Arealforvaltning i villreinområder: Fra gagn og ugagn til adaptive løsninger.

Vegard Gundersen	Norsk institutt for naturforskning - NINA
Olav Strand	Norsk institutt for naturforskning - NINA

---

Villrein finnes i 23 mer eller mindre atskilte forvaltningsenheter i Sør-Norge og mange av disse fjellområdene er vernet etter naturmangfoldloven. Slik sett har villrein og verneområder en del likhetstrekk i forvaltningen når det gjelder målsettinger, verdivalg og overvåking. Artikkelen viser med basis i litteratur og empiri hvordan verneområdeforvaltningen kan bli mer presis på mål og oppfølging av mål for å ivareta verneverdier og bruk.

English summary:

Management of wild reindeer range – from sound practice to strict goals.

Wild reindeer (Rangifer tarandus tarandus) occur in 23 more or less isolated management units in Southern Norway, and many of these areas are protected by the Nature Diversity act as National parks. Management of wild reindeer and protected areas have similar management challenges regarding goals, valuation and monitoring of the areas. Changes in a landscape and how it is used can be either desirable or undesirable; much like the use of a landscape can either be a benefit or a problem. This paper addresses methods and models for how to handle such user-conservation issues in wild reindeer range, and attempts to provide a balanced presentation of landscape use as a problem and as a benefit, all within a framework of conservation goals. The paper proposes a two-scale system within an adaptive management process. Strategic planning at the highest administrative level puts emphasis on areas in both the most pristine and in the most accessible end along a wilderness-urban gradient. Operational planning on the other hand, puts emphasis on day to day management at focal areas and their specific issues that are unique within a local context, in a three step process. Step I is the objective and descriptive part of the process, in which existing knowledge is systematically used to give a state of the art, identify cause-effect relationships and define both indicators and management measures. Step II concerns valuations and choices in order to define acceptable levels of impacts, managed by conservation authorities with active cooperation and participation with a broad group of stakeholders. Individual scenarios will ultimately determine the identity of the stakeholders and how they can participate. Step III addresses implementing of management measures and further development of the locality with respect to the goals defined in step II. The monitoring step can provide a basis for corrective measures.

Keywords: wild reindeer, protection, recreation, national parks

Innledning

Variasjonen og usikkerheten som naturlig finnes i økologiske systemer innebærer at kunnskapen om og forvaltningen av slike systemer alltid vil være beheftet med usikkerhet og overraskelser. Forvaltning og beslutningstakere i økologiske systemer må i tillegg ta hensyn til kompleksiteten og dynamikken i sosiale systemer (samfunnet), og hvordan økosystemer og samfunn gjensidig påvirker hverandre. Målsetningen med miljøforvaltning er derfor ofte å tilstrebe robuste sosial-økologiske systemer og dermed redusere risiko for uønsket utvikling. Det var med dette bakteppe at Holling (1978) og Walters (1986) foreslo et rammeverk for adaptiv forvaltning (AM - adaptive management). I sin opprinnelige form var adaptiv forvaltning å betrakte som eksperimenter der tanken var å bruke forvaltningen aktivt for å teste hypoteser og dermed utvikle ny og mer sikker kunnskap raskere (Holling 1978). Begrepet adaptiv forvaltning har etter hvert fått stor oppmerksomhet både blant naturvitere og samfunnsforskere, noe som har ført til at begrepet er satt inn i mange ulike kontekster og fagdisipliner (Allen & Gunderson 2011).

I den økologiske litteraturen skilles det derfor ofte mellom det vi kan kalle aktiv og passiv adaptiv forvaltning. Aktiv er da knyttet til en naturvitenskapelig tilnærming med eksperimentell design og testing av hypoteser. Passiv adaptiv forvaltning er mer å betrakte som en «best practice», der måloppnåelsen gjerne overvåkes, men uten at det er et design som tillater en direkte test og eventuell falsifisering av underliggende hypotese(r) (Schreiber m.fl. 2004). Passiv adaptiv forvaltning er dermed en form for «learning by doing». Et kritiske spørsmål i slike tilfeller vil ofte være hvem det er som besitter og bruker den rådende kunnskapen, med en fare for at forvaltningen blir mer bergreps- enn kunnskapsstyrt. Diskusjonen rundt hva som er gagnlig og riktig eller ikke vil i stor grad bli definert av de som «eier» kunnskapen. Mange har påpekt viktigheten av å inkludere usikkerheten som finnes i sosiale systemer når en skal diskutere / planlegge adaptive forvaltningsløsninger. For eksempel så påpekte McFadden m.fl. (2011) og Tyre & Michales (2011) at adaptiv forvaltning er best egnet i situasjoner der en har liten kunnskap om økologiske systemer, men stor grad av kunnskap og kontroll når det gjelder de sosiale faktorene (Gregory m.fl. 2006). Sistnevnte er nødvendig i forhold til å planlegge, implementere, overvåke og teste viktige hypoteser (Folke m.fl. 2005). Det er etterhvert utallige forskningsprosjekter som har beskrevet svakheter og styrker ved adaptiv forvaltning (se Allen & Gunderson 2011), og bruken av begrepet har blant annet blitt beskrevet som en urealistisk «mirakelkur» for å løse forvaltningsmessige utfordringer. Kritikken kan oppsummeres i noen få setninger: Begrepet adaptiv forvaltning har levd sitt eget liv og har blitt diskutert, tolket og tillagt ulike meninger og kan derfor bety mye forskjellig avhengig av hvem som bruker det og hvilken kontekst det settes inn i. Adaptiv forvaltning kan for eksempel bli etterlyst når en egentlig mener at det er et behov for økt brukermedvirkning og for å redusere sosial usikkerhet (f. eks. større legitimitet, tiltro og aksept for en beslutning) og dermed i situasjoner hvor det er nærmest umulig å gjennomføre langvarige eksperimenter. I andre tilfeller kan adaptiv forvaltning være mislykka fordi forskere overvurderer egen evne til å gjennomføre eksperimenter, eller at eksperimentene blir brukt i alt for vanskelige og komplekse situasjoner (f. eks. AF av regnskog i et perspektiv av klimaendringer). Adaptiv forvaltning er også blitt brukt som en unnskyldning for å ta vanskelige politiske og forvaltningsmessige valg, da beslutningen kan settes på «vent» ved å sette i gang en adaptiv prosess. En konklusjon fra Allen & Gunderson (2011) er at det finnes begrenset med gode eksempler på at adaptiv forvaltning har blitt implementert, gjennomført og at en har fått det eksperimentelle designet som er nødvendig for robust testing av økologiske hypoteser.

Begrepet adaptiv forvaltning er også mye brukt innenfor planfag og -teori, men har da en annen betydning enn den eksperimentelle og økologiske tilnærmingen vi har beskrevet så langt. Populariteten til slike ”adaptive” eller pragmatiske modeller har oppstått fordi man ser at forvaltning av ressurser er en kontinuerlig prosess som hele tiden må tilpasses endringer i forhold som kunnskapstilfang, teknologi, forvaltningsmål eller andre rådende forhold, og at man ikke må falle i den fellen at man forsøker å definere et mål om en statisk tilstand (Plummer & Fennell 2009). Hele planprosessen er bygget opp slik at man (i evalueringsfasen) lærer av tiltakene som er gjennomført og kan tilpasse eventuelle endringer i tiltak ut i fra erfaringene som er gjort underveis, og før hele prosessen gjennomføres på nytt. I planlegging og forvaltning kan adaptiv forvaltning betraktes som et eksperiment der det gjelder å tilpasse aktiviteten til en verden i forandring, både når det gjelder selve naturmiljøet, samfunnet og brukernes ønsker og atferd.

Flere fagfolk har fremmet tanken om at ”Desired Future Condition” (DFC), ønsket fremtidig tilstand, er et bedre begrep å bruke for å inkludere både de positive og negative konsekvensene av bruk og ferdsel i verneområder, som da vil være et mer dynamisk forvaltningsmål og som også passer bedre inn i tankegangen rundt adaptiv forvaltning (Friedman 1987, Decker m.fl. 2008, Emmelin m.fl. 2005, 2010). Stankey m.fl. (1999, 2005) bruker begreper som læring, kunnskap og klokskap når de snakker om prosessen knyttet til adaptiv forvaltning. Det er mange forskningsmiljøer som har studert og diskutert pragmatiske planprosesser knyttet til forholdet mellom bærekraftig turisme, lokalbefolkning og verneområder (Stadel m.fl. 1996, Jamal m.fl. 2002, Plummer & Fennell 2009, Jamal & Stronza 2009). En rekke forhold og metoder knyttet til samarbeid, partnerskap og sonering er for eksempel utviklet for å løse de ofte kompliserte konfliktene i forholdet mellom tradisjonell bruk av landskapet hos lokalbefolkningen og ny bruk og næring knyttet til turisme i verneområder (Eagles & McCool 2002). Et generelt funn i disse undersøkelsene er at det ikke finnes universelle metoder eller manualer for hvordan den lokale løsningen skal se ut, men at det må tilpasses den enkelte situasjon.

Et springende punkt i en slik forståelse av miljø- og verneområdeforvaltning er at en erkjenner at all menneskelig bruk har en effekt på naturen, men dette er ikke ensbetydende verken med at effekten er negativ eller at menneskelig bruk behøver å resultere i avbøtende tiltak. Det er typen og omfanget av effekter, sett i forhold til verneformål og andre prioriterte samfunnsinteresser som avgjør om et forvaltningstiltak skal iverksettes eller ikke. Her er det viktig å ha kunnskap om hvor robust/sårbart systemet en forvalter er (jfr. resilience/vulnerability, Folke m.fl. 2005), og hva som er de viktigste faktorene som fører til endring, ønsket eller uønsket, i systemet. Man trenger (lokal) økologisk og sosio-kulturell kunnskap, og kunnskap om effekten av ulike forvaltningsregimer. Ideelt sett bør en følge utviklingen i verneområdet over tid, gjennom systematisk overvåking av det økologiske systemet og bruken av det (Vistad m.fl. 2007, Gundersen m.fl. 2011), og det adaptive betyr at man er i stand til å sette i verk effektive tiltak der det trengs, når det trengs og eventuelt trekke det tilbake hvis det ikke virker som forutsatt. Det vi kan kalle naturvitenskapelig kunnskap om natur- og kulturforhold, samt dokumentasjon av (årsak-virkning) effekter av ulike former for bruk, er viktig for å spesifisere nivå for hva som er akseptabel bruk. Men dette holder ikke alene, i tillegg vil lokale situasjonsbetingete forhold påvirke hvor robuste/sårbare arter eller systemer er på det respektive stedet, og også hvordan ulike bruksformer påvirker de aktuelle forholdene på stedet, og hva som er effektive avbøtende tiltak i forhold til både mennesker og dyr.

En god og tilpasset forvaltning av verneområder bør bygge på en grunnleggende erkjennelse om at de er sosialt-økologiske system, altså at det er en menneskelig bruk (uavhengig av om bruken er omfattende eller marginal), en brukshistorie, og et spekter av interessegrupper og aktører som er knyttet til det sosiale aspektet av forvaltningen (Anderies m.fl. 2004). Ofte blir adaptiv forvaltning og målstyrt forvaltning brukt som en fellesnevner på en forvaltning der en i sterkere grad integrerer vern og bruk, forstått som «en dynamisk styringsprosess som integrerer de to aspektene av bruk og vern, og som involverer spekteret av rettmessige interessenter i forvaltningsplanarbeidet» (Gundersen m.fl. 2011).

Forvaltningen av verneområdene og arbeidet med å bevare villreinens leveområder er svært aktuelle tema som har stor oppmerksomhet, og hvor vi mener at en drøfting av begrep og metodikk om adaptiv forvaltning kan være nyttig. Forhold som forstyrrelse av villrein, slitasje på vegetasjon eller brukerkonflikter kan være eksempler på problemstillinger som de ulike aspektene ved adaptiv forvaltning kan løse lokalt og med stedstilpassete, skreddersydde tiltak. Vi skal ikke utdype kritikken knyttet til AM-begrepet i denne artikkelen, men heller se på mulighetene som ligger i de metodiske prinsippene og i de ulike stadiene i prosessen. Med dette som bakteppe er formålet her å presentere en enkel adaptiv modell for forvaltning av villreinområder, og å gi eksempler på hva en slik prosess innebærer i praksis. Vi bruker problemstillinger rundt ferdsel som eksempler, og der konfliktsnivået for å endre ferdselsmønster og – intensitet med ulike tiltak er på et moderat nivå.

Rammeverk for adaptiv forvaltning

Hva skjer når bruken blir et problem?

Det finnes en rekke internasjonale erfaringer og metodiske tilnærminger som er relevant for Norge, og som kan gjøre forvaltningen bedre i stand til å balansere verdiskapning og sikring av verneverdier i villreinområder (Gundersen m.fl. 2011). En stor andel av villreinområdene er fredet etter naturmangfoldloven, enten som nasjonalpark, naturreservat eller landskapsvernområde, og verneområder og villreinområder er således ofte overlappende og blir brukt litt om hverandre i artikkelen. Det er et overordnet poeng at forvaltningen bør konsentrere innsatsen om viktige utfordringer, problemer, konflikter, miljøendringer eller prioriterte ”fokusområder” i verneområdene som en faktisk kan få gjort noe med. Denne menneskelige bruken kan av og til være et problem, men er også i mange tilfeller en ønsket aktivitet, og begge deler må tas på alvor. IUCN (den internasjonale naturvernunionen) erklærer at en nå er inne i ”et nytt paradigme” i klassisk naturvern og naturforvaltning (Tabell 1), der en må forholde seg til både økologiske, sosiale og økonomiske vernemål (se for eksempel Phillips 2003, Locke & Dearden 2005).

Tabell 1. Definisjon av IUCN kategori Nasjonalpark.

Naturområder på land eller sjø opprettet/vernet for å a) ivareta ett eller flere økosystemer for nåværende og fremtidige generasjoner, b) forhindre utnytting eller utbygging som skader formålet med å opprette området og c) skape grunnlag for åndelige, vitenskapelige, utdanningmessige og rekreasjonsmessige muligheter innenfor forsvarlige miljømessige og kulturelle rammer (Miljøverndepartementets oversettelse av IUCNs “Category II National Park”).

Hvordan håndtere problem? All forvaltning og planlegging er i utgangspunktet per definisjon målstyrt. Når ”målstyrt forvaltning” presiseres eksplisitt innebærer dette et større presisjonsnivå på de målene som settes, på kartleggingen og tallfestingen av om målene nås og på faktorene som påvirker dem. Selv om målene er presise må de være dynamiske, og da nærmer målstyrt forvaltning seg adaptiv forvaltning som kan oppfattes som en kontinuerlig prosess av læring, feiling og korrigering av kursen underveis. Dette innebærer at den kunnskapen og de resultatene man har oppnådd i løpet av prosessen skal brukes videre i forvaltning og utvikling av områdene (Holling 1978). Adaptiv forvaltning har fått ny aktualitet i forhold til mange andre temporære fenomener i naturen, og handler i bunn og grunn om å håndtere risiko i en inkluderende prosess, med tverrfaglig kunnskap hentet fra erfaringer og vitenskapelig metode, med ønske om å lære noe underveis, og med ønske om å endre systemet over tid.

Når målstyrt forvaltning benyttes i samme ordelag som kunnskapsbasert forvaltning, innebærer dette større krav til objektivitet i forvaltningen og tilsvarende reduksjon i ekspertvurderinger. En forvaltning som er basert på faktakunnskap om de fenomener man skal målstyre, enten dette er systematisering av erfaringsbasert lokalkunnskap eller vitenskapelig innhentet kunnskap, har klare paralleller til det som benevnes som kunnskapsbasert forvaltning. Forvaltningen må ha en bred bruk – vern tilnærming der både goder knyttet til ferdsel og bruk så vel som problemer, inngår på alle stadier av kunnskapsinnhenting, verdivalg og overvåking. Den adaptive prosessen må formaliseres; faktorer, standarder og indikatorer må defineres og presiseres, det samme må skje med begrepsapparatet. Det er spesielt viktig at adaptiv forvaltning opererer på rett skala og i et relevant tidsperspektiv. Situasjonen overvåkes for å sjekke resultatoppnåelse og en eventuell endring evalueres om den er akseptabel eller ikke.

Modeller for håndtering av bruk – vern utfordringer

Det er siden 1970-tallet utviklet en rekke metoder eller modeller for håndtering av ferdsel i verneområder, og det finnes flere litteraturoversikter som presenterer og diskuterer teori og praksis i en nordisk sammenheng (f. eks. Emmelin 1997, Haukeland & Lindberg 2001, Vorkinn & Lindberg 2004, Gundersen m.fl. 2011), og internasjonalt (Graefe m.fl. 1990, Payne & Graham 1993, Graham & Lawrence 1990, Rickson m.fl. 1995, Schneider m.fl. 1993, Taylor 1996). Noen modeller er mer brukt enn andre, og av de modellene det finnes flest erfaringer med kan nevnes: Recreation Opportunity Spectrum (ROS), Limits of Acceptable Change (LAC), Process of for Visitor Impact Management (VIM), Visitor Experience and Resource Protection (VERP), Management Process for Visitor Activities (VAMP) og Tourism Optimisation Management Model (TOMM).

Selv om hver av disse modellene har sin egen bakgrunn, oppbygning og struktur, er det også mange fellestrekk mellom dem (Gundersen m.fl. 2011):

• I de fleste tilfeller er modellene utviklet i samarbeid mellom forskere og forvaltere, i noen tilfeller mellom forskere og frivillige organisasjoner (f. eks. VIM).
• De aller fleste tar utgangspunkt i kunnskap innenfor friluftslivsforskningen.
• Modellene ble utviklet som et svar på både juridiske og politiske krav, men også som følge av økende fokus på friluftslivets varierte behov, påvirkning og konflikter.
• Modellene har bæreevnebegrepet som et viktig premiss med kunnskap og teori hentet fra både forskning på friluftsliv og økologi.

Temaer som går igjen i alle modellene er:

• Flerfaglig planlegging
• Fokus på forvaltning av endringer forårsaket av menneskelig bruk
• Formelle og uformelle data som er samlet inn over tid
• Definisjon av klare, målbare forvaltningsmål
• Definisjon av muligheten for å bedrive friluftsliv som en kombinasjon av tre overordna variable: naturgrunnlag, menneskelig bruk og forvaltningssituasjon
• Behovspyramide og sammenhengen mellom aktiviteter, fysisk miljø, opplevelse og utbytte av turen
• Erkjennelse av at det ikke finnes ett miljø som kan tilfredsstille alt for alle
• Erkjennelse av at det i de fleste tilfeller ikke finnes en lineær sammenheng mellom økende bruk og økende påvirkning, og at det må letes etter andre forklaringsvariable i den enkelte situasjon
• Erkjennelse av at det er viktig å tilby et spekter av rekreasjonsmuligheter for brukerne
• Stor fokus på situasjonsbeskrivelse av elementene som styrer bruken, fordi det er dette som i første rekke forvalteren kan gjøre noe med
• Anvender et spekter av direkte og indirekte forvaltningsstrategier, og spesielt landskapssonering langs et spektrum fra steder med sterkt menneskelig påvirkning til områder med lite menneskelig påvirkning.
• Oppfølgende overvåking og evaluering

Modellene følger i hovedsak standard prosedyre for rasjonell planlegging i forhold til vitenskapelighet (objektivitet), situasjonsbeskrivelse, utvikling av database, synteser, definere mål, beskrivelse av alternativer, endelig plan, iverksettelse og overvåking av planen. Hver og en av modellene representerer derfor, i ulik grad, et hierarki av avgjørelser som må tas underveis i prosessen (utforming av modell, registrering, strategiske avgjørelser), til hvordan planen skal implementeres og operasjonaliseres. ROS, VIM, og VAMP modellene for planlegging kan kalles flerfaglige rasjonelle planer (Comprehensive Rational Planning), og også muligens den nyere utviklete VERP-modellen kan inkluderes her. LAC var opprinnelig også innenfor denne kategorien av planer med en rasjonalistisk deterministisk tilnærming, men har over tid utviklet seg til å ta høyde for større grad av uforutsigbarhet og deltagelse (”forhandlingsbasert planlegging”) (McCool 1990).

Det er mange fellestrekk mellom modellene (Tabell 2). Alle har det til felles at de har detaljerte, operasjonelle vernemål, kombinert med en definert standard for de miljøparametrene en vil følge opp med overvåking. Denne standarden er som regel enten uttrykk for en idealtilstand eller en kritisk (akseptabel) grenseverdi. Når påvirkningen eller miljøindikatoren overstiger det definerte nivå for standarden, så setter forvaltningen inn tiltak for å forsøke å snu trenden. Deretter fortsetter overvåkingen i ”forvaltningshjulet” og så videre. Det er med andre ord en sterk kobling mellom overvåking og forvaltning. Ut i fra en samlet vurdering evner LAC og TOMM og ivareta flest elementer av relevans for adaptiv forvaltning i Norge.

Tabell 2. Oppsummerer noen viktige egenskaper og en vurdering av hvordan dette er ivaretatt i respektive forvaltningsmodell. ***meget stor betydning

Kriterier for evaluering	ROS	LAC	VIM	VERP	TOMM	VAMP
Egnethet for regional planlegging (områder med stor diversitet i landskapskarakter og bruk)	***	*		***	***	***
Inkluderer informasjon om de besøkende sin påvirkning som er nødvendig i forvaltningen		**	***	**	***
Inkluderer rettighetsinnehavere og andre interessegrupper (deltagende)		***		**	***
Forvalterne tar alt ansvar for tiltak og gjennomføring		**	**		***
Inkluderer andre former for planlegging (f. eks. Planer for turisme og landskapsopplevelse)	**	*	*	**	*	**
Resultater i en rapport	*	**	**		***

Alle modellers mor – ROS og LAC

ROS-tilnærmingen bygger også på kunnskapen om at friluftslivsutøverne er en heterogen gruppe med ulike preferanser i forhold til ønskede aktiviteter, miljøer og opplevelser (Shafer 1969). Dette kobles så med en økonomisk tankegang om at forvaltningen må tilby ulike muligheter til ulike typer av brukere, eller det man kan kalle markedssegmentering (Driver & Brown 1978, Clark & Stankey 1979). Man forvalter ulike områder ulikt slik at de gir muligheter for ulike opplevelser. Spekteret av rekreasjonsgoder bygger på en segmentering fra villmarksområder til mer tilrettelagte friluftslivsområder. I ROS-metodikken ligger også implisitt en oppfatning om at man kan gruppere friluftslivsutøverne etter om de foretrekker opplevelser i mer villmarkspregede områder kontra opplevelser i mer tilrettelagte områder. Enkelte, som Hendee m.fl. (1968), har sågar i god psykometrisk tradisjon utarbeidet en standardisert kvantitativ metodikk som skal kunne skille mellom de ulike gruppene.

Hendee m.fl. (1968) døpte den gruppen som foretrakk opplevelser i villmarksmiljø for ”wilderness purists” mens den motsatte gruppen ble døpt ”urbanists”. Også i Norden er denne typen brukersegmentering forsøkt brukt. Først i Femundsmarka–Rogen området (Wallsten 1988, Vistad 1995) og i Fulufjället nasjonalpark (Fredman m.fl. 2005), og siden en videreutviklet skala (Vistad & Vorkinn 2012) i blant annet nasjonalparkene Rondane og Dovre (Andersen & Gundersen 2010, Strand m.fl. 2014), Dovrefjell-Sunndalsfjella (Gundersen m.fl. 2013), Reinheimen (Vorkinn 2012), Hallingskarvet (Andersen m.fl. 2011, Wold m.fl. 2012), Forollhogna (Gundersen m.fl. manus), Jotunheimen (Vorkinn 2003) og Stabbursdalen (Vistad & Vorkinn 1992). Kaltenborn (1991, 1993b) har benyttet soneringstankegangen i ROS–spekteret og ROS-segmenteringen i brukergrupper på Svalbard. Forskjellen ligger i at Kaltenborn lagde sine brukergrupper på en noe mer induktiv måte, enn opprinnelig skissert av Hendee m.fl. (1968).

ROS tar utgangspunkt i bestemte forskningstradisjoner og -resultater og bruker disse til å utvikle metodikk for friluftslivsforvaltning. I ROS modellen er den økonomiske sjargongen tydelig. Eksempelvis ligger det i vektlegging av tilbud og etterspørsel en klar produktmetafor. Driver (1994) viser til en dobbel produksjonsprosess hvor utøverne produserer opplevelser gjennom sine aktiviteter og forvaltningen produserer rekreasjonsmuligheter gjennom sin tilrettelegging av friluftslivsområdene. Denne produktmetaforen har fått negative reaksjoner. Blant annet hevder Williams m.fl. (1992) at friluftslivet ikke fullt ut kan representeres ved en slik metafor, men man kan bøte på dette problemet med å bygge på større grad av involvering fra berørte brukere og interessenter.

Det er også en utfordring at brukerne av fjellet ikke er så rasjonelle i sine valg og vurderinger som det modellene legger opp til, og at brukersegmenteringen som modellene forutsetter ikke er entydig (Patterson m.fl. 1998). Fra en mer fenomenologisk tilnærming blir det hevdet at en kvantitativ tilnærming (attributt, vare, tilbud-etterspørsel) i de økonomiske, rasjonelle tradisjonene ikke fanger inn de mer følelsesmessige og individuelle bånd som kan utvikle seg mellom steder og mennesker, beskrevet i for eksempel Proshansky m.fl. (1983) og Patterson & Williams (1998). En mangel ved ROS-tilnærmingen er at den mangler en eksplisitt handlingsteori; metoden beskriver ingenting om ønsket utvikling av området, bare hvordan det er. ROS er også kritisert for å være for lite dynamisk til å kunne fange opp endringsprosesser som både skjer i samfunnet og i landskapet den er tenkt å si noe om. ROS ligger innenfor som kan kalles ”tradisjonell rasjonell planlegging”, der prosessen blant annet utelater medvirkning fra brukere og andre aktuelle aktører i området.

En tilnærming som søker å bøte på dette er ”Limits of acceptable change” modellen (LAC, Stankey m.fl. 1985). LAC inkluderer mange av de samme elementene som ROS, for eksempel urørt-urban gradienten. LAC kan betraktes som en videreutvikling av ROS, selv om de som utviklet tradisjonen nok så dette som en egen selvstendig metodikk. LAC skiller seg fra ROS med et mye mer bevisst og eksplisitt planleggingsperspektiv. I tillegg har man inkludert begrepet ”change” eller endring, fordi naturen oppfattes som et dynamisk system i kontinuerlig eller rask forandring.

En annen nyskapning er at LAC-metodikken bygger på en eksplisitt handlingsteori. I metoden skisseres et sett med stadier som planleggingsprosessen bør inneholde. Videre skisseres også hva som bør skje og hvem som bør involveres i de ulike stadiene. Sånn sett inkorporeres tradisjonell planleggingsteori i LAC-metodikken. LAC er således et forvaltningsverktøy som har til hensikt å integrere planleggingsteori med teori om folk som bruker naturområder til rekreasjon. Når det gjelder planleggingsteori bygger LAC i hovedsak på det som betegnes som forhandlingsbasert planlegging (Friedman 1976). Dette er en tradisjon som vektlegger en helhetlig og tverrfaglig planlegging, og som innbefatter både vektlegging av de lokale brukerne og et mer dynamisk perspektiv på landskap og samfunn.

En enkel avledet modell for adaptiv forvaltning

Prinsippene i LAC modellen er forenklet til 3 faser (Gundersen m.fl. 2011), se figur 1. Fase I er den objektive og beskrivende delen av prosessen, der eksisterende kunnskap systematiseres i en situasjonsbeskrivelse med prioritering av problemstillinger, synliggjøring av årsak-virkningsforhold og definisjon av indikatorer med tilhørende forslag til forvaltningstiltak. Både empirisk vitenskapelige data og en systematisering av erfaringsbasert kunnskap inngår i kunnskapsgrunnlaget. Involvering av brukere og interessenter i denne fasen kan foregå med å etablere felles forum/møtesteder eller gjennom dialogseminar. Fase II handler om de verdivalgene man gjør for å definere akseptable nivåer eller intervaller for akseptabel påvirkning. Denne fasen gjennomføres i en aktiv samhandling og medvirkning med det som defineres som brukere og sentrale aktører i området. Fase III handler om implementering av forvaltningstiltakene og registrering av videre utvikling av tilstanden i forhold til de målene som er satt. Den siste fasen må også ha rom for korreksjon av tiltakene. Prosessen bør være ”adaptiv” i den forstand at man kan gå tilbake og justere på alle trinn i prosessen og en slik gjentakelse kan også skje relativt rask (Figur 1). I dette ligger det implisitt at tiltakene som utprøves i en adaptiv prosess må kunne være reversible hvis det viser seg at tiltaket ikke virker som forutsatt.

Figur 1. Skisse over adaptiv prosess i 3 faser (se tekst for forklaring) og på to planleggingsnivåer. Brukermedvirkning er viktig i alle fasene (Gundersen m.fl. 2011), men har ulik form. Operasjonell planlegging vil her innebære en dag til dag forvaltning som søker å finne gode løsninger under raskt skiftende forhold, f. eks. sårbare lokaliteter for villreintrekk og der ferdselen endrer seg raskt over tid. Strategisk planlegging er knyttet til langsiktige verne- og besøksmål for området, for eksempel et mål om å bevare villmarkspreg i soner.(Klikke på figuren for større versjon i egen fane)

Adaptive løsninger i Rondane nasjonalpark

Bakgrunn og status

Tradisjonelt friluftsliv har alltid vært et av verneformålene for mange av våre nasjonalparker, og man har historisk sett på denne aktiviteten som gagnlig og som en viktig del av kulturhistorien og som representerer en rekke verdier, yter tjenester og står for viktige funksjoner i storsamfunnet (Kaltenborn 1993a). Det er interessant når «grunnlegger» og mangeårige fjelloppsynsmann i Rondane nasjonalpark, Fredrik Heitkøtter, allerede i perioden etter etableringen av Norges første nasjonalpark i 1962, fremskrev mange av de negative konsekvensene av tradisjonell ferdsel og bruk som er dokumentert for villreinen i området i dag (Strand m.fl. 2010). Heitkøtter mente den gang at bruken av området fort kunne utvikle seg fra gagn til ugagn i forhold til at villreinen vil unnvike visse arealer og opphøre å bruke viktige trekkruter mellom funksjonsområder (sommer-, vinterbeite, kalvingsområder). Ferdsel og bruk har historisk sett vært en viktig del av Rondane fjellområde, men Heitkøtter mente at ferdselen hadde overskredet en grense for hva som er akseptabelt i forhold til verneformål og villrein. I dag er situasjonen paradoksalt nok den at Rondane nasjonalpark kanskje er det i villreinområdet i Norge der ferdsel og bruk har størst negative konsekvenser for villreinens arealbruk og trekk (Strand m.fl. 2014). Den situasjonen vi ser i Rondane i dag er nesten helt identisk med det Heitkøtter fremskrev på 1970- og 80-tallet, og villreinbestanden er fragmentert inne i selve nasjonalparken (Figur 2). I tillegg er villreinen satt på «bås» i Rondane, og trekkruten videre vestover til viktige sommerbeiter er hindret av E6 og jernbane (Panzacchi m.fl. 2012). Rondane nasjonalpark og villreinarealer i randsonene utgjør begrensede arealer for villrein, og inneholder hovedsakelig gode vinterbeiter (Strand m.fl. 2014). En nylig gjennomført spørreundersøkelse blant lokalbefolkningen i kommunene rundt Rondane og Setesdalsheiene viser at lokalbefolkningen vurderer situasjonen i Setesdalsheiene med store utbygginger knyttet til kraftindustri og infrastruktur i fjellet som mer kritisk for villreinen enn forholdene i Rondane nasjonalpark med «bare» fotturisme (Kaltenborn m.fl. 2014 a, b). GPS-merking av villrein i Setesdal og Rondane viser at situasjonen for villreinen i Rondane nasjonalpark er kritisk, og i forhold til forstyrrelse fra ferdsel mer kritisk i Rondane enn i Setesdal. Slik sett har ferdsel og bruk i Rondane gått fra å være en ønsket og gagnlig aktivitet for samfunnet, til å bli et problem for areal- og bestandsforvaltningen av villrein. Hvordan kan en adaptiv prosess benyttes for å finne løsninger?

Figur 2. Ferdselsintensitet og villreinplott (3 timers intervaller) for hele sommersesongen (15. juni til 1. oktober) med villreindata fra hele prosjektperioden 2009-2014 i Rondane nord villreinområde (Strand m.fl. 2014)(Klikke på figuren for større versjon i egen fane)

Adaptiv prosess

Oppsummert kan vi si at Rondane og Dovre nasjonalparker er en del av et regionalt villreinområde som en gang var et sammenhengende leveområde med frie trekkveier mellom ulike funksjonsområder. I dag er villreinområdene fragmenterte. Det er i GPS merkeprosjektene ikke påvist trekk/utveksling av dyr mellom de nå fem fragmenterte områdene i Rondane-Dovre regionen: Snøhetta vest, Snøhetta øst, Knutshø, Rondane (sør og nord) og Sølnkletten (www.dyreposisjoner.no). Viktige trekkveier mellom vinterbeite i øst og sommerbeite i vest, og også til tidligere viktige kalvingsområder er avskåret fra bruk. Effekter kan for eksempel være bestandsreduksjon, redusert genetisk variasjon og redusert arealutnyttelse av næringsgrunnlaget, som igjen kan påvirke bestandsutvikling, kondisjon og fødselsrater. I hvilken grad dette vurderes som alvorlig er helt avhengig av hvordan vi mennesker tillegger villreinen verdier. Dette er verdispørsmål som forvaltningen må ta stilling til for hele Rondane-Dovre regionen, er det akseptabelt eller ikke.

I mindre skala har lokalkjente lenge påpekt at villreinen i praksis er delt i to stammer innenfor Rondane nasjonalpark, der aksen Spranget-Rondvassbu-Bjørnholia danner grensen mellom dem. GPS-merkeprosjektet har bekreftet dette, og det er ikke påvist krysning av villrein over denne aksen i perioden 2009-2014 (Figur 3). Villreinen har oppholdt seg mye både rett nord og rett sør for aksen, men ikke krysset den. Det er dokumentert omfattende fangstanlegg i området som viser en viktig trekkorridor for villrein, hovedsakelig på vestsiden (Strand m.fl. 2014). Denne todelingen av bestanden skyldes stor ferdsel og trafikk langs aksen Mysuseter-Rondvassbu-Bjørnholia-Straumbu.

Figur 3. Utdeling av GPS til folk som har startet turen på Høvringen, Peer-Gynt hytta og Spranget sommeren 2010 og 2011 (n=417 personer). Villreinplott for sommermånedene juli, august og september (3 timers intervall) med data fra hele prosjektperioden 2009-2014 (Strand m.fl. 2014).(Klikke på figuren for større versjon i egen fane)

I en adaptiv prosess er det viktig å skalere effektene som ferdsel kan ha på villreinens arealbruk og trekkveier. Prinsippet med skalering av problemstillinger for villrein bygger på hvordan ulik grad av påvirkning teoretisk sett kan ha ulike effekter på villreinbestanden, og der økende grad av påvirkning gir større negative konsekvenser. Når det gjelder eksempelet Rondane er det snakk om en trekkbarriere inne i en nasjonalpark, som antas å ha negative effekter på villreinens sesongmessige trekk og som videre har medføre redusert arealutnyttelse og brudd i trekkveier.

Det er i perioden 2009-2013 samlet inn systematisk kunnskap om ferdsel i Rondane. Automatiske tellere viser at trafikken mellom Spranget og Rondvassbu er omfattende, og i perioden 1.juli til 1. oktober er det registrert årlig 22 000-25 000 passeringer av fot- og sykkelturister. Det er ferdsel der stort sett alle dager hele året, men ferdselen er begrenset i månedene november-januar (Figur 4). I høysesongen er intensiteten langs sti/veg fra Spranget til Rondvassbu estimert til å være omlag 32 passeringer/timen i gjennomsnitt i løpet av en 10 timers dag. Figur 1 illustrerer den temporære bruken av veger, stier og turisthytter av fot- og sykkelturister. Utdeling av GPS enheter til 417 besøkende til i området viser et bevegelsesmønster der over 95% av de besøkende holder seg strengt til merkede stier og veger i området (Figur 3, Strand m.fl. 2014).

Figur 4. Viser antall passeringer på dagnivå fra automatiske tellinger av fot- og sykkelturister på strekningen Spranget – Rondvassbu i perioden 1. januar til 1. november 2013 (Strand m.fl. 2014)(Klikke på figuren for større versjon i egen fane)

I en adaptiv prosess har man nå identifisert fokusområde (Spranget-Rondvassbu) og problemstilling (brudd i villreintrekk på grunn av ferdsel). Det neste spørsmålet er hvordan dette skal behandles videre. Det er nå verdivalgene må gjøres. Er det akseptabelt at bestanden er delt i en nordlig og sørlig stamme i Rondane nasjonalpark? Forskernes grunnleggende oppgave er å legge frem kunnskapsgrunnlaget, vise effekter og nivå for påvirkning. Her er det i stor grad et spørsmål hvor langt forskerne skal trekke grensene for anbefalinger og tiltak, og det er helt avgjørende at forskerne har god dokumentasjon for dette i datamaterialet. Forvaltningen (les: medvirkning av alle relevante aktører) må avgjøre om påvirkningen er akseptabel eller ikke. I en adaptiv prosess må man bli enige om mål og indikatorer. Målet kan for eksempel være å reetablere det viktige hovedtrekket i nasjonalparken, og indikatorer er da knyttet til om villreinen trekker eller ikke over aksen. Et eksempel på en standard i dette tilfelle vil for eksempel være at målet er å etablere minst 3 krysninger av større villreinflokker i løpet av året. De ulike forvaltningstiltakene man velger å iverksette for å nå dette målet må også være kunnskapsbaserte og knyttet til både kunnskap om økologi/biologi og ferdsel/forstyrrelse.

Det finnes en rekke ulike virkemidler og forvaltningstiltak som forvaltningen kan spille på i en slik situasjon (se Gundersen m.fl. 2011). Dette kan for eksempel være å lede, informere og kanalisere ferdselen til ønskete områder uten at de besøkende er klar over det. En annen form for tiltak kan være å manipulere fysisk miljøet gjennom for eksempel nedleggelse av stier, flytting av hytter, utbygging av ny infrastruktur etc. eller strengere reguleringer som ferdselsforbud i enkelte områder eller til enkelte tider på året.

Ved å utstyre de besøkende med GPS på Spranget viser det seg at trafikken er svært kanalisert langs veg/sti inn til Rondvassbu (Figur 3). Mange går på topptur i Rondanemassivet. Kunnskap fra spørreundersøkelser viser også at omlag 46 % av de besøkende er der for første gang (Strand m.fl. 2014). Dette er en fordel forvaltningen kan dra nytte av, fordi førstegangsbesøkende er mer mottakelige for informasjon og lar seg enklere lede dit forvaltningen ønsker, enn lokalkjente. Kunnskapsgrunnlaget viser at det vil være vanskelig å iverksette enkle tiltak som medfører betydelige endringer i ferdselen i området om sommeren, fordi det er store attraksjoner inn mot Rondanemassivet og den populære turisthytta Rondvassbu er sentralt plassert i nasjonalparken.

La oss i en tenkt situasjon si at en adaptiv prosess ender opp med å implementere ferdselsforbud på hverdager i et avgrensa område i trekkorridoren under villreinjakta. Det er en periode der villreinflokkene beveger seg raskt over store avstander, samtidig som det er liten ferdsel i fjellet. Målet er da at ferdselsforbudet skal medføre krysninger av villrein. Forvaltningen må da overvåke utviklingen av tilstanden via indikatoren; overholder folk ferdselsrestriksjonen (ved automatisk teller eller observasjon) og krysser villreinen ”barrieren” (observasjon, GPS, sporing etc.)? Hvis målene ikke oppnås innenfor perioden tiltakene settes i verk, må prosessen gjentas, og det er mulig at både mål, standarder, tiltak og indikatorer må endres.

Skalering av fokusområder

Innenfor større villreinområder er det hensiktsmessig å skalere ned utfordringene til geografiske fokusområder som trenger spesiell oppmerksomhet, enten på grunn av viktige naturkvaliteter, viktige bruksinteresser, store forvaltningsutfordringer, eller en kombinasjon av disse (Strand m.fl. 2010). I Rondane nord og sør villreinområde er det definert i alt 11 fokusområder, og som er skalert i forhold til en alvorlighetsgrad av forstyrrelse (Strand m.fl. 2014). Fokusområder har blitt et viktig verktøy for å håndtere utfordringer knyttet til villreinområder i Norge, men vi mener verktøyet har overføringsverdi også til andre forvaltningssituasjoner.

Arealforvaltning i Rondane innebærer svært omfattende prosesser som berører mange og ulike samfunnsinteresser og brukergrupper. På samme tid setter slik forvaltning store krav til kunnskap og kunnskapsimplementering (Strand m.fl. 2014). Det er over tid utviklet mye kunnskap om biologiske systemer og hvordan disse kan endres som følge av menneskelig påvirkning. I praktiske forvaltningssituasjoner vil imidlertid denne kunnskapen lett framstå som generell og lite konkret i forhold til de lokale og spesifikke valg som plan- og forvaltningsmyndighetene må ta i sin saksbehandling. Planlegging og forvaltning innebærer en sortering og prioritering mellom viktig og mindre viktig påvirkning av villreinens leveområder. Den største innsatsen bør prioriteres til områder og problemstillinger som representerer viktige påvirkninger og der det samtidig er mulig å oppnå forbedringer gjennom for eksempel fjerning av vandringshindringer eller ulike tilretteleggingstiltak. Dette er nødvendig for å oppnå effektiv bruk av planleggings- og tiltaksressurser. Riktig og godt nok dokumentert prioritering er også viktig i forhold til forvaltningens legitimitet og aksept i samfunnet, ettersom tilliten til planprosessene og forvaltningen kan bli svekket dersom det brukes store ressurser eller settes fokus på tema eller problemområder som ikke er viktige eller områder der det er begrenset med kunnskap.

Figur 5. Prinsippfigur som viser sammenhengen mellom effekter av menneskelig bruk (bruksintensitet, infrastruktur og ressursutnyttelse) og populasjonsøkologiske effekter menneskelig forstyrrelse har på villreinbestanden. Vi har benyttet tre nivåer, lokal, regional og nasjonal, for å plassere effektene i forhold til målsettingene for villreinforvaltningen. Lokale effekter kan påvirke kondisjon og produksjonen. Regionale effekter kan medføre reduserte beiteområder og reduserte bestandsmål. Nasjonale effekter er opphør av trekk mellom viktige trekkområder og redusert funksjonalitet i bestanden.(Klikke på figuren for større versjon i egen fane)

Oppsummeringen som er gjort i Figur 5, er et forsøk på å syntetisere forholdene mellom på virkningsgrad, tiltaksformer og biologisk betydning hos villrein, men modellen kan i praksis brukes på andre type «konflikter» mellom bruk og vern. Det er skilt mellom det en kan kalle for tilfeldige forstyrrelser, som er plassert lavest på skalaen for biologisk betydning, og systematiske forstyrrelser. Nyanseringen her, og terskelverdiene for effekter, vil som nevnt være avhenge av en rekke faktorer. Poenget som fremstilles i Figur 5, er at økt regularitet eller forutsigbarhet i forstyrrelsene vil endre responsene hos dyra fra det som er kortvarig og naturlig fluktatferd, til effekter som er langt mer betydningsfulle. Det er videre skilt mellom viktigheten av slike atferdsresponser og regionale effekter som medfører at dyra helt eller delvis unngår å bruke viktige beiteområder. Dersom slike forstyrrelser blir omfattende nok, eller at det er fysiske arealinngrep eller tekniske installasjoner som fungerer som barrierer, er det snakk om funksjonelle effekter som enten kan fragmentere bestanden eller medføre at viktige funksjonsområder (sommerbeite, vinterbeite, kalving) går helt ut av bruk. Disse effektene vurderes høyest på skalaen for biologisk viktighet. På tiltakssiden kan en også tenke seg en tilsvarende gradient. Der informasjon om villrein og enkle tilretteleggingstiltak kan iverksettes for å unngå forstyrrelser på den lavere delen av skalaen. I tilfeller der ferdsel og forstyrrelser er omfattende, og hvor en har dokumentert uakseptable problemer, vil mer konkrete og også mer omfattende tiltak være aktuelle. Fokusområder er en inngang som har vært brukt i villreinforvaltningen siste årene, og som konkretiserer problemstillinger til mer håndterbare situasjoner i forvaltningen for en så arealkrevende art som villrein. Fokusområdene kan da gjennomgå en adaptiv prosess med problemstilling, skalering av påvirkning, forslag til avbøtende tiltak og overvåkning av situasjonen.

I villreinområder vil fokusområdene være godt egnet med en aktiv adaptiv forvaltning knyttet til direkte hypotesetesting for en rekke tiltak som manipulerer med ferdsel i det fysiske miljøet. Det er allerede prøvd ut en rekke tiltak i verneområder knyttet til flytting og/eller fjerning av turiststier, skiløyper, turisthytter, private hytter, p-plasser osv., men det er begrenset med kunnskap om effekten av disse tiltakene på villrein og ferdsel. For å få et til et eksperimentelt design er det nødvendig å ha gode data på bruken av området før og etter at tiltaket iverksettes.

Brukermedvirkning i tre faser

Brukermedvirkning inngår i alle de tre fasene (se figur 1), men med ulike metoder, ulike roller og med ulike målsettinger i fasene. Selve medvirkningsprosessen av involverte parter byr på store utfordringer i en målstyrt planprosess, nettopp fordi lokalkunnskap og situasjonsbetinget kunnskap er en viktig forutsetning for både å spesifisere problemene og for å finne de ”smarte” løsningene. Det viktigste av alt i slike medvirkningsprosesser er at det etableres en bred legitimitet blant brukere og interessenter for de tiltakene som settes ut i livet. En slik legitimitet kan bare bygges innenfor et handlingsrom som er omforent blant de aktuelle deltagere i prosessen. Handlingsrommet beskriver hva som er mulig å få til av tiltak i praksis, og det må også være felles forståelse blant aktørene at tiltakene kan være reversible hvis de ikke virker som forutsatt i målsettingen. I bestandforvaltningen har det lenge eksistert gode arenaer for kunnskapsutveksling og dialog mellom de involverte parter. Arealforvaltningen derimot har en kortere historie, involverer langt flere aktører, inkluderer langt mer omfattende brukermedvirkning, og det er stort behov for nye arenaer og møteplasser (Kaltenborn m.fl. 2014 a, b). Bredt sammensatte styringsgrupper i forskning- og utviklingsprosjekter på villrein har fungert som en god arena for kunnskapsutveksling og definisjon av en felles forståelse for handlingsrommet i forvaltningen til å endre situasjonen (Strand m.fl. 2013). Folke m.fl. (2005) peker på at slike arenaer har spesielt viktige for å lære noe underveis; større og mer helhetlig forståelse av problematikken og å lære om ulike meninger og verdivalg de ulike aktører har. Et hovedproblem i dag er at forvaltningen av Rondane og andre villreinområder er fragmentert med hensyn på rettigheter, myndighet og sektor, og en felles plattform / møteplass mangler i mange villreinområder og det er også lite kunnskap om hvordan slike arenaer/møteplasser bør utformes for å fungere best mulig i forhold til målsettingene med villreinforvaltningen. Bare det å definere hvem (involverte parter) som skal delta i slike prosesser, og på hvilken måte, byr på store utfordringer.

Forvaltning på to skalanivåer

Det er mye som tyder på at bruken vil øke i Rondane og i mange andre norske verneområder i tiden fremover, fordi de har kvaliteter av urørthet og villmark som etterspørres i takt med urbanisering og globalisering. I en internasjonal sammenheng er foreløpig bruksintensiteten på et relativt sett lavt nivå i norske nasjonalparker. Dette er en fordel som forvaltningen kan dra nytte av. Ved å lage gode planer for videre utvikling av områdene som følges opp med målrettede tiltak, vil man være i stand til å redusere uønsket bruk og negative konsekvenser. I tillegg vil målrettet tilrettelegging kunne medføre flere fornøyde brukere av verneområdene og med et ønske å komme tilbake. En besøksstrategi som gir enda flere fornøyde brukere av verneområdene er viktig for verdiskapningen. Det er avgjørende at forvaltningsmyndighetene utarbeider felles grunnprinsipper / rammer for hvordan adaptiv forvaltning skal gjennomføres i norske verneområder, for å bygge opp felles forståelse av begrepets innhold og for å se verneområdene i sammenheng. Forvaltningen kan med fordel jobbe på to ulike skalanivåer i forhold til målstyring av verneområdene: Strategisk planlegging på områdenivå og spesifikke problemstillinger i fokusområder.

Strategisk planlegging på overordna nivå kan bygge på en eller annen form for arealsonering av verneområdet i forhold til vern og bruk (Figur 1). En slik strategi kan ta utgangspunkt i kjernen i det som kan kalles ”norsk naturbruk” og som inkluderer allemannsrett, enkelt friluftsliv og tilrettelegging/ forvaltningstiltak som er tilpasset dette. På overordna nivå er det spesielt viktig å definere strenge vernekriterier for de mest urørte områdene (bevaring) og de mest intensivt brukte innfallsportene (utvikling) til verneområdet. I de mest urørte delene av verneområdet kan man bevare og styrke egenskapene med urørt natur og villmarksopplevelse. I de mest brukte innfallsportene kan man utvikle besøksstrategier og tilrettelegging for flere besøkende og god brukertilfredshet, alt innenfor verneformålet.

Operasjonell planlegging kan knyttes til spesifikke problemstillinger i fokusområder for å finne gode løsninger mellom bruk og vern (Figur 1). Dette er problemstillinger som kan ha ulike skalanivåer, men ofte vil det være snakk om områder med begrenset arealutstrekning. Forhold som forstyrrelse av dyreliv, slitasje på vegetasjon eller brukerkonflikter kan være eksempler på problemstillinger som adaptiv forvaltning skal kunne løse lokalt og med stedstilpassete skreddersydde tiltak. De som gjennomfører operasjonell forvaltning bør så langt det lar seg gjøre basere sine verdivalg på kunnskap hentet fra eksperimentelle metoder og testing av hypoteser i fokusområder.

Avsluttende kommentar

Målstyrt eller adaptiv forvaltning er et mantra av vår tid og vi har i denne artikkelen forsøkt å problematisere rundt begrep og metodikk i forhold til villreinforvaltningen. Vi mener at aktiv adaptiv forvaltning som innebærer en form for eksperimentell metodikk og testing av hypoteser vil være best egnet til å løse problemstillinger knyttet til ferdsel i villreinområder. Adaptiv forvaltning krever presist definerte mål - målbare mål, overvåkning som dokumenterer måloppnåelsen og kanskje viktigst av alt, tiltakene må være reverserbare. Er ikke dette kriteriet til stede slik at det er en akseptert og robust forståelse av at de skal og må være reversible, så kan en heller ikke påberope seg at man jobber etter en adaptiv forvaltningsmodell. Dette fordrer problemstillinger med et relativt lavt konfliktnivå blant brukere og ellers i samfunnet. Problemstillinger som inkludere for eksempel store økonomiske konsekvenser, endring i rettigheter eller sterke holdninger blant brukerne, vil være vanskelig å reversere hvis tiltakene først er gjennomført. Forvaltningen bør i slike tilfeller være forsiktig med adaptive tilnærminger.

Referanser

Allen, C.R., & Gunderson, L. H. 2011. Pathology and failure in design and implementation of adaptive Management. Journal of environmental Management 92: 1379-1384.

Anderies, J. M., Janssen M. A. & Ostrom E. 2004. A framework to analyze the robustness of social-ecological systems from an institutional perspective. Ecology and society report 9 (1). 28p.

Andersen, O. & Gundersen, V. 2010. Ferdsel og bruk av Rondane: Etterundersøkelse blant besøkende sommeren 2009. NINA-Rapport 599: 40. NINA, Lillehammer.

Andersen, O., Gundersen, V. & L. C. Wold. 2011. Ferdsel i Nordfjella. Resultater fra ferdselstelling og brukerundersøkelser. NINA-Rapport 703. 60 s. + vedlegg

Clark, R. N. & Stankey, G. H. 1979. The recreation opportunity spectrum: A framework for planning, management and research. Gen. Tech. Rep. GTR-PNW-98. Department of Agriculture, Forest Service, Pacific Northwest Forest Experiment Station, Portland, Oregon. 32 p.

Decker, D. J., Siemer, W. F., Riley, S. J. & Leong, K. M. 2008. A guide to developing a manager`s modell from scratch. Unpublished paper. 44 p.

Driver, B. L. 1994. The Recreation Production Process. In: Direktoratet for naturforvaltning (red). Friluftsliv, Effekter og Goder. Referat fra en forskningskonferanse. Dn-notat 1994-7. Direktoratet for naturforvaltning, Trondheim.

Driver, B. L. & Brown, P. 1978. The opportunity spectrum and behavioral information in outdoor recreation resource supply inventories: A rationale. Pp. 24-31 In: Lund, G. H. m.fl. (eds). Integrated inventories and renewable natural resources: proceedings of the workshop. Gen. Tech. Rep. RM-55. : U.S.D.A. Forest Service, Rocky Mountain Forest and Range Experiment Station, Fort Collins, Colorado.

Eagles, P. F. Jr. & McCool, S. F. 2002. Tourism in national parks and protected areas. Planning and Management. CABI publishing, New York.

Emmelin, L. 1997. Turism – Friluftsliv – Naturvård. Ett triangeldrama. rapport 1997:1, Mitthögskolan, Institutionen för Turismvetenskap, Karlstad.

Emmelin, L., Fredman, P. & Sandell, K. 2005. Planering och förvaltning för friluftsliv – en forskningsöversikt. Rapport 5468, Naturvårdsverket.

Folke, C., Hahn, T., Olsson, P. & Norberg, J. 2005. Adaptive governance of social-ecological systems. Annual Review of Environment and Resources 30: 441-471.

Fredman, P., Hörnsten L. F. & Emmelin, L. 2005. Friluftslivet i Fulufjället. Före och efter nationalparksbildning. Dokumentation av de svenska nationalparkerna. Naturvårdsverket, Stockholm.

Friedman, J. 1976. Innovation, flexible response and social learning: A problem in the theory of meta-planning. Geographical Papers 49, University of Reading, Reading.

Friedman. J. 1987. Two Centuries of Planning Theory: An Overview. Pp. 11-29 In: Planning in the Public Domain: From Knowledge to Action. Princeton University Press, Princeton, New Jersey.

Graefe, A., Kuss, F. R. & Vaske, J. J. 1990. Visitor impact management: The planning framework. National Parks and Conservation Association, Washington, DC. 105 p.

Graham, R. & Lawrence, R. (eds). 1990. Towards serving visitors and managing our resources—proceedings of a North American workshop on visitor management in parks and protected areas. University of Waterloo, Waterloo, Ontario. 520 p.

Gregory, R., Ohlson, D. & Arvai, J. (2006). Deconstructing adaptive management: criteria for applications to environmental management. Ecological Applications 16: 2411-2425.

Gundersen, V., Andersen, O., Kaltenborn, B. P., Vistad, O. I. & L. C. Wold. 2011. Målstyrt forvaltning – Metoder for håndtering av ferdsel i verneområder. NINA Rapport 615. 102 s.

Gundersen, V., Andersen, O., Wold, L. C., Nerhoel, I., Fangel, K., Vistad, O. I. & K. R. Båtstad. 2013. Ferdsel i Snøhettaområdet – Del 1. Dokumentasjonsrapport fra 12 spørreundersøkelser - NINA Rapport 933. 101 s.

Haukeland, J. V. & Lindberg, K. 2001. Bærekraftig reiselivsforvaltning i naturområder. TØI rapport 550/2001.Transportøkonomisk institutt, Oslo.

Hendee, J. C., Catton, W. R., Marlow, L. D. & Brockman, F. C. 1968. Wilderness Users in the Pacific Northwest: Their Characteristics, Values, and Management Preferences. Research Paper PNW-61, USDA Forest Service, Pacific Northwest Forest and Range Experiment Station, Portland, Oregon.

Holling, C. S. 1978. Adaptiv environmental assessment and management. (2nd ed.). John Wiley & Sons. Chichester – New York – Brisbane – Toronto.

Jamal, T. B., Stanley, M. S. & Harper, T. L. 2002. Beyond labels: Pragmatic planning in multistakeholder tourism-environmental conflicts. Journal of planning education and research 22: 164-177.

Jamal, T. & Stronza, A. 2009. Collaboration theory and tourism practice in protected areas: Stakeholders, structuring and sustainability. Journal of Sustainable Tourism 17: 169-189.

Kaltenborn, B. P. 1991. The Role of Environmental Setting Attributes in Outdoor Recreation and Tourism Planning: A case study from Svalbard in the Norwegian Arctic. Ph.D. Thesis. Dept of Geography, University of Oslo. 202 pp.

Kaltenborn, B. P. 1993a. Forskning på friluftslivet: Bakgrunn og utvikling. I: Kaltenborn, B. P. & Vorkinn, M. (red.) Vårt friluftsliv. Temahefte 3. NINA, Lillehammer.

Kaltenborn, B. P. 1993b. Rasjonelle modeller og rabiate utøvere: Planlegging for friluftsliv. I: Kaltenborn, B. P. & Vorkinn, M. Vårt friluftsliv. Temahefte 3. NINA, Lillehammer.

Kaltenborn, B. P., Hongslo, E., Gundersen, V. & Andersen, O. 2014a. Public perceptions of planning objectives for regional level management of wild reindeer in Norway, Journal of Environmental Planning and Management, DOI: 10.1080/09640568.2014.898204

Kaltenborn, B. P., Andersen, O. & Gundersen, V. Accepted 2014b. The role of wild reindeer as a flagship species in new management models in Norway. Norwegian Journal of Geography

Locke, H. & Dearden, P. 2005. Rethinking protected area categories and the new paradigm. Environmental Conservation 32: 1-10.

McCool, S. F. 1990. Limits of acceptable change: Evolution and future. Pp. 186-193 In: Graham, R. & Lawrence, R. (eds.) Towards serving visitors and managing our resources. Proceedings of a North American workshop on visitor management in parks and protected areas. University of Waterloo, Waterloo, Ontario.

McFadden, J. E., Hiller, T. L. & Tyre, A. J. 2011. Evaluating the efficacy of adaptive management approaches: Is there a formula for success? Journal of Environmental Management 92: 1354-1359.

Panzacchi, M., Van Moorter, B., Jordhøy, P. & Strand, O. 2012. Learning from the past to predict the future: Modeling archaeological findings and GPS data to quantify reindeer sensitivity to anthropogenic disturbance in Norway. Landscape Ecol. DOI 10.1007/s10980-012-9793-5

Patterson, M. E., Watson, A. E., Williams, D. R. & Roggenbuck, J. R. 1998. An hermeneutic approach to studying the nature of wilderness experiences. Journal of Leisure Research 30: 423-452.

Patterson, M. E. & Williams, D. R. 1998. Paradigms and problems: The practice of social science in natural resource management. Society & Natural Resources 11: 279-295.

Payne, R. J. & Graham, R. 1993. Visitor planning and management in parks and protected areas. Pp. 185-210 In: Deardon, P. & Rollins, R. (eds.) Parks and protected areas in Canada: Planning and management. Oxford University Press, Toronto, Ontario.

Proshansky, H. M., Fabian, A. K. & Kaminoff, R. 1983. Place identity: Physical world socialization of the self. Journal of Environmental Psychology 3: 57-83.

Phillips, A. 2003. Turning ideas on their heads: A new paradigm for protected areas. George Wright Forum 20: 8-32.

Plummer, R. & Fennell, D. A. 2009. Managing protected areas for sustainable tourism: Prospect for adaptive co-management. Journal of Sustainable Tourism 17: 149-168.

Rickson, R. E., Field, D. R. & Nilsen, P. (eds.) 1995. For the record: Presentations at the second Canada/U.S. workshop on visitor management in parks forests and protected areas. University of Wisconsin. Madison, Wisconsin. 259 p.

Schneider, I., Anderson, D. & Jakes, P. 1993. Innovations in recreation management: Importance, diffusion, and implementation. U.S.D.A. Forest Service. 12 p.

Schreiber, S., Bearlin, A., Nicol, S. & Todd, C. 2004. Adaptive management: a synthesis of current understanding and effective application. Ecological Management & Restoration 5: 177- 182.

Shafer, E. L. jr. 1969. The Average Camper Who Doesn't Exist. Research Paper NE-142. USDA Forest Service, Northeast Forest Experiment Station, Upper Darby, Pennsylvania.

Stadel, C., Slupetzky, H. & Kremser, H. 1996. Nature conservation, traditional living space, or tourist attraction? The Hohe Tauern National Park, Austria. Mountain Research and Development 16: 1-16.

Stankey, G. H., Cole, D. N., Lucas, R. C., Petersen, M. E. & Frissell, S. S. 1985. The Limits of Acceptable Change (LAC) for Wilderness Planning. General Technical Report INT-176. USDA Forest Service, Intermountain Forest and Range Experiment Station, Ogden, Utah. 37 s.

Stankey, G. H., McCool, S. F., Clark, R. N. & Brown, P. J. 1999. Institutional and Organisational Challenges to Managing Natural Resources for Recreation: A Social Learning Model. Jackson & Burton.

Stankey, G. H., Clark, R. N. & Bormann, B. T. 2005. Adaptive management of natural resources: Theory, concepts, and management institutions. Gen. Tech. Rep. PNW-GTR-654. U.S.D.A. Forest Service, Pacific Northwest Research Station. Portland, Oregon.

Strand, O., Gundersen, V., Panzacchi, M., Andersen, O., Falldorf, T., Andersen, R., Van Moorter, B., Jordhøy, P. & Fangel, K. 2010. Ferdsel i villreinens leveområder. Norsk Institutt for naturforskning. NINA-Rapport 551: 101 pp.

Strand, O., Flemsæter, F., Gundersen, V. & Rønningen, K. 2013. Horisont Snøhetta. - NINA Temahefte 51. 99 s.

Strand, O., Gundersen, V., Jordhøy, P., Andersen, R., Panzacchi, M. & Van Moorter, B. 2014. Villrein og ferdsel i Rondane. Sluttrapport fra GPS-merkeprosjektet 2009-2014. NINA Rapport 1013. 207s.

Taylor, G. 1996. Spectrum of national park opportunities. Unpublished report prepared for the Parks Canada, National Parks, Natural Resources Branch. 20 p. U.S.D.A. 1981. ROS user’s guide. U.S.D.A. Forest Service. 37 p.

Tyre, J. A. & Michaels, S. 2011. Confronting socially generated uncertainty in adaptive management. Journal of Environmental Management 92: 1365-1370

Vistad, O. I. & Vorkinn, M. 1992. Bruk og forvaltning av Stabbursdalen Nasjonalpark – Resultat frå ei før-undersøking. NINA. Utredning 36.

Vistad, O. I., Eide, N. E., Hagen, D., Nellemann, C., Framstad, E., Erikstad, L. & Vistnes, I. 2007. A. Overvakning av verneområde. B. Forslag til overvakningsplan for vernekvaliteter, ferdsel og påverknad i verneområda på Dovrefjell. Eit pilotprosjekt. NINA-Rapport 188. 80 s.

Vistad, O. I. & Vorkinn, M. 2012. The Wilderness Purism Construct - Experiences from Norway with a simplified version of the purism scale. Forest Policy and Economics 19: 39–47.

Vistad, O. I. 1995. I Skogen og i Skolten. Ein Analyse av Friluftsliv, Miljøoppleving, Påverknad og Forvaltning i Femundsmarka, med Jamføringar til Rogen og Långfjället. Dr. Polit Avhandling. Geografisk Institutt. Universitetet i Trondheim, Trondheim.

Vorkinn, M. 2003. Bruk og brukere i Jotunheimen: Endringer fra 1992 til 2002. Foreløpig notat, Østlandsforskning. 38 s.

Vorkinn, M. 2012. Bruk og brukere i Reinheimen Sommeren 2011. Dokumentasjonsrapport. Fylkesmannen i Oppland. Rapport 01/12. 68s.

Vorkinn, M. & Lindberg, K. 2003. Forvaltningsplanlegging for naturbasert reiseliv og rekreasjon. s 269–197 I: Viken, A. Turisme: Miljø og utvikling. Gyldendal Akademisk. 319 s.

Wallsten, P. 1988. Rekreasjon i Rogen. Tillämpning av en planeringsmodel för friluftsliv. KOMMIT-rapport 1988: 2

Walters, C. J. 1986. Adaptive Management of Renewable Resources. McMillan, New York, NY, USA.

Williams, D. R., Patterson, M. E., Roggenbuck, J. W. & Watson, A. E. 1992. Beyond the commodity metaphor: Examining emotional and symbolic attachment to place. Leisure Sciences 14: 29-46.

Wold, L. C., Gundersen, V., Nerhoel, I., Strand, O. Panzacchi, M., Dokk. J. G. & Andersen, O. 2012. Friluftsliv og turisme i Nordfjella villreinområde - NINA Rapport 850. 37 s.