Metodikk for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser for marine økosystemer En litteraturstudie

Transkript

1 M RAPPORT Metodikk for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser for marine økosystemer En litteraturstudie

2 KOLOFON Utførende institusjon Havforskningsinstituttet Oppdragstakers prosjektansvarlig Geir Ottersen Kontaktperson i Miljødirektoratet Eirik Drabløs Pettersen/ Anne Britt Storeng M-nummer År Sidetall Miljødirektoratets kontraktnummer Utgiver Miljødirektoratet Prosjektet er finansiert av Miljødirektoratet Forfatter(e) Geir Ottersen Tittel norsk og engelsk Metodikk for vurdering av samlet påvirkning og miljø-konsekvenser for marine økosystemer en litteraturstudie - Methodology for cumulative effects assessments in marine ecosystems a lit. review Sammendrag summary Denne litteraturstudien oppsummerer nasjonal og internasjonal status for metoder for vurdering av samlet påvirkning og konsekvenser for havets miljø og økosystemer. Den foretar deretter en vurdering av om hvordan dette kan benyttes til å utvikle metodikk til bruk i arbeidet med forvaltningsplaner for norske havområder. This review summarizes the national and international status of methods for doing an cumulative impact assessment ICA, in marine environment and ecosystems. It assesses how this can be used to develop methods for use in the work within the management plans for Norwegian waters. 4 emneord 4 subject words samlet påvirkning, marint, miljø cumulative impact, CIA, CEIA, Forsidefoto Kim Abel - Naturarkivet 1

3 Innhold Innhold 1. Formål Bakgrunn Metoder for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser (VSPM) benyttet i tidligere norske helhetlige forvaltningsplaner Hvorfor er VSPM viktig? Samlede miljøkonsekvenser, ulike måter påvirkninger kan virke sammen på Konsekvenser av å ignorere samspill Status for metoder for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser Generelle anbefalinger angående metode for VSPM Historien til en metode for VSPM fra artikler til anvendelser Hva gjøres med VSPM innen de ulike sektorene i Norge? Metoder for VSPM anvendt av HELCOM, OSPAR m.fl Sammenligning av de tre metodene som har blitt anvendt i bl. a. Nordsjø- Østersjøområdet Sammenfatning og anbefalinger Referanser

4 1. Formål Det skal gjennomføres en litteraturstudie som oppsummerer nasjonal og internasjonal status m.h.p. metoder for vurdering av samlet påvirkning og konsekvenser for havets miljø og økosystemer. En skal deretter bedømme om noe av dette kan benyttes for å utvikle metodikk til bruk i arbeidet med forvaltningsplaner for norske havområder. Det skal tas utgangspunkt i vitenskapelige artikler samt aktuelle aktiviteter innenfor bl.a. HELCOM, ICES, OSPAR og Arktisk råd. Man skal også få oversikt over eventuelle relevante prosesser hos sektorene som er involvert i arbeidet med de norske forvaltningsplanene. Litteraturstudien skal være første skritt på veien mot en felles metodikk som kan benyttes i det videre arbeidet med de norske forvaltningsplanene. 2. Bakgrunn En rekke tiltak er iverksatt for å redusere påvirkning og belastning på havenes miljø og økosystemer. Behovet for en vurdering av menneskeskapte påvirkninger på det marine miljøet har blitt akseptert over hele verden (M.E.A. 2005a,b; Crain et al. 2009). Ifølge Crain et al. (2009) er de sentrale spørsmålene i dag: (1) Hva er de menneskelige truslene mot (det kystnære) havet og hva er deres konsekvenser? (2) hvordan er disse truslene fordelt og hvilke er av størst bekymring? (3) Hva er den kumulative effekten fra flere menneskelige trusler? og (4) hvordan kan kystens økosystemer forvaltes best når menneskelige trusler tas hensyn til? Kunnskapsnivået ansees som lavt, men mye tyder på at det er grunnlag for en generell bekymring for de samlede (kumulative) konsekvenser for havområdene. I framtiden vil dessuten nye påvirkninger, som vi per i dag kun i liten grad kjenner konsekvensene av, komme til. I EUs havstrategidirektiv (EU direktiv 2008/56/EC) slås det i Kap II Artikkel 8 fast at Medlemsstatene skal, for hver marin region eller delregion, gjøre en innledende vurdering av sine marine områder som bl.a. omfatter de viktigste kumulative- og synergieffekter. 3. Metoder for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser (VSPM) benyttet i tidligere norske helhetlige forvaltningsplaner En har under arbeidet med utvikling av forvaltningsplanene for de ulike norske havområdene innsett et behov for å utrede ny metodikk for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser (dette vil videre i rapporten omtales som VSPM, andre steder brukes begrep som vurdering av «samlede konsekvenser», «samlede påvirkninger» eller «akkumulert 3

5 konsekvensutredning»; på engelsk Cumulative Impact Assessment CIA eller mer spesifikt for miljøkonsekvenser Cumulative Environmental Impact Assessment CEIA). Metodeutvikling og tilpasning har foregått gradvis. Metodikken som ble brukt for Nordsjøen er videreutviklet fra det som ble startet opp for Barentshavet og som ble tatt videre for Norskehavet. I faggrunnlaget fra planen for Norskehavet fra 2008 (DN 2008) ble det ikke etablert en metodikk for kvantitativt å beregne samlet påvirkning og miljøkonsekvenser. Metoden for VSPM brukt i 2008 var relativt enkel, og gikk i stor grad ut på å systematisere resultater fra de ulike sektor-utredningene (Miljødirektoratet 2014). I Miljødirektoratet (2014) var hovedfokus å beskrive evt. endringer i samlet påvirkning siden 2008, man valgte derfor i stor grad å holde seg til den samme metodikken. Den mest utviklede metoden er derfor den som ble benyttet i arbeidet med samlet påvirkning innen helhetlig forvaltningsplan for Nordsjøen (Klif 2012), utviklet og rapportert av en egen arbeidsgruppe (Klif 2011). Her defineres felles påvirkningsfaktorer og felles utredningstemaer, slik at det legges til rette for å kunne sammenstille sektorenes informasjon om påvirkning og konsekvenser på en systematisk måte. For å kunne gjøre en VSPM må sammenlignbare konsekvenser fra sektorutredningene rapporteres mest mulig enhetlig. Det ble anvendt en rent kvalitativ tredelt skala (stor middels liten påvirkning eller konsekvens). Der hvor man har god kunnskap om påvirkning og konsekvenser er skalaen lettere å bruke og enklere å dokumentere enn der hvor kunnskapen er mindre og skalaen må brukes mer skjønnsmessig (Klif 2011, 2012, Tabell 1). Klif (2011) foreslo en prosedyre for sammenstilling av påvirkninger og konsekvenser: 1) Statusbeskrivelse for miljøtilstanden (selvstendig) 2) Samlet vurdering av resultatene fra sektorutredningene a. Sammenstilling av påvirkninger b. Sammenstilling av konsekvenser 3) Samlede vurderinger av konsekvenser basert på 1) og 2) 4

6 Type påvirkningsfaktorer dokumenteres Eksponering / påvirkning Beskrivelse av varighet og omfang av eksponeringen / påvirkningen fra den gitte påvirkningsfaktor Varighet og intensitet av påvirkning (tid angis) - Permanent/kontinuerlig - Dager - Uker - Måneder - År (avhengig av generasjonstid) For forurensning: beskrive omfang (varighet og intensitet, nivå / konsentrasjoner i vann, sediment, luft) Omfang fysisk påvirkning (areal påvirket angis) - Område påvirket (m/m2, km/km2, hele områder). - Andel av planområde påvirket (km/km2, andel av område, hele området påvirket) - For forurensning: beskrive eks. lokalisering, fordeling, spredning Omfang av biologiske påvirkning / eksponering - Enkeltindivid, bestand, årsklasse, system (eks. som andel berørt, reduksjon i reproduksjon, reduksjon i overlevelse) - Hele bestander, systemer påvirket Andre relevante kriterier / tilleggskriterier Miljøkonsekvens Type og omfang av miljøkonsekvens: Under denne sorterer forventet miljøkonsekvens gitt ved eksponering fra den identifiserte påvirkningen (som etterspurt i kolonnen over) Type miljøkonsekvens - Bioakkumulering - Fysiologisk skade - Reproduksjonsskade / hormonskade - Sykdom, død - Beskattbare arter skal også omtales i forhold til bærekraft der slik informasjon foreligger - Direkte effekter - Indirekte effekter; skade / skadenivå som følge av annen økosystempåvirkning (negative og positive) - Senskader - For forurensing: beskriv nivå i biota, inkludert data på sjømat Omfang miljøkonsekvenser - Dager / uker / måneder / år - Angi andel berørt enkeltindivid, bestand, årsklasse, system (eks. som andel berørt, reduksjon i reproduksjon, reduksjon i overlevelse) - Mindre / mer enn en generasjon (for en organisme), eller en naturlig syklus (for et system) - Varige (permanent) / langvarige endringer i bestandssammensetningen eller varig endring i habitatet Andre relevante kriterier / tilleggskriterier Tabell 1. Påvirkningsfaktorer og miljøkonsekvens knyttet til den enkelte påvirkningsfaktor Fra Klif (2011). Metodikken bør sikre at konsekvensvurderingene i så stor grad som mulig bygger på økologisk relevant, eksisterende og oppdatert kunnskap om status for de menneskeskapte påvirkninger og status for relevante økosystemkomponenter. Klif (2011) tilrår at det praktiske arbeidet med forvaltningsplaner for norske havområder bygger på den mer teoretiske utviklingen av metodikk for økosystembasert forvaltning som pågår internasjonalt. Så langt det er mulig skal relevant «state-of-the-art» metodikk integreres i forvaltningsplanarbeidet (Klif 2011). 5

7 I vurderingen av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser i Nordsjøen (Klif 2012) ble det påpekt at det fremdeles var store metodiske utfordringer knyttet til vurderinger av samlede påvirkninger og konsekvenser på miljøverdiene og økosystemtjenestene i havområdet. De samlede konsekvenser av mange aktiviteter og påvirkningsfaktorer på ulike utredningstema/undertema ble vurdert som meget komplekst og utfordrende å vurdere. De ulike sektorutredningene skal i utredningen av konsekvenser benytte de felles utredningstemaene/ undertemaene, og supplere med eventuelle andre temaer som er relevante for sektoren/ påvirkningsfaktoren. Bruken av metodikk for analysering/vurdering av konsekvenser, både for ulike aktiviteter innen en sektor og mellom ulike sektorer, vil imidlertid variere blant annet med hva som er normal praksis for gjennomføring av slike vurderinger innen en sektor og hvilke aktører som gjennomfører vurderingene. Utredningene av konsekvenser forventes, avhengig av kunnskapsnivå, å variere fra kvantitative tallfestinger med til dels avansert metodikk, til mer subjektive og kvalitative vurderinger. Flere samtidige påvirkningsfaktorer vil kunne virke sammen og ha betydning for både mulige effekter og videre konsekvenser for de arter og naturtyper man vurderer. For å gjennomføre en samlet vurdering av sammenlignbare påvirkninger og konsekvenser fra alle sektorer, bør sammenlignbare konsekvenser fra sektorutredningene rapporteres mest mulig enhetlig for å unngå at konsekvenser i de enkelte sektorutredninger rapporteres på ulike formater og med ulike skaleringer. En harmonisering av skalaer på tvers av sektorene er ønskelig, men finnes dessverre ikke, så arbeidet i Nordsjøen ble derfor utelukkende basert på skalabruken fra sektorutredningene (Klif 2012). Økosystemets tilstand er et resultat av samspill mellom ulike påvirkninger. Noen påvirkninger har en markert og direkte konsekvens på enkelte økosystem-komponenter, mens andre, som miljøgifter, havforsuring og klimautfordringen, ikke kjenner noen landegrenser og påvirker alle nivåer i økosystemet. Organismer som allerede er under press, er mer sårbare for andre påvirkninger eller en stor samlet belastning. Inngrep og endringer i påvirkning skjer gjerne gradvis over tid, og endringen erkjennes ikke alltid før den samlede belastningen er så stor at naturmangfold går tapt. Dette gjelder både påvirkning fra lokale kilder, så vel som påvirkning fra klimaendringer, havforsuring og langtransporterte forurensninger (Klif 2012). Klif (2012) understreker at det så langt det er mulig skal benyttes kart for fremstilling av samlede påvirkninger: «Som et minimum bør kartfestet sektoraktivitet fremstilles på kart, for å synliggjøre i hvilke områder påvirkninger fra disse aktivitetene kan forventes. I den grad det er hensiktsmessig bør det benyttes felles basiskart og kartutsnitt». Her presenterte man enhetlige kart for de ulike aktiviteter, både hver for seg, flere sammen og alle samlet (Figur 1; Klif 2012). Dette ga en god oversikt over i hvilke områder det var mest aktivitet, men var likevel en rent visuell framstilling. Det ble ikke foretatt noen form for beregninger av romlige mønstre i samlet påvirkning. 6

8 Figur 1. Kartografisk framstilling av samlede aktiviteter i Nordsjøen og Skagerrak. Fra Klif (2012). I Klif (2011) konkluderte en at man per i dag har hverken tilstrekkelig oppløsning på inngangsdata, kunnskap nok eller verktøyene til å kunne gjennomføre en kompleks VSPM. Etter som kompleksiteten i de vurderingene som skal gjennomføres øker, vil også behovet for forenklinger tilta. Forenklinger må likevel være grundig vurdert og faglig begrunnet så de ikke reduserer den faglige troverdigheten til vurderingene. En VSPM må basere seg på den oppløsningen konsekvenser rapporteres på i sektorutredningene og vil derfor i hovedsak være rene vurderinger og summering av konsekvenser for de enkelte utredningstema/undertema. Oppsummeringer av konsekvenser for utredningstema/undertema vurderes i forhold til statusbeskrivelsen for økosystemet, for å gjøre noen vurderinger av hva som anses som de største utfordringene for miljøet fremover. En evaluering basert på sektorrapportene og den samlete påvirkningen av de forskjellige påvirkningsfaktorene skal også, i den grad det er mulig, diskutere hva som påvirker mest der hvor påvirkningen er størst (geografisk), spesielt for SVOene, og for hvilke utredningstemaer utfordringene vurderes størst i fremtiden. De samme metodiske utfordringer var gjeldende ved oppdateringen av Norskehavsplanen (Miljødirektoratet 2014) og er det fortsatt per i dag. 7

9 4. Hvorfor er VSPM viktig? Bærekraftig menneskelig bruk av marine ressurser krever en integrert tilnærming til marine forvaltning, med kunnskap om geografisk utbredelse av aktiviteter og habitater, og nøyaktig vurdering av tilstanden til det marine miljøet. Kartlegging av utbredelsen og intensiteten av påvirkninger på forskjellige habitater og vurdering av kumulative effekter er relevant for marin arealplanlegging og bevaringsformål, slik det kreves av lovgivning innen f. eks. the UK Marine and Coastal Access Act (HMSO 2009) og EUs havstrategidirektiv (EU direktiv 2008/56/EC). Det marine miljøet utsettes for påvirkning fra ulike menneskeskapte aktiviteter, både lokale som forurensning og fiskerier og storskala som endringer i havtemperatur og ph. Truslene fra disse aktivitetene er mange og potensielt skadelige. Dette gjelder ikke minst den samlete påvirkning fra flere trusler. Samlet påvirkning er den akkumulerte påvirkningen av trusler som hver for seg kan være små og ufarlige, men samlet, ofte over tid, kan ha stor effekt (Pavlickova og Vyskupova 2015, T. Backhaus, Univ. Gøteborg, personlig kommentar). Samlede miljøkonsekvenser som følge av en ny påvirkning (utbygging, regulering, mm) kan sees på som virkningen på miljøet som følge av den inkrementelle effekten av denne nye påvirkningen lagt på toppen av andre påvirkninger i fortid, nåtid, og rimelig predikerbare framtidige tiltak. Det er vanskelig å forutsi samlede miljøkonsekvenser, og det er liten konsensus om hvordan evalueringen kan utføres (MacDonald, 2000; Duinker og Greig, 2006; Pavlickova og Vyskupova 2015). Dessuten, nåværende forvaltning av havets ressurser er fortsatt dominert av en sektorfor-sektor tilnærming der hver menneskelig aktivitet i hovedsak håndteres separat. De kumulative og interaktive konsekvensene av ulike menneskelige aktiviteter er i stor grad ignorert i dagens forvaltningsplaner på grunn av denne strengt sektorvise forvaltningen (Halpern et al. 2008a) og metodiske utfordringer. VSPM brukes per i dag bare i mindre grad i praktiske utredninger av konsekvenser for miljø. I tillegg til at forvaltningen tradisjonelt er sektorvis, er de viktigste grunnene til dette vanskeligheten med å identifisere kumulative effekter pga. mangel på data, manglende evne til å måle intensiteten og romlig effekt av påvirkninger og usikkerhet i deres fremtidige utvikling (Pavlickova og Vyskupova 2015). Forvaltning fokusert på konsekvensene av en enkelt påvirkningsfaktor er ineffektiv og ofte av liten effekt fordi sammenfallende menneskelige aktiviteter kan føre til en rekke samspillseffekter på individuelle arter og økosystem (Halpern et al. 2008b; Halpern et al. 2009). Når en tar hensyn til potensialet for kumulative virkninger av flere aktiviteter får en et bilde av verden som er ganske annerledes enn det som framgår av enkelt-sektor vurderinger (Halpern et al. 2008b; Lester et al. 2010). En dreining mot en mer helhetlig forvaltning av disse aktivitetene krever en fremgangsmåte for å vurdere den samlede virkningen av alle sentrale aktiviteter på økosystemets tilstand (Halpern et al. 2008a; Lester et al. 2010; Foden et al. 2010). Videre, vår forståelse av konsekvensene av menneskelige aktiviteter på marine systemer har i stor grad fokusert på nedgangen i truede arter eller ressurser, samfunn (for eksempel Wilcove et al. 1998; Kappel 2005), habitater (Zacharias og Gregr 2005), eller en kombinasjon av disse (Halpern et al. 2007). En svakhet ved disse arbeidene er at en typisk antar additive effekter av de ulike aktivitetene (Halpern et al. 2008a). 8

10 5. Samlede miljøkonsekvenser, ulike måter påvirkninger kan virke sammen på En grundig VSPM er, slik den beskrives her, identifikasjon og analyse av alle virkninger på et område (akkumulert over rom og tid) som svar på en handling eller en aktivitet. Den er basert på erkjennelsen av at et gitt sted påvirkes av mange aktiviteter og at hver av disse aktivitetene har både kortsiktige og langsiktige virkninger både på dette og andre steder (Dixon og Montz 1995). Den samlede påvirkningen av mange og diverse aktiviteter kan føre til andre responser fra økosystemet enn den til bare én påvirkning (Halpern et al. 2008a). Individuelle påvirkninger kan samhandle med hverandre på en slik måte at de frembringer effekter som er forskjellige i natur, større i omfang, av større betydning, mer langvarige eller med større utbredelse enn separate virkninger (Dixon og Montz 1995). Ifølge EPA (1999) kan ''de kumulative virkninger av en aktivitet ses på som den totale effekten på en ressurs, et økosystem eller et menneskelig fellesskap av denne aktiviteten og alle aktiviteter som påvirker ressursen uansett hvem som står bak aktiviteten.'' Disse kumulative virkninger kan oppstå fra aktiviteter som foregår på en romlig eller temporal frekvens høy nok til å sørge for at de individuelle konsekvensene av en aktivitet ikke lenger er uavhengige (Spaling og Smit 1993), eller de kan framkomme som konsekvens av samspill mellom flere aktiviteter (Figur 2; Halpern et al. 2008a). 9

11 Figur 2. Skjematisk framstilling av forskjelligartete former for samlet påvirkning. Søylene representerer ulike aktiviteter, heltrukne linjer indikerer effekten av aktiviteter, og stiplede linjer representerer en hypotetisk terskel for økosystemet. (A) enkelthendelser fra en bestemt aktivitet kan virke sammen på en rekke måter for å lage kumulative «innen aktivitet» belastninger. (B) flere aktiviteter kan samhandle med hverandre på fire måter: i) virkningen av en aktivitet er dominerende og overstyrer andre aktiviteter, ii) virkninger av aktiviteter er rent additive, iii) aktiviteter har en totaleffekt som er multiplikativ og derfor større enn summen av delene eller iv) en aktivitet reduserer virkningen av en annen aktivitet (fra Halpern et al. 2008a). En av de største utfordringene ved å forstå hvordan ulike menneskelige aktiviteter påvirke økosystemer er at konsekvensene av disse aktivitetene ofte samvirker på en mer komplisert måte en rent additivt (Breitburg og Riedel 2005). Disse interaksjonene kan være ikke-lineære og vanskelige å forutsi (Figur 3; Halpern et al. 2008a), eller i noen tilfeller faktisk oppheve hverandre (Fig. 2; Halpern et al. 2008a). Kumulative effekter kan være av en sammenlignbar, additiv eller interaktiv type. Med en sammenlignbar effekt antas en der den totale påvirkningen vil være lik den fra den verste eller dominerende påvirkningsfaktoren (Bruland et al. 1991). Additive effekter er bare summen av hver individuell effekt (Halpern et al. 2008a). Interaktive effekter er resultatet av flere aktiviteter som har en ikke-lineær samvirkning, de kan være mindre (antagonistiske) eller større (synergistiske) enn summen av individuelle virkninger (Folt et al. 1999, Foden et al. 2010; 2011). I tillegg kan det oppstå indirekte (sekundære) effekter. Her har påvirkningsfaktoren(e) ingen direkte effekt, men vil kunne ha en sekundær effekt ved for eksempel ødeleggelse av viktige habitat, endringer i næringstilgang osv. (Klif 2011). 10

12 Figur 3. Potensielle former av den kumulative effekten på et økosystem av en eller flere aktiviteter. Oftest antas aktiviteter å påvirke økosystemer på en lineær måte, slik at en økning i mengden av en aktivitet resulterer i en lineær økning i virkningen av aktiviteten. Andre muligheter inkluderer terskelrelasjoner hvor effekten kun framgår på bestemte nivåer av en aktivitet, og logistiske forhold der virkningen av en aktivitet innledningsvis øker eksponentielt i forhold til økningen i aktivitetsnivået i seg selv, og deretter til slutt flater ut.). Området under den vannrette stiplede linje indikerer nivået av kumulative effekter et hypotetisk økosystem tåler slik at det kan fortsette å levere en funksjon eller tjeneste. De vertikale strekpunkterte linjene angir den maksimale aktivitet som ville være akseptabel, gitt de forskjellige fasonger på kurvene, før økosystemet ikke lenger kunne levere en funksjon eller tjeneste. Det forutsettes da perfekt kjennskap til og forutsigbarhet av systemet (fra Halpern et al. 2008a). 6. Konsekvenser av å ignorere samspill Hvis de fleste aktiviteter samhandler, og det er god dokumentasjon som støtter at dette er tilfelle (f.eks Breitburg og Riedel 2005), så vil det å behandle hver aktivitet hovedsakelig uavhengig av andre være utilstrekkelig for å ta vare på marine økosystemer. Videre, det vil også være utilstrekkelig for å møte målene til hver enkelt sektor. Videre har noen av disse truslene direkte virkninger på økosystemets komponenter, som med overfiske eller skade på bunnhabitat forårsaket av bunntråling eller ankere fra fritidsbåter. Andre har mer indirekte konsekvenser, for eksempel introduserte arter som konkurrerer med eller spiser lokale arter. Spesielt disse indirekte effektene gjør det vanskelig å oppdage og vurdere interaksjoner som er mer kompliserte enn en enkel årsak-virkning mekanisme (Halpern et al. 2008a). Av stor betydning er det at disse aktivitetene i tillegg kan samhandle med naturlig miljøvariasjon i rom og tid. Eksempler på dette kan være kvasi-periodiske mellom-årlige variasjoner som El Niño/La Niña, multidekadiske svingninger som Den atlantiske multidekadiske oscillasjonen (AMO) eller plasseringen av oppstrømmingssoner. Samspillet mellom naturlig variasjon og menneskeskapte forstyrrelser (gjennom både direkte og indirekte mekanismer) vil kunne redusere marine økosystemers evne til å levere tjenester til 11

13 menneskeheten, og våre muligheter til å forutsi variasjoner i denne. Dette gjelder livsviktige tjenester som rikelig med sjømat, rent vann, rekreasjons-muligheter og beskyttelse av kystområdene fra stormflo og bølger (M.E. A. 2005; McLeod et al. 2005). Forståelse av kumulative virkninger kan videre være spesielt viktig fordi gjentatte episoder over tid kan begrense et økosystems evne til gjenopprettelse (resiliens). Samspill mellom påvirkninger kan forårsake samlede konsekvenser som må forstås og kvantifiseres for å forbedre grunnlaget for forvaltningsmessige avgjørelser (Foden et al. 2010). 7. Status for metoder for vurdering av samlet påvirkning og miljøkonsekvenser Dixon og Montz (1995) slo fast at det er langt å gå før vi har den ønskede kunnskap en ideelt trenger for en VSPM: (1) Vi vet ikke nok om mange årsaksforhold; (2) samlede påvirkninger på naturlige systemer er vanskelige å forutsi presist; (3) ingen metoder håndterer temporal og romlig dynamikk tilfredsstillende; og (4) det er vanligvis begrensninger mot inkorporering av VSPM pålagt av gjeldende retningslinjer og praksis for vurdering av økosystempåvirkninger (Ecosystem Impact Assessment). Nå kan mye ha skjedd siden 1995, men Foden et al (2010) gjengir en statusbeskrivelse ikke ulik den fra 1995: I dag er det hull i vår kunnskap og forståelse av virkningene fra viktige menneskelige aktiviteter og samspillet mellom dem (OSPAR-kommisjonen 2003, Eastwood et al. 2007, Borja et al. 2008, Foden et al. 2008, Halpern et al. 2008b). Videre, VSPM som disiplin er fortsatt i en tidlig fase (Foden et al 2011). Artikler av Halpern et al. (2007, 2008b), Ban & Alder (2008) og Selkoe et al. (2009) regnes som de første skikkelige forsøk på å kartlegge utbredelsen og intensiteten av flere menneskelige aktiviteter under ett. Metodene ikke bare oppsummerer tilstedeværelse eller mengden av påvirkninger, men tar også hensyn til deres virkninger på bestemte komponenter i det marine økosystemet. Dette gjøres ved at eksperter fastsetter vektingstall for hver påvirkning og økosystemkomponent (HELCOM, 2010a, b). Likevel, disse studiene vurderte i liten grad innvirkningen på habitatet i området (e.g. Ban et al. 2010). De fleste studier på regional eller global skala (e.g. Halpern et al. 2008b) har begrenset seg til å anta at den kumulative påvirkningen er additiv og har presentert relative, heller enn faktiske, påvirkningsnivåer (Foden et al. 2011). Basert på folketellinger, økonomiske data og andre datasett er det i utgangspunktet mulig å utvikle vurderinger av menneskeskapte påvirkninger. En utfordring er at dataene sjelden er innsamlet for å brukes i økosystembasert forvaltning og dermed ofte ikke er tilgjengelig på de mest hensiktsmessige oppløsninger eller formater. Det er enda mer utfordrende å fange opp de mer fundamentale årsaker til menneskelig aktivitet, inkludert de sosiale, politiske, kulturelle og etiske dimensjoner (Lester et al. 2010). 12

14 8. Generelle anbefalinger angående metode for VSPM De viktigste kjennetegnene ved en metode for VSPM omfatter: (1) en eller annen form for representasjon av interaksjon, (2) innlemming av konsekvenser ettersom de oppstår i rommet, (3) innlemming av konsekvenser ettersom de oppstår over tid, og (4) evne til å spore virkninger gjennom første ordens, direkte konsekvenser til andre, tredje og fjerde ordens indirekte virkninger (Dixon og Montz 1995). En viktig del av forståelse, forvaltning, og i siste instans evne til å iverksette effektive tiltak er å identifisere de underliggende årsakene til negative økosystemvirkninger. Disse årsakene omfatter både generelle drivere, som klimaendringer eller økt etterspørsel etter sjømat, og spesifikke påvirkninger som for eksempel effekten av endring av overflatetemperaturen i sjøen på biota eller effekten av sjømatproduksjon på fiskepopulasjoner og økologi (Carr et al. 2007; Lester et al. 2010). Forvaltning som har som mål å takle utfordringen med samlet påvirkning må vurdere: (a) Hva er den romlige fordeling og variabilitet i viktige økosystemer og deres mest betydningsfulle tjenester? (b) Hvor oppstår det konsekvenser og hva er intensiteten eller omfanget av disse konsekvensene? og (c) Hvordan responderer menneskelige og ikke-menneskelige økosystemkomponenter på den kombinerte effekten av disse konsekvensene? Først etter at påvirkningene er identifiserte ((b) ovenfor) kan sosiale og økonomiske konsekvensutredninger (c) finne sted (Lester et al. 2010). Resiliensteori (Holling 1973, 2001; Gunderson and Holling 2002) gir noe innsikt i hvorfor og hvordan disse interaksjonene er så viktige. Resiliensperspektivet vektlegger at økosystemer (og de tilhørende sosiale systemer) kjennetegnes ved kompleks dynamikk, flere terskelnivåer, usikkerhet og overraskelse. Et system under påvirkning av én enkelt aktivitet kan kanskje greit håndtere forstyrrelser fra en aktivitet til, men hvis systemet opprinnelig allerede var påvirket av flere trusler vil det være sårbart overfor samme nivå av ekstra aktivitet (Halpern et al. 2008a). Nesten alle menneskelige aktiviteter har i det minste en viss effekt på økosystemet hvor de finner sted. Disse effektene kan være positive, som med beskyttende eller restaureringsaktiviteter, eller mer typisk negative, som med de fleste høstings- eller utvinningsaktiviteter og mange ikke-utvinnende også. Åpenbart er ikke to aktiviteter like i sin effekt på marine økosystemer, det er viktig å ta hensyn til at hver aktivitet påvirker ulike økosystemer (eller økosystemkomponenter) forskjellig (Halpern et al. 2008a). Hyppigheten av en aktivitet vil også påvirke hvor dominerende en påvirkning er og dette kan i sin tur bli modifisert av hvor naturlig forstyrret et økosystem er. Økosystemer med høy grad av forstyrrelser antas å være mer motstandsdyktige mot trusler med høy frekvens eller høy intensitet (Paine m.fl. 1998). Kort sagt, ikke alle aktiviteter er like viktige med tanke hvordan de påvirker ulike marine økosystemer. Noen er dominerende trusler, mens andre har relativt 13

15 små effekter. Hittil har identifikasjonen av slike dominerende trusler hovedsakelig vært anekdotisk basert (Halpern et al. 2008a). Forståelse av totalbildet av dominerende og svake påvirkningsfaktorer gir en bedre tilordning av de samlede effekter av ulike menneskelige aktiviteter (Halpern et al. 2008a). Det er mye viktigere å vurdere den kumulative effekten av to dominerende påvirkningsfaktorer enn konsekvensene av en svak og dominant påvirkning. Det er også mer sannsynlig at to dominerende påvirkningsfaktorer vil ha interaktive effekter sammenlignet med en dominerende og en svak påvirkning. Marin arealplanlegging er godt rustet til å ta høyde for disse ulike virkningene av stressfaktorer ved å henvise de dominerende påvirkningene til egne områder (soner), samtidig som flere svake påvirkninger kan tillates å foregå samtidig i samme område (Halpern et al. 2008a). Menneskelige aktiviteter opererer over ulike skalaer i rom og tid, det gjør også de biofysiske prosessene og økosystemene som disse aktivitetene samhandler med og påvirker (Halpern et al. 2008a). For å forstå hvordan en bestemt aktivitet kan innvirke på en økosystemtjeneste må man derfor vite ikke bare intensiteten av aktiviteten, men også dens romlige utstrekning i forhold til størrelsen av økosystemet som tilbyr tjenesten og frekvensen av aktiviteten i forhold til økosystemet tidsmessige dynamikk. For eksempel kan en kommersielt viktig fiskeart få avkom om våren, mens en aktivitet som skaper forstyrrelse i oppveksthabitatet ikke finner sted før til sommeren. I dette tilfellet vil mangelen på overlapp i tid mellom aktivitet og økosystemprosess tyde på liten konsekvens for denne økosystemtjenesten. Økosystemgrenser er, spesielt i det marine miljø, ikke tette barrierer. Prosesser fra utenfor det definerte området vil uunngåelig påvirke økosystemet som skal forvaltes. Dette er fordi det er viktige faktorer som opererer på svært store skalaer, klimaendringer er det mest åpenbare eksemplet. Klimaendringer kan for eksempel øke forekomsten og frekvensen av kraftige stormer utenfor det aktuelle økosystemet. På utsatte steder kan den kumulative effekten av regionalt tap av naturlige barrierer og generelt økt stormaktivitet sterkt forverre problemet med flere og sterkere stormer og resultere i enda større tap av kysthabitat (Halpern et al. 2008a). I praksis vil forvaltningen av et bestemt marint område bare ha en svært liten effekt på drivkreftene bak klimaendringer, mens klimaendringer kan dramatisk påvirke tilbudet av økosystemtjenester fra dette området (Halpern et al. 2008a). Likevel, det er også svært viktig å ta hensyn til virkningene av klima på påvirkningsfaktorene til økosystemet, menneskelig aktivitet, og kumulative effekter på systemet. Selv om en ekstern påvirkning også er den dominerende påvirkningen på et system, kan lokal og regional forvaltning ha stor innflytelse ved å redusere de samlede og interaktive effekter av lokale aktiviteter med denne dominerende, ytre trussel (Halpern et al. 2008a). Nå er det ikke slik at alle eksterne påvirkninger er på størrelse med klimaeffekter. For eksempel, vandrende bestander av fisk, hvaler, fugler eller andre viktige deler av økosystemet kan tilbringe mye tid utenfor de definerte økosystemgrensene og kan bli påvirket andre steder (Norse 2005). Et annet eksempel er at avrenning fra land kobler landbasert virksomhet til kystsonen. Disse eksterne stressfaktorene må vurderes innenfor det bestemte lokale økosystemet, men bør ikke spille en dominerende rolle i å påvirke forvaltningsmålene der (Halpern et al. 2008a). 14

16 9. Historien til en metode for VSPM fra artikler til anvendelser Det har blitt utviklet en metode for kvantitativt å identifisere hvilke påvirkninger som er dominerende trusler (Halpern et al. 2007). Denne metoden analyserer det økologiske grunnlaget for dominans av disse påvirkningsfaktorer. I følge denne metoden avhenger virkningen av en aktivitet på et økosystem av fem egenskaper: romlig skala, taksonomisk skala (art til hele samfunnet), hyppigheten av aktiviteten, og robustheten og restitusjonstiden til økosystemet m.h.p. aktiviteten. Trusler som rangerer høyt i flere eller alle disse fem sårbarhetsmålene fremstår som et økosystems dominerende påvirkningsfaktorer, mens truslene som bare rangerer høyt i få eller ingen av målene regnes som mindre viktige stressfaktorer Halpern et al. (2007, 2008a). Halpern et al. (2008a) argumenterer videre for at en marin reguleringsplan er et styringsverktøy egnet til å eksplisitt håndtere det faktum at flere stressfaktorer ofte fører til kumulative og interaktive effekter. Det anbefales å dele inn et område i soner utviklet for å tillate eller forby bestemte aktiviteter, med den hensikt å opprettholde leveranse av et samlet sett av økosystemtjenester fra det regulerte området under et. I en slik reguleringsprosess må en være spesielt oppmerksom på mulige konsekvenser av å tillate flere motstridende aktiviteter å forekomme samme sted. Samlet kan informasjon om plassering, intensitet og kumulative effekter av flere menneskelige aktiviteter og en forståelse av de sosiale drivkreftene bak disse gi nyttig informasjon for romlig planlegging til sjøs. Noen aktiviteter er overhodet ikke kompatible, som mellom militære soner og fiske og sjøtransport (av sikkerhetsgrunner), mens mange andre kan føre til høy kumulative effekt når de opptrer sammen. Å romlig skille slike aktiviteter er en framgangsmåte for å minimere negative interaksjoner, mens en samtidig tillater aktivitetene i størst mulig utstrekning (Halpern et al. 2009). For å oppnå dette utviklet Halpern et al. (2008a) et rammeverk, med fokus på fem viktige konsepter: (1) aktiviteter har interaktive og kumulative virkninger, (2) forvaltningsbeslutninger krever at en tar hensyn til og gjør avveininger mellom alle aktuelle økosystemtjenester, (3) ikke alle påvirkningsfaktorer er like eller har konsekvenser som øker lineært, (4) forvaltningen må gjøre rede for de ulike skalaene for aktiviteter og virkninger og (5) noen ekstern trusler er det ikke mulig å kontrollere lokalt, men en må likevel ta hensyn til dem i arealplanlegging. Halpern et al. (2008a) hevder at bruk av omfattende reguleringsplaner gir et kraftig verktøy som adresserer disse nøkkelkonseptene kollektivt. Innenfor rammeverket av økosystembasert forvaltning, vil målene for å opprettholde et sett av økosystemtjenester etableres innenfor en forvaltningsprosess som i sin tur krever vurdering av hvordan ulike aktiviteter berører hver tjeneste (til det bedre eller verre). Ved hjelp av en reguleringsplan kan en ved eksplisitte beslutninger deretter ta stilling til hvilke mål som skal ha forrang innenfor bestemte soner for å sikre at alle tjenester blir opprettholdt (Halpern et al. 2008a). For eksempel kan noen områder være regulert med tilgang til kystsonen og transportformål som prioritet, mens en for andre vil prioritere beskyttelse mot stormer. Uten å sette økosystembaserte mål er det vanskelig å vurdere hvordan økosystemtjenester vil bli 15

17 påvirket av menneskelig aktivitet, og det er usannsynlig at bevisste beslutninger vil bli gjort om avveininger mellom tjenestene. Halpern et al. (2008a) skriver at uten eksplisitte soner, vil det bli stadig vanskeligere å løse konflikter mellom ulike sektorer. Metodene først introdusert av Halpern et al. (2008b) har seinere blitt videreutviklet og anvendt på flere havområder, inkludert Østersjøen (HELCOM; Korpinen et al. 2012), Nordsjøen (OSPAR/Harmony programmet; Andersen and Stock 2013; Andersen et al. 2015), og Middelhavet og Svartehavet (Micheli et al. 2013; Figur 4). Jeg kommer tilbake til de to førstnevnte anvendelser i mer detalj seinere i rapporten. Figur 4. Romlig fordeling av samlet belastning på de marine økosystemene i Middelhavet og Svartehavet (fra Micheli et al. 2013). 10. Hva gjøres med VSPM innen de ulike sektorene i Norge? En undersøkelse hos de mest aktuelle sektorene som er involvert i arbeidet med de norske forvaltningsplanene gir ingen indikasjon på at det arbeides med å utvikle eller anvende metodikk av den type vi her etterspør. Bente Jarandsen sendte ut en forespørsel til de rette folkene i bl.a. Statoil. Den ble sirkulert videre til flere, men ingen kjente til et prosjekt på samlet påvirkning. Ett konkret prosjekt ble nevnt, SYMBIOSIS. Det har fokus på effekter av olje på fiskelarver og er således vesentlig annerledes enn det vi ønsker å gjøre. 16

18 11. Metoder for VSPM anvendt av HELCOM, OSPAR m.fl. Her følger en kort oversikt over status m.h.p. arbeid med samlet påvirkning og miljøkonsekvenser innen EUs havstrategidirektiv, ICES, Arktisk Råd, HELCOM og OSPAR. I regi av de to sistnevnte organisasjoner har det blitt implementert og delvis utviklet flere konkrete metoder. Da vi er mest interessert i slike praktisk anvendbare metoder, helst noe vi enkelt kan tilpasse til vårt bruk, går vi her mer i detalj. Vi refererer både til mer teoretiske vitenskapelige artikler og rapporter rettet mot praktiske anvendelser. EUs havstrategidirektiv EUs havstrategidirektiv (EU direktiv 2008/56/EC) etterspør en helhetlig kumulativ vurdering av trusler. Dette er formulert som brede politiske mål, uten å gi spesifikke detaljer. I hvert fall delvis som en følge av dette har flere ulike modeller for VSPM blitt lagt frem. Det er problematisk at hver av disse har et bestemt sett av forutsetninger, krever ulike inngangsdata og har et distinkt anvendelsesområde. Gitt de resulterende uoverensstemmelser i terminologi, tilnærminger og vanskelighet-ene med å tolke resultatene, er det ikke overraskende at politikere, forvaltere og næringslivet sliter med å bli enige om metoder for å identifisere, forutsi og vurdere kumulative konsekvenser (T. Backhaus, personlig kommentar). ICES ICES på et overordnet plan er i gang med å arbeide med VSPM, men er fortsatt tidlig i prosessen og det finnes ikke noen konkret «ICES metode» som vi kan bruke eller bygge på. I ICES sitt Strategiske program (ICES 2014a) legges det stor vekt på økosystembasert forvaltning. Det står ikke noe direkte om samlet påvirkning og miljøkonsekvenser der, men i den tilhørende Implementeringsplanen (ICES 2014b) står det som et mål å bruke integrerte økosystemvurderinger(iea) for å bistå i å informere forvaltere om virkningene av samlede påvirkninger og additive og ikke-additive virkninger samt gi risikovurderinger og analyser av avveininger mellom sektormålene. Ved ICES sin årlige vitenskapelige konferanse (ICES ASC 2015) var det en workshop «CIA on the loose» med direkte fokus på VSPM. Denne sesjonen beskrev sitt mandat som følger: VSPM (CIA) er et nytt forskningstema under utvikling. Innen EU kreves marine VSPM av MFSD som del av de innledende vurderingene. EUs medlemsstater må regelmessig vurdere de mange måter menneskelige aktiviteter påvirker marine økosystemer. Noen av disse påvirkningene er velkjente, andre kjenner man dårlig. Uansett, selv ved kjente funksjonelle sammenhenger, er de kombinerte virkninger av flere trusler som virker på økosystemkomponentene samtidig mye mer usikre. For å sikre god miljøtilstand (GES) og for å garantere fortsatt levering av viktige økosystemtjenester, må vi ikke bare være i stand til å forstå, men også kontrollere den kumulative effekten av menneskelige påvirkninger. I tillegg må konsekvensene av flere forvaltningstiltak bli bedre forstått og vurdert med hensyn til kumulative effekter. Det ble derfor oppfordret til bidrag som: 17

19 Presenterer metoder utviklet og anvendt for å vurdere kumulative effekter Forklarer og drøfter samspill mellom ulike belastninger (f.eks additiv, synergistisk, antagonistisk) Vurderer kumulative effekter av flere belastninger eller forvaltningstiltak på en casestudie basis Har fokus på kunnskapsbasert forvaltning av flere påvirkninger, inkludert inkorporering av usikkerhet i identifisering og vurdering av samlede konsekvenser Dette er jo svært relevant for oss, men det er for tidlig å si noe om hva som kom ut av denne workshopen. ICES har en rekke mer permanente overordnede styringsgrupper og arbeidsgrupper med ulike målsettinger. Blant annet har styringsgruppen Steering Group on Ecosystem Pressures and Impacts som formål å estimere påvirkninger og effekter mellom menneskelige aktiviteter og marine økosystemer. Verktøy og metoder utvikles for å muliggjøre en bedre vurdering av forholdet mellom de marine økosystemene, deres biologiske ressurser, og levering av tjenester til samfunnet, inkludert den menneskelige dimensjon. Den underliggende arbeidsgruppen «ICES Working Group Marine Planning and Coastal Zone Management har aktiviteter som grenser inn på det vi er interessert i, de skriver at for å håndtere konflikter og kumulative virkninger, er nye planleggingsverktøy og integrerte tilnærming til planlegging og forvaltning under utvikling. Enda mer relevant er nok noen av arbeidsgruppene som ligger under Steering Group on Integrated Ecosystem Assessments. Denne styringsgruppen har som et av sine mål å bistå forvaltningen ved å demonstrere effekter av kumulative virkninger og additive og ikkeadditive virkninger ved bruk av integrerte økosystemvurderinger. Mange av de underliggende gruppene arbeider med integrerte økosystem-vurderinger av hvert sitt havområde, bla. annet Nordsjøen, Norskehavet og Barentshavet. Sistnevnte gruppe, Working Group on the Integrated Assessments of the Barents Sea WGIBAR - er spesielt interessant når vår plan for Barentshavet skal oppdateres (ICES, 2015). Selv om WGIBAR ikke arbeider med VSPM direkte så ligger noe av det de gjør ganske nært opptil. Særlig er én målsetting interessant. WGIBAR skal foreta integrerte analyser av multivariable og tverrfaglige datasett (inkludert påvirkninger og drivere) for å undersøke og dokumentere tidligere og nåværende endringer i økosystemet. WGIBAR har spesiell fokus på klima og fiskerier i en økosystemsammenheng og har i mindre grad hatt innsats på andre påvirkninger på økosystemet (ICES 2015), men både dataene som har blitt tilrettelagte og analysene (for eksempel Johannesen et al. 2012) virker interessante i vår sammenheng. Arktisk råd AMAP - the Arctic Monitoring and Assessment Programme og CAFF Conservation of Arctic Flora and Fauna er to av de seks arbeidsgruppene under Arktisk Råd. Sammen med IASC the International Arctic Science Committee fikk de et oppdrag med å gjennomføre en vurdering av virkninger av klima på Arktis (Arctic Climate Impact Assessment, ACIA). Som en del av ACIA (2005) ble det etablert et rammeverk for sårbarhetsanalyser med hensikt å utforske samspillet mellom klimaendringer og andre påkjenninger inkludert elastisitet og sårbarhet i menneske-miljø systemene som blir utsatt for dem. 18

20 Klimaendring er en av flere samtidig pågående sosiale og naturlige forandringer. For å forstå og forutse konsekvensene av klimaendringer, kreves derfor kunnskap om samspillet. Sårbarhetsanalyse er en måte å konseptualisere samspillet mellom ulike påkjenninger og deres implikasjoner for konkrete systemer. Sårbarhetsanalysen som ble utført i regi av ACIA (2005) hviler på tre primære forutsetninger: (1) arktiske menneske-miljø systemer opplever flere og samvirkende påkjenninger; (2) konsekvensene av sosial og miljømessig endring avhenger av hvordan menneske-miljø systemer responderer på slike endringer; og (3) dynamikken i endringer, tilpasninger og konsekvenser kan foregå over ulike skalaer i rom og tid (ACIA 2005). En kan skille mellom påvirknings- og sårbarhetsperspektiver ved å si at påvirknings/ konsekvensutredninger fokuserer mer på systemets sensitivitet og ikke går videre med å angi hvorvidt en gitt kombinasjon av påvirkning og sårbarhet vil resultere i en effektiv tilpasning. Sårbarhetsperspektivet understreker de faktorene som begrenser eller gjør det mulig for et kombinert menneske-miljøsystem til å tilpasse seg en påvirkning. En annen forskjell som er trukket mellom vurdering av klimapåvirkning og sårbarhetsvurderinger er at de førstnevnte undersøker en klimahendelse og de påkjenninger dette medfører på en eksponeringsenhet samt etterfølgende konsekvenser. Dette i motsetning til sårbarhetsanalysen som ser klimahendelsen i sammenheng med andre påkjenninger og forstyrrelser som til sammen produserer virkninger fra sammensatte hendelser (Kasperson og Kasperson 2001; ACIA 2005). En kan gjøre mer med sårbarhetsstudier enn å undersøke virkemåten til en belastning og i hvilken grad et eksponert system reagerer på denne (Holling, 1996, 2001). Med slike studier kan en nå også vurdere hvordan det utsatte systemet kan reagere på, intensivere, og / eller svekke effekten av flere belastninger under ett. Videre, en kan granske hvorfor den samme trusselen kan påvirke ulike systemer på forskjellige måter og hvilke egenskaper ved systemene som ligger til grunn for dette (ACIA 2005). Ut fra dette trekker ACIA (2005) konklusjonen at den samlete effekten av flere påvirkningsfaktorer kan undersøkes v.h.a. å svare på følgende spørsmål: Hvordan påvirker biofysiske og sosiale forhold i menneske-miljø systemer (i Arktis) robustheten til disse systemene når de blir påvirket av klima og andre påvirkningsfaktorer? Hvordan kan den koblede tilstanden til disse systemene beskrives på en måte som er egnet for sårbarhetsanalyse? Overfor hvilke påvirkninger og kombinasjoner av påvirkninger er koblete menneske-miljø systemer (i Arktis) mest sårbare? I hvilken grad kan utslippsreduksjoner og forbedret tilpasning på lokale, regionale, nasjonale og globale skalaer redusere sårbarheten til disse systemene? Svarene på disse spørsmålene krever en helhetlig forskningstilnærming som tar i betraktning de koblede og multi-skala egenskapene til naturlige og sosiale systemer (ACIA 2005). Et eksempel på relevante regionale aktiviteter i regi av Arktisk Råd er Cumulative Impact Monitoring Program (CIMP), som opererer under AMAP og har fokus på urbefolkningsområder i Canadas Northwest Territories. CIMP (CIMP secretariat 2012) har som mål å oppnå forbedret 19

21 miljøforvaltning gjennom effektiv overvåking og vurdering av kumulative virkninger. Kumulative virkninger inkluderer endringer i biofysiske, sosiale, økonomiske og kulturelle miljøer forårsaket av kombinasjonen av fortid, nåtid og "rimelig forutsigbare" fremtidige handlinger. CIMP gir veiledning og koordineringsstøtte til overvåking og forskning; sikrer at informasjon relatert til kumulative konsekvenser er effektivt samlet gjennom forbedrede partnerskap; og sikrer at informasjon relatert til kumulative effekter blir effektivt forvaltet, analysert og rapportert. I praksis er mange CIMP prosjekter svært konkrete, småskala og lokale, ofte med fokus på overvåking. Det virker vanskelig å trekke ut noen generelt anvendelig metodikk, i hvert fall noe som er egnet til vårt formål. HELCOM Østersjøen Innen rammen av HELCOM har det blitt lagt ned mye arbeid på helhetlig vurdering av miljøstatusen til Østersjøen (HELCOM 2010a, b; det aller meste av informasjonen gjengitt i dette kapitlet stammer fra HELCOM 2010a). Ved hjelp av verktøyet HOLAS ( tool for the Holistic Assessment of Ecosystem Health Status ) produserte man en slik vurdering (HELCOM 2010b). Formålet med denne helhetlige vurderingen var å beskrive miljøstatus og å vurdere menneskeskapte påvirkninger på miljøet. For å vurdere de menneskeskapte påvirkninger, var det nødvendig å lage en kartografisk presentasjon av disse påvirkningene over hele havområdet. Denne tilnærmingen ble kalt Baltic Sea Pressure Index (Østersjøens påvirkningsindeks, BSPI, se eks. Figur 5). BSPI var den første romlige presentasjonen av menneskeskapte påvirkninger på Østersjøen. BSPI presenterer summen av påvirkninger uten å ta hensyn til deres virkninger på spesifikke økosystemkomponenter. Det endelige formålet av dette HELCOM arbeidet var likevel å vurdere konsekvensene av påvirkningene på ulike deler av økosystemet, ikke bare selve påvirkningene. Til dette formålet benyttet man en tilnærming basert på fremgangsmåten til Halpern (2008b), der det tas hensyn til de biologiske egenskapene til det marine miljøet. Denne metodikken ble kalt Baltic Sea Impact Index (Østersjøens miljøkonsekvensindeks, BSII, Figur 6). I BSII estimeres altså de potensielle konsekvensene av påvirkningene på spesifikke økosystemkomponenter. Derfor er den romlige fordelingen av biotoper, biotopkomplekser, og arter viktige data for BSII. Metoden for beregning av BSII indeksen ligner på den for BSPI, men indeksverdien per vurderingsenhet er for BSII basert på de potensielle konsekvensene av menneskeskapt påvirkninger på de bestemte økosystemkomponenter som er til stede i vurderingsenheten. Vekting av påvirkninger fastsettes ved ekspertvurderingsskårer for en bestemt økosystem komponent. Disse skårene rangerer påvirkningen på en skala fra 0 til 4. Dermed øker indeksen sin verdi i en vurderingsenhet sterkt med antall påvirkninger og økosystemkomponenter i enheten. Vi er hovedsakelig interessert i samlet belastning/effekt/konsekvens på de bestemte enkelte økosystemkomponenter og ikke bare akkumulert påvirkning på et havområde generelt. Da dessuten BSPI (altså akkumulert påvirkning) metodisk kan sees på som et spesialtilfelle av BSII (samlet miljøkonsekvens) presenterer vi først sistnevnte i den følgende noe mer utførlige beskrivelsen. 20

22 Figur 5. Eksempler på kartpresentasjon av romlig utbredelse av menneskeskapte påvirkningsfaktorer i Østersjøen. Bunntråling (til venstre) og undervannsstøy). Totalt i HELCOM HOLAS hadde en 52 datalag. Det understrekes at en aktivitet kan resultere i flere påvirkninger. Fra foredrag av Maria Laamanen, HELCOM, august Figur 6. Baltic Sea Impact Index (Østersjøens belastningsindeks, BSII). Fra HELCOM (2010b). 21

23 BSII er et verktøy for å estimere de potensielle konsekvensene av menneskeskapte påvirkninger på det marine miljøet (i dette tilfellet i Østersjøen). Hovedmålet er å gi en romlig oversikt over summen av potensielle konsekvenser av menneskeskapte påvirkninger ved å estimere deres skadevirkninger på viktige økosystemkomponenter. Prosedyren bruker tre typer variabler: (1) påvirkningsdata, (2) et sett av vekter/verdier for å transformere en påvirkning til en potensiell belastning på en spesifikk økosystemkomponent, og (3) informasjon om tilstedeværelse eller fravær av en slik komponent i en vurderingsenhet. En vurderingsenhet er i dette tilfelle 5 km x 5 km gridceller/ruter. For hele havområdet er det slike vurderingsenheter. Indeksverdiene beregnes etter metoden fra Halpern et al. (2008) ved følgende formel: hvor P i er log-transformert og normalisert verdi (skalert mellom 0 og 1) av en menneskeskapt påvirkning i en vurderingsenhet i, E j er tilstedeværelsen eller fravær av en økosystem komponent j (verdi henholdsvis 1 eller 0), og μ ij er vektingsverdien, bestemt gjennom ekspertvurderinger, for P i i E j (mellom 0-4). Dermed blir indeksverdien per vurderingsenhet lik summen av alle påvirkningsdata hvor hver av disse er multiplisert med sin spesifikke vektingsverdi og multiplisert med henholdsvis 0 (fravær) eller 1 (nærvær av en økosystemkomponent). Ved å inkludere de potensielle konsekvensene av alle menneskeskapte påvirkninger på alle økosystemkomponentene i en vurderingsenhet, påvirker mangfold av økosystemkomponenter sterkt indekssummen. Dette er spesielt tilfelle hvis området inneholder flere økosystemkomponenter som er følsomme for eksisterende påvirkning (HELCOM 2010a). En konseptuell modell av BSII verktøyet vises i Figur 7. 22

24 Figur 7. Konseptuell modell for Baltic Sea Impact Index (Østersjøens miljøkonsekvens-indeks, BSII). Fra HELCOM (2010a). BSPI er et enkelt mål på den geografiske fordelingen og intensiteten av menneskeskapte påvirkninger på det marine miljøet (her i Østersjøen; Figur 8). Dens hovedmål er å gi en romlig oversikt av påvirkninger uten å vurdere deres effekt på bestemte økosystemkomponenter. BSPI metodikken skiller seg fra BSII i bare én variabel. Mens BSII inneholder variabelen E for tilstedeværelsen av økosystemet komponenter, har BSPI bare variablene P (påvirkning) og μ (vekting). Imidlertid betyr mangelen på E at μ er ufølsom ovenfor de spesifikke økosystemkomponentene. Derfor ble det beregnet en medianverdi av alle 14 økosystemkomponenter for å oppnå vekting for BSPI påvirkninger. Medianvektene ble ansett å gjenspeile den generelle belastningen av påvirkningene på økosystemet. For ytterligere å balansere deres innflytelse på indeksverdiene, ble deres vekter "strukket" til en 0 til 10 skala. 23