstyper og arter på den nasjonale rødlisten) er vist i Tab., der vektingen er direkte relatert til konsekvensmatrisens negative skala (5 nivåer). Fig. 3. Konsekvensmatrise. Fra Statens vegvesen Håndbok 140 (2006). 22

23 Materiale og metoder Tiltak kan i teorien og for enkelte tiltakstyper også gi en positiv konsekvens for natur og biomangfold og hvis det er tilfelle er forholdet omtalt i rapporten. Tab. 14. Konsekvensnivå knyttet til hvilke forekomster som blir berørt av inngrep/tiltak. Konsekvens Kriteriegrunnlag Ingen negativ konsekvens = O Liten negativ konsekvens = 1 Tiltaket berører ingen spesielle forekomster i et biologisk mangfold perspektiv, verken på naturtype-, artsnivå eller populasjonsnivå Tiltaket berører lokal, intakt naturtype, art eller populasjon av lokal verdi, men sannsynligvis uten å berøre forekomster knyttet til nivå 2, 3 og 4 Middels negativ konsekvens = 2 Tiltaket berører prioritert naturtype eller et leveområde for rødlistet art Stor negativ konsekvens = 3 Tiltaket berører flere prioriterte naturtyper og/eller leveområder for sårbar art eller populasjon Meget stor negativ konsekvens = 4 Tiltaket berører flere nasjonalt prioritert og viktige naturtyper i god tilstand eller leveområder flere rødlistearter - eller nasjonalt viktig delpopulasjon 23

24 3 LOKALISERING OG NATURGRUNNLAG Lokalisering og naturgrunnlag 3.1 Lokalisering av planområdet Planområdet er vest i Bergen kommune, mellom Sandeidet og Bjørndal, og omfatter arealer langs Fv. 557 Bjørgeveien, en strekning på ca meter (jfr. Fig. 4). Innen planområdet er det arbeidet med nye traséer for ny gs-vei. Detaljer i plan og planskisse er gitt i kap. 4. Fig. 4. Lokalisering av planområdet på deler av Bjørgeveien i Bergen kommune. Kartkilde: Statens Kartverk Geologi, landskap og klima I et storskalaperspektiv ligger tiltaksområdet innen den geologiske formasjonen Bergensbuene. Planområdet ligger i et område der berggrunnen er relativt homogent, dominert av gneisser (Fig. 5), dvs. folierte, sure og intermediære charnoclittiske bergarter (Fig. 5, Sigmond et al. 1984, NGU-online), og med lite løsmasser, jfr. Fig. 56. Gneisen er hard, forvitrer sent, og frigjør lite mineraler. Mesteparten av jordsmonnet blir derfor næringsfattig. Et slikt berggrunnslag gir ikke grunnlag for de botanisk mest artsrike økosystem, men en rekke andre faktorer, så som klimatiske og mikroklimatiske forhold, løsmasser, hydrologi, eksposisjon, økosystemets alder og kontinuitet, påvirker alltid artsforekomster og artsrikhet lokalt. 24

25 Lokalisering og naturgrunnlag Fig. 5. Hovedtrekk i berggrunnsgeologiske forhold ved planområdet for Bjørgeveien i Bergen kommune. Berggrunnen er dominert av gneisser i plan- og influensområdet. Kilde: NGU Tab. 15. Dominerende bergarter i tiltaks- og influensområdet ved Bjørgeveien. Kilde: NGU Kartfarge Hovedbergart Bergarter Dekkenhet Diorittisk til granittisk gneis, migmatitt Øyegneis, granitt, foliert granitt Tonalittisk til granodiorittisk gneis, båndet, stedvis med amfibolitt og/eller rød granittisk gneis, stedvis migmatittisk, lokalt øyegneis ( ) Vesentlig granittisk mylonittøyegneis Landskapet i regionen er variert med hensyn på topografiske elementer. Planområdet er lokalisert i ytre grense av landskapsregion 21, Ytre fjordbygder på Vestlandet, Underregion 21.5, Indre Bergensbuene (NIJOS 2005). Landskapet er relativt åpent i form med småkupert terreng der også mindre fjellformasjoner og åser dominerer landskapsbildet. Landskapsregionen karakteriseres også av tydelige fjordløp med smalere lavtliggende strandflater, en vegetasjon med hovedvekt av lauvskog, en del furuskog, gran og planteskog i spredning. I bynære områder er jordbruket under sterkt press, og landskapet i denne regionen preges i dag av mye menneskelig aktivitet bl.a. i form av tettstedsbebyggelse, både eldre og nyere, skoler, barnehager etc, infrastruktur og mange kontor- og næringsområder. 3.3 Naturgeografi Klimatisk tilhører Bergen kommune og området ved Bjørgeveien den sterkt oseaniske seksjon O3 (Moen 1998), med lang vekstsesong og et mildt vinterklima. Sommertemperaturene på den ytre kyst er relativt lave, mens vinterklimaet er mildt og området ligger innen 0-isotermen for de kaldeste månedene (underseksjon O3t). Sammenlignet med kystfjellene lengre øst er årsnedbøren relativt lav langs den ytre 25