Kan biologiske referansepunkt bedre rypeforvaltningen?.

Oddgeir Andersen	, Norsk institutt for naturforskning - NINA
Eva B. Thorstad	, Norsk institutt for naturforskning - NINA

---

Laks og rype kan overbeskattes. I dag forvaltes artene svært forskjellig. Vi ønsker å belyse om prinsippene som nå er innført for lakseforvaltningen, også kan være nyttige for en rypeforvaltning som står ovenfor store utfordringer, etter flere år på rad med lave bestandstettheter. Innføringen av et biologisk referansepunkt, i form av et bestandsmål for hvor stor gytebestand av laks som trengs i det enkelte laksevassdrag, har på mange måter revolusjonert moderne lakseforvaltning. Kan prinsippene rundt fastsettelse av gytebestandsmål i lakseelver overføres til dagens rypeforvaltning? Og hvordan kan en slik tilpasning eventuelt fungere som forvaltningsmål for rypeforvaltere og oppfylle naturmangfoldlovens føringer for bærekraftig høsting?

English summary:

Can implementing a biological reference point improve grouse management?

Grouse and Atlantic salmon can be overexploited. The introduction of spawning targets as a biological reference point in Atlantic salmon management contributes to ensure that a river’s reproductive capacity is maximized. If these principles are transferred to grouse management, it is possible to determine the number of birds that should remain after harvest to optimize an area’s potential recruitment capacity prior to the next breeding season. By implementing a concurrent evaluation after the first week of the hunting season, managers will have the possibility to further adjust harvest levels in relation to the biological reference point. A biological reference point also serves as a management goal, which is in accordance to the Biodiversity Act intentions, and can further serve as a normative standard on a hunting terrain level.

Keywords: grouse, salmon, adaptive management, biological reference point, Norway

Innledning

Laks (Salmo salar) og ryper (Lagopus ssp.) har i århundrer vært ettertraktet både som mat og for rekreasjonsformål. Sportsjakt og sportsfiske startet midt på 1800-tallet og det var primært engelskmenn, gjerne med adelige titler, som først kom til Norge for å jakte og fiske. Fiskeforskningen i Norge feiret nylig 100 år (Skurdal mfl. 2012), og det har vært forsket på rype omtrent like lenge (Dahl 1924, Brinkmann 1926, Olstad 1932). En betydelig forskningsinnsats er lagt ned for disse artene, men laksen har vært mer i fokus enn rypene i de siste årtiene. Forvaltningen av artene har tatt forskjellige veier. Erfaringene fra de siste årene er at svake rypebestander trolig har blitt utsatt for en for høy beskatning, som igjen har ført til for fåtallige hekkebestander i store områder. Mange laksebestander har også blitt overbeskattet (Anon. 2010). Innføringen av en forvaltning med gytebestandsmål har imidlertid bidratt til at overbeskatning ikke lenger er noen betydelig trussel mot laksebestandene (med unntak av Tanavassdraget, Anon. 2012b). Vi ønsker å vurdere om modellen med gytebestandsmål også kan anvendes på rype, og sikre at bestandene ikke overbeskattes i år med lave bestandstettheter og/eller liten produksjon av kyllinger. Når vi heretter bruker ordet rype, mener vi lirype (Lagopus lagopus).

Årlig jakter omtrent 60 000 personer på ryper i Norge, og 70 000 løser fiskeavgiften for å fiske etter laks (Statistisk sentralbyrå 2012). Laks og rype bidrar til stor verdiskaping og genererer i dag store verdier til enkelte lokalsamfunn i distriktene. Det er anslått at rypejakt i Norge utgjør rundt 1 million jegerdøgn årlig (Pedersen og Storaas (Red.) under arbeid), og at laksefisket i elvene rundt Trondheimsfjorden alene utgjør 200 000 fiskedøgn, tilsvarende en verdiskapning i størrelsesorden opp mot 200 millioner kroner (Kjelden mfl. 2012).

Fellestrekk mellom ryper og laks

Det finnes flere fellestrekk mellom rype og laks når det gjelder bestandsdynamikk, beskatning og andre utfordringer. Hos begge kan bestandsstørrelsen variere betydelig mellom år, de er svært populære rekreasjonsobjekter og bestandene kan overbeskattes. Laksen lever normalt 2-5 år i elva og deretter 1-4 år i sjøen før de kjønnsmodnes og returnerer til oppvekstelva si for å gyte (Thorstad mfl. 2011), mens ryper har kortere levealder, og blir kjønnsmodne i sitt første leveår. En rypebestand kan øke inntil det 6-dobbelte fra ett år til det neste, alt etter hvor mange kyllinger som vokser opp (Pedersen og Karlsen 2007). For laksen er det overlevelsen i sjøfasen som er det store usikkerhetsmomentet når det gjelder antall individer som vender tilbake til elva, men svingningene fra år til år er normalt ikke så store som de kan være hos rype (Anon. 2012b). Innen fiskeforskningen har det aldri hersket tvil om at beskatning kan påvirke fiskebestandene, mens det for rype lenge var tvil om at beskatning gjennom jakt hadde noen effekt på bestanden (Pedersen og Karlsen 2007). Det er først i de siste 10-20 årene at betydningen av rypejakt har blitt fastslått gjennom forskning (Smith og Willebrand 1999, Pedersen mfl. 2004). En viktig grunn for forståelse av effekten av jakt, er at det er påvist økt vinterdødelighet i bestander som beskattes mer enn 15 % (Sandercock mfl. 2011), såkalt superadditiv dødelighet. Det meste av rypejakta foregår om høsten (september – oktober) på voksne fugler og årets kyllinger, og hekkebestanden er det som overlever fram til neste vår (april – mai). For laks skjer beskatningen om sommeren (juni – august) på voksne individer som har kommet opp i elva for å gyte, i forkant av gyteperioden (oktober – januar).

Ny kunnskap viser at bestandssvingningene vi ser for rype, ikke bare er lokale variasjoner (Kvasnes mfl. 2010). Samvariasjon i bestandssvingninger er også påvist for områder som strekker seg både gjennom Norge og Sverige (Anon. 2012a). Man kan derfor stille seg spørsmålet om det virkelig går an, eller er noe vits i, å forvalte rype på eiendomsnivå når samvariasjonen kan strekke seg over hele den skandinaviske halvøya?

Det er tre hovedårsaker til at bestander samvarierer, det vil si at bestandsdynamikken synkroniseres i tid og rom: (1) predasjon (Ims og Andreassen 2000), (2) bestandene lever under, og påvirkes av de samme miljøpåvirkningene, den såkalte «Moran-effekten» (Moran 1953) og (3) spredning (Lindström mfl. 1996, Paradis mfl. 1999). Mens predasjon og miljøpåvirkning kan forårsake synkronitet innen og mellom arter som lever i samme område, er spredningsfaktoren begrenset til kun å skape synkronitet innad i bestanden, og ikke mellom arter. Viktige miljøfaktorer som predasjon (Smedshaug mfl. 1999, Ims og Andreassen 2000), klima (Moran 1953, Grenfell mfl. 1998, 2005) og næringstilgang kan virke enten alene eller sammen, og således påvirke arters bestandsdynamikk gjennom endringer i reproduksjon, dødelighet eller spredningsmønster. Høsting av bestander kan regnes som predasjon. Predasjon i form av jaktuttak er følgelig en av de få faktorene vi mennesker kan påvirke. Reguleringer av rypejakta er således et virkemiddel som kan påvirke hvilket totalt predasjonstrykk rypa utsettes for.

Forvaltningsmåter

Til tross for flere fellestrekk har forvaltningen av laks og rype tatt forskjellige retninger. Lirype er viet stor oppmerksomhet i forvaltningssammenheng gjennom de omfattende takseringene med stående fuglehund som gjennomføres over hele landet. Lakseforvaltningen har tatt utgangspunkt i at høsting kan påvirke bestandsstørrelse og rekruttering, mens rypeforvaltningen lenge har hatt som utgangspunkt at jakt hadde minimal betydning (Pedersen og Karlsen 2007). I 1989 var 15 % av lakseelvene i Norge stengt for fiske av laks av ulike årsaker. Ingen rypeterreng var stengt for jakt. I 2011 var hele 25 % av elvene stengt for laksefiske (Langset og Staldvik 2011), og noen få rypeterreng var stengt for jakt på grunn av lite fugl. I tillegg til å stenge elver for fiske, er det siden midten av 90-tallet innført dagskvoter i mange vassdrag, vanligvis på én til tre laks per døgn (Langset og Staldvik 2011). Begrepet «bag-limit» er adoptert fra USA, der begrepet først og fremst brukes om det totale antall fisk en fisker kan ta opp, altså det vi her kaller årskvoten. Det er først i de senere år at årskvoter har blitt lagt til som restriksjon i flere norske lakseelver, i tillegg til dagskvoter. I en av Norges største lakseelver, Orkla i Sør-Trøndelag, var det i 2012 en dagskvote på 1 laks per døgn og en sesongkvote på 8 laks, hvorav maksimum 4 laks kunne være større enn 80 cm (Orkla fellesforvaltning 2012). Først etter at dagskvoter i lang tid hadde vært praksis i mange norske lakseelver, begynte rypeforvaltningen å innføre slike kvoter. Ofte var dagskvoten satt alt for høyt, gjerne opp mot seks ryper per dag, selv om all tilgjengelig fangststatistikk viste at et fåtall jegere nådde slike fangster. Selv kvoter så lave som 2 ryper per dag kan i en del tilfeller være for store til å ha noen effekt, fordi kun et fåtall jegere daglig greier å fylle kvoten (Andersen 2002). Resultatet av en slik forvaltning, med for store kvoter, blir å kutte av «toppene», det vil si at de få som virkelig har muligheten til å oppleve alle rypejegeres og laksefiskeres våte drøm, frarøves denne muligheten. Mindre fokus rettes mot den jevne utøveren, som står for brorparten av beskatningen. 

Bestandsovervåkning

Ulike metoder for bestandsovervåking har blitt utviklet. Å skaffe seg oversikt over bestandene har fått økt fokus etter hvert som kravet om bærekraftig høsting og kunnskapsbasert forvaltning har blitt sterkere. I 1995 ble de første forsøkene med linjetaksering etter avstandsmetoden med stående fuglehund startet opp av i regi av Høgskolen i Hedmark, Evenstad. Ved bruk av denne metoden beregnes tetthet av liryper per kvadratkilometer og kyllingproduksjonen per høne (Anon. 2012a), som er to viktige parametere for en kunnskapsbasert rypeforvaltning. I 2012 ble mer enn 200 større og mindre eiendommer taksert ved bruk av denne metoden, og flere av områdene har tidsserier fra slutten på 90-tallet og frem til i dag. For laksen sin del har gytefisktellinger, gytegroptellinger og telling av fisk ved hjelp av fisketellere for eksempel i fisketrapper etter hvert blitt mer utbredt (Anon. 2012b). I mange rypeterreng og lakseelver finnes det derfor etter hvert langtids dataserier som kan bidra til å forbedre forvaltningen av artene. Det er samlet inn fangststatistikk fra laksefiske helt tilbake til 1876, mens for rype har Statistisk sentralbyrå statistikk fra jaktåret 1971. I dag er alle som fisker etter laks pliktig til å levere oppgave over fangsten. Samtidig har også utviklingen av såkalte «laksebørser» for den enkelte lakseelv bidratt på en positiv måte når det gjelder datatilfang til bruk i forvaltningssammenheng. En laksebørs er kort og godt en hjemmeside for et helt laksevassdrag, hvor all fanget laks skal rapporteres inn på valdnivå. Dette gjøres enten av fisker eller grunneier. Her er det ofte opplysninger om laksens vekt, kjønn, type redskap den ble fanget på og om det ble gjenutsatt eller ikke. Laksebørsene fremskaffer fangstdata av meget stor verdi både for lakseforvaltningen, men også for grunneiere som kan bruke statistikken som en del av markedsføringen av laksevald.

Lov om naturmangfold og begrepet bærekraftig høsting

Høsting av vilt og fiskebestander skal skje på en bærekraftig måte. Hvilke føringer som legges til begrepet bærekraftig høsting er gitt av Lov 19. juni 2009 om forvaltning av naturens mangfold (naturmangfoldloven). I paragrafene 4 og 5 finner vi blant annet forvaltningsmålet, som er at artene og deres genetiske mangfold skal ivaretas på lang sikt, og at artene skal finnes i levedyktige bestander i sine naturlige utbredelsesområder. Så langt det er nødvendig for å nå dette målet, skal også artenes økologiske funksjonsområder og de øvrige økologiske betingelsene som de er avhengige av, ivaretas. Videre heter det i paragraf 16 at «høsting kan bare tillates når best tilgjengelig dokumentasjon tilsier at arten produserer et høstingsverdig overskudd». Paragraf 13 åpner for at retningsgivende kvalitetsnormer for naturmangfoldet kan fastsettes blant annet for forekomsten av en art (forfatternes understrekning). Det står i denne paragrafen at hvis en kvalitet fastsatt i en norm etter loven ikke blir nådd, eller det er fare for dette, bør myndigheten utarbeide en plan for hvordan kvaliteten likevel kan bli nådd. Her er det flere ting å merke seg. Først skal det dokumenteres at arten produserer et høstingsverdig overskudd. Vurderingene må skje gjennom ulike former for bestandsovervåking, men hva som er et «høstingsverdig overskudd» er imidlertid ikke definert. Lovgivende myndigheter har åpnet for at forvaltningsmyndighetene kan utarbeide retningsgivende kvalitetsnormer for arter. Retningsgivende kvalitetsnormer fra den sentrale forvaltningen vil oppfattes som en beskrivelse av, eller et mål på, den ønskede naturtilstanden og artenes forekomst. Med andre ord, når er det for få, eller mange nok av en art? Dette er foreløpig ikke definert for ryper. For laks er det utarbeidet et forslag til kvalitetsnormer basert på gytebestandsmål og genetiske integritet (Anon. 2011). Å høste av naturen er en økosystemtjeneste som generer verdier til samfunnet. Økosystemer skal forvaltes på en måte som sikrer at økosystemet skal kunne levere produkter (også omtalt som varer og tjenester) som økosystemet selv, eller mennesket kan nyttiggjøre seg. I et økosystem omsettes biomasse som produseres på ett trofisk nivå (f.eks. gress og planter) til energi på det trofiske nivå som høster av ressursen (hjortevilt som beiter). Økosystemer i ubalanse mellom hva som blir produsert og hva som blir høstet på de ulike trofiske nivåene kan forårsake endringer, såkalte kaskadeeffekter på trofiske nivåer som ligger over eller under det nivået som påvirkes. Som eksempel kan spesialiserte predatorer påvirkes fordi de ikke finner tilstrekkelig mengde byttedyr (en nedenfra og opp- effekt), eller at man opplever overbeiting av hjortevilt på grunn av fravær av predatorer (en ovenfra og ned-effekt). Forvaltningen av økosystemer må derfor ivareta økosystemet som helhet, ikke bare enkelte arter, selv om enkelte arter er ansett for å være nøkkelarter eller indikatorarter på naturtilstanden til økosystemet.

Teoretisk bakgrunn for prinsipper som brukes i lakseforvaltningen

Den nordatlantiske laksevernorganisasjonen, NASCO, har definert laksebestandenes bevaringsgrense (conservation limit) som det minimale antall gytefisk som behøves for å maksimere antall smolt som forlater elva årlig, eller produksjonen ved maksimal bærekraftig avkastning (NASCO 1998, 2009). Maksimal bærekraftig avkastning (maximum sustainable yield, MSY) er et teoretisk – og omdiskutert - konsept som er mye benyttet i fiskeriforvaltning, og er det størst mulige fangstuttak fra bestanden som kan opprettholdes til uendelig tid (Begon mfl. 2006). MSY-konseptet baseres på at bestanden ved høsting holdes på en bestandsstørrelse der netto rekruttering maksimeres (dvs. ved nivå der fødselsrate minus dødsrate er størst og bestanden produserer størst overskudd (Begon mfl. 2006). Forvaltningsmålet er av NASCO definert som det bestandsnivået (gytebestandsstørrelsen) forvaltningen sikter mot for å sikre at bestanden er over bevaringsgrensen, det vil si bevaringsgrensen pluss en sikkerhetsmargin (NASCO 1998, 2009). Dette er en føre-var-tilnærming i forvaltningen av laksebestandene som Norge har sluttet seg til, ved å bruke gytebestandsmål som forvaltningsmål.

Figur 1. Teoretisk modell av prinsippet for maksimal bærekraftig høsting (maximum sustainable yield: MSY), hvor; N er bestanden i forhold til bæreevnen (K, hvor N=100). K/2 er vendepunktet, hvor rekrutteringen avtar, desto nærmere bestandens eller områdets bæreevne man kommer. K/2 gir den teoretisk maksimale vekstrate, hvor det meste av rekrutteringen (maksimal avkastning, men ikke maksimal produksjon) skjer. Linje h illustrerer effekten av høsting i forhold til to ulike bestandsstørrelser, men med like rekrutteringsrater. Ved lav bestandstetthet (situasjon H1:N< k/2), kan enhver beskatning medføre ustabil populasjonsdynamikk, mens beskatning ved bestandstettheter over  K/2 (situasjon H2: N>K/2) og videre opp mot up to bæreevnen (K) vil stabilisere populasjonsdynamikken. Merk at denne modellen er utviklet for arter med tetthetsavhenging vekstrate. Kilde: etter Ricker 1954.

Fastsettelse av ulike biologiske referansepunkter og forvaltningsmål som MSY, høstingsrate ved MSY og gytebestandsmål er basert på en antakelse om at antallet rekrutter (R) i en fiskebestand på en eller annen måte er avhengig av antall gytefisk (S) (Hindar mfl. 2012). Med rekrutter menes produksjon av yngel, smolt, fisk av høstbar størrelse eller antall gytefisk til neste generasjon. Bestand -rekrutteringsmodeller (SR-modeller) for laks bygger gjerne på forholdet mellom gytefisk eller egg (S) og antall smolt produsert (R) (Hindar mfl. 2007, 2012). Slike SR-modeller har gjerne en stigende form som gradvis flater ut mot en maksimalverdi. Utflatingsverdien, eller en verdi nær toppunktet, er vassdragets produksjonsevne. I prinsippet vil en eventuell økning i antallet gytefisk utover denne verdien ikke medføre en økning i antall rekrutter i neste generasjon på grunn av tetthetsregulerende faktorer. De norske gytebestandsmålene for norske lakseelver skal i prinsippet tilsvare denne utflatingsverdien, og gytebestandsmålene er derfor teoretisk sett noe høyere enn MSY.

Tilstrekkelige data til å etablere bestandsspesifikke SR-modeller finnes kun for et fåtall laksebestander (Hindar mfl. 2012). I Norge er det benyttet en tilnærming med å bruke data fra ni elver til å fastsette optimale eggtettheter med hensyn på rekruttering (ikke avkastning), og så overføre resultater fra disse til andre bestander hvor det ikke finnes tilstrekkelige data til å etablere SR-modeller (Hindar mfl. 2007, 2012). Alle norske elver ble på bakgrunn av analyser av de ni elvene inndelt i fire grupper med hensyn på hvor mange rogn som behøves for å maksimere smoltproduksjonen, etter hvor antatt produktive de er ( < 1,5;  1,5-3;  3-5 og > 5 egg/m2). Gytebestandsmål i antall egg for hvert vassdrag ble dermed beregnet basert på elveareal og hvilken eggtetthetsgruppe vassdraget var plassert i.

Tetthetsavhengig regulering av laksebestander foregår hovedsakelig på tidlige livsstadier i elva (Einum og Nislow 2011), mens dødeligheten i havet ser ut til å være påvirket av tetthetsuavhengige prosesser (Jonsson mfl. 1998). På den måten kan vi si at faktorer som påvirker dødelighet på ungfiskstadiet kan bidra til å regulere laksebestander, mens de som medfører dødelighet i sjøfasen bidrar direkte til å begrense gytebestandsstørrelsen (Milner mfl. 2003). Dette innebærer at jo flere smolt som forlater elva av en årsklasse, jo flere gytefisk produserer denne årsklassen. Hvis laksebestandene forvaltes på en slik måte at smoltproduksjonen er maksimert, så er det dødeligheten i havet som bestemmer hvor mange laks som kommer tilbake for å gyte. Noen faktorer som påvirker sjøoverlevelsen er det vanskelig for forvaltningen å påvirke, som for eksempel storskala endringer i økosystemer og klima, mens andre kan det gjøres tiltak mot, som for eksempel økt dødelighet på grunn av økt produksjon av lakselus gjennom oppdrettsaktivitet.

Forvaltning av laks ved bruk av gytebestandsmål som biologisk referansepunkt

Fastsettelse og bruk av gytebestandsmål som biologisk referansepunkt i lakseforvaltningen ble innført fra 2009 (Anon. 2009). Gytebestandsmålet er, som beskrevet ovenfor, en tallfesting av antall gytefisk fastsatt for hver enkelt elv som forvaltere skal søke å nå. Fiske skal bare tillates hvis det er et høstbart overskudd ut over dette. Gytebestandsmålet er gitt som antall egg, eller totalvekt av hunnlaks, og tilsvarer den størrelsen på gytebestanden som er nødvendig for å «fylle opp elva» utfra tall om antall egg per kilo gytefisk, eller med andre ord, for å utnytte elvas maksimale produksjonsevne, inkludert en sikkerhetsmargin, som beskrevet ovenfor (Hindar mfl. 2007, 2011). Det antas, enkelt sagt, at for bestander som er mindre enn gytebestandsmålet (referansepunktet), vil økt gytebestand medføre økt lakseproduksjon. For bestander som har nådd gytebestandsmålet, vil ikke ytterligere økninger i bestandsstørrelse medføre økt produksjon på grunn av tetthetsavhengige faktorer, som for eksempel konkurranse om begrensede ressurser som mat og plass. Etter 2011-sesongen ble måloppnåelsen vurdert i 227 lakseelver, hvilket utgjør 98 % av den totale laksefangsten i Norge (Anon. 2012b). Beskatningsråd for hver enkelt bestand, som er basert på vurdering av om gytebestandsmålet ble nådd de fire forutgående årene, ligger til grunn for forvaltningens reguleringer av laksefisket.

I løpet av juli, midtveis i fiskesesongen, skal det i de største og viktigste vassdragene gjennomføres en evaluering, hvor innsiget av laks og fangster i de ulike størrelsesklasser av laks (< 3 kg, 3-7 kg, > 7 kg), brukes til å vurdere sannsynligheten for at gytebestandsmålet nås inneværende sesong. I hvilken grad man oppnår gytebestandsmålet evalueres dermed underveis i sesongen, og innførte fangstreguleringer som dagskvote og lengde på fiskesesongen kan justeres av forvaltningen ved behov. Det viser seg også at rettighetshavere i flere elver har valgt å innføre fredning av hunnlaksen i august måned dersom elva har stått i fare for ikke å oppnå gytebestandsmålet. Etter vårt syn er innføringen av gytebestandsmål med påfølgende underveisevaluering et godt eksempel på en kunnskapsbasert forvaltningsmåte. I henhold til naturmangfoldlovens føring om retningsgivende kvalitetsnormer, er etableringen av forvaltning etter oppnåelse av gyte- eller hekkebestandsmål et viktig bidrag for å vurdere naturtilstanden.

Fra gytebestandsmål til rypebestandsmål - hvis rype ble forvaltet som laks

Hva kan så rypeforvalterne lære av lakseforvalterne? Og hvordan ville dagens rypeforvaltning sett ut med et biologisk referansepunkt som utgangspunkt for rypeforvaltningen? Her skal vi vise ett eksempel på en mulig fremgangsmåte som kunne passet inn i dagens rypeforvaltning for områder som takseres før jaktstart. I «Rypeforvaltningsprosjektet 2006-2011» var taksering av rypeterreng en sentral komponent (Pedersen og Storaas (Red.), under arbeid), som nå har blitt utbredt over store deler av landet. Takseringer i august sier en hel del om situasjonen før jaktsesongen og er det viktigste grunnlaget for å vurdere om det kan høstes av bestanden, og hvor mye som kan tas ut. Data på rypetetthet og produksjon fra et enkelt rypeterreng over flere år vil etter hvert peke ut et intervall for bestandstetthet (ryper/km2) og produksjon (antall kyllinger/høne). Man kan dermed bruke verdier for tetthet og produksjon fra representative år, som utgangspunkt for å fastsette det biologiske referansepunktet for terrenget (Figur 2). Sett i lys av at rypebestandene de siste årene har vært lave, sammenlignet med historiske tettheter fra lenger tilbake i tid, vil man ved å bruke gjennomsnittsverdier for de senere årene stå i fare for å underestimere den reelle produksjonsevnen for et gitt område. Konsekvensen er at høstingsgraden fortsatt blir for høy, forutsatt at man tar utgangspunkt i et hekkebestandsmål som ligger i området rundt H1-K/2 (se Figur 1). En sikkerhetsmargin bør legges til. For laks ble det derfor brukt faglig skjønn ut fra habitat, produksjonsforhold og historiske maksimumfangster. Produksjonsforholdene i elvene ble ut fra dette klassifisert i fire kategorier fra høyproduktive til lavproduktive habitat (Hindar mfl. 2007). Den naturlige bæreevnen for rypeterreng bør derfor være gjenstand for en skjønnsmessig vurdering basert på en kombinasjon av biologisk kunnskap om rype, kvalitet på ulike terreng og historiske data. Når den naturlige bæreevnen er bestemt, altså hvor mange hekkende ryper som behøves for å nå hekkebestandsmålet, blir neste trinn å fastslå bestandsstatus gjennom rypetakseringer før jaktsesongen. Bestandsstatus før jakt i forhold til hekkebestandsmålet er avgjørende for hvor stort jaktuttaket skal være (Figur 2).

Figur 2. Eksempel på prinsippet for referansepunktbasert forvaltning av rypebestander. Referansepunktet er den definerte nedre grense (ryper/km2) for hvor mange individer som til enhver tid skal være igjen etter jakt (inkl. en sikkerhetsmargin), uavhengig av bestandstetthet før jakt. Er bestanden under referansepunktet skal den ikke beskattes (situasjon lik skravert felt i nedre, venstre hjørne på figuren). Skravert felt over referansepunktet er andel som kan høstes ut, og øker med økende bestandstetthet. I motsetning til modeller som antar en fast beskatningsprosent (for eksempel 15 % regelen) eller andel som kan høstes ut, basert på årets produksjon, vil denne modellen justere beskatningen ut i fra varierende bestandstettheter før jakt.

Dødeligheten hos lirype har vist seg å være svært lav fra jul til starten på hekkesesongen (Sandercock mfl. 2011), men dødeligheten øker en del i forbindelse med revirdannelsen i forkant av hekkesesongen. Overlevelse hos radiomerkede liryper viser av bestanden kan reduseres inntil omtrent 10 %, gitt en situasjon uten jakt, fra perioden før jul til hekkingen starter (Sandercock mfl. 2011). Når terrengets naturlige bæreevne er fastsatt og rypetetthet før jaktsesongen og vinterdødelighet er kjent, kan man beregne det antall fugl som kan tas ut gjennom jakt for å sikre at rypebestanden som går inn i neste hekkesesong tilsvarer en maksimal utnyttelse av «rekrutteringsevnen» til området. På samme måte som gytebestandsmål sikrer en maksimal rekruttering i laksevassdrag, vil man her sikre en vårbestand av rype som utgjør et optimalt utgangspunkt i forkant av hekkesesongen. Det hersker alltid stor usikkerhet rundt hvor mange rypekyllinger som vil vokse opp, men i en slik referansebasert forvaltningstankegang vil man sikre en rypebestand med tilstrekkelig reproduktiv kapasitet til å gjenskape de «gode, gamle dager» når forholdene ligger til rette for det. Det er generelt sett områdets tilgang på ressurser for rypene (mat og skjul) som avgjør hvor mange høner som hekker i det enkelte terreng, derav bruken av begrepet «rekrutteringsevne».

I en referansepunkt-basert forvaltning er det viktigere å beregne hvor mange ryper man skal ha igjen med tanke på neste års produksjon, enn å beregne hvor mange ryper man kan ta ut. Det kan kanskje synes som dette er to sider av samme sak, men i virkeligheten er de to tilnærmingene helt forskjellige. Å forvalte ut i fra målsetting om hvor mye du skal ha igjen etter jakt, og ikke hvor mye man kan ta ut i løpet av jakta, er vesensforskjellig fra dagens måte å forvalte på. Forvaltningen kan ved bruk av referansepunkt-basert forvaltning, tallfeste, og dermed forvalte etter bærekraftprinsippet – høsting av et overskudd.  

Underveisevaluering

Gjennomføres det en underveisevaluering etter den første jaktuka, vil forvaltere se om det er samsvar mellom takseringsresultatet før jakt og andelen ryper som blir høstet ut av bestanden. Underveisevaluering gir en dermed mulighet til åpne opp eller stramme inn, når det gjelder fangstbegrensende tiltak som å avkorte eller utvide jakttiden, justering av kvotestørrelsen eller justering av antall jegere som får slippe til. Forvaltningen kan med andre ord justere seg inn mot hekkebestandsmålet (antall ryper som må være igjen etter jakt), slik at man sikrer seg et optimalt utgangspunkt for neste hekkesesong. Viser takseringer at bestanden ligger over referansepunktet, må eventuelle beskatningsreguleringer vurderes ut i fra hvor mye over referansepunktet den nåværende bestanden ligger. Dersom bestandstettheten er lavere enn referansepunktet (se Figur 1), bør rypa fredes.

Den største forskjellen på å forvalte ut i fra et referansepunkt sammenlignet med dagens praksis, er at man i dag ofte setter begrensninger som er «erfaringsbasert». Erfaring er en nyttig form for kunnskap, men ikke nødvendigvis den beste kunnskapen. Det er ingen etablerte systemer, systematiserte forvaltningsråd eller anbefalinger når det gjelder beskatning av ryper ved ulike tettheter selv om naturmangfoldloven legger opp til at det kan utarbeides retningsgivende kvalitetsnormer. Det som er kjent fra forskning tyder på at allerede ved en beskatning over 15 % , kan man oppleve negative effekter på bestanden (Sandercock mfl. 2011). Andre studier viser til at man trenger en kyllingproduksjon på minst 2,5 kylling per høne for at bestanden skal holde seg stabil frem til neste hekkesesong (Kastdalen 1992), forutsatt at rypebestanden ikke blir beskattet. Er kyllingproduksjonen høyere kan man høste ut andelen over de 2,5 kyllingene. Det er også vist at man kan redusere en bestand kraftig ved jakt (Brøseth og Pedersen 2000). Helt opp til en halvering av bestanden er dokumentert (Pedersen mfl. 1999), men det finnes få, om noen eksempler på at rypa har blitt utryddet i noen områder på grunn av jakt.

Konklusjon

Vi har her skissert et forslag om å innføre et biologisk referansepunkt i form av et mål for hvor mange hekkende ryper som bør være i enkelte terreng og områder. Hekkebestandsmålet skal sikre at områdets produksjonsevne utnyttes optimalt. Før jakta kan bestandsstørrelse estimeres ved rypetakseringer. Estimert bestandsstørrelse ved taksering minus naturlig estimert vinterdødelighet og minus hekkebestandsmålet er det overskuddet, i form av en total kvote, som kan tas ut gjennom jakt.

I en matematisk modell kan dagens situasjon (1) og en referansepunkt-basert forvaltning (2) stilles opp slik:

1. Na-Ju(?)-Nd =Nh(?)

1. Na-Nd-Nh= Ju

Hvor:

Na= estimert rypetetthet i august (ryper/km2, må omregnes til antall fugl for området)

Ju= jaktuttak (antall fugl)

Nd= naturlig dødelighet (%)

Nh= hekkebestand (antall fugl)

(?) er angitt for å vise at denne faktoren i dagens forvaltningsregime ofte har ukjente verdier. I modell 2 med en referansepunkt-basert forvaltning vil noe av usikkerheten rundt viktige bestandsparametre som jaktuttak og hekkebestand reduseres.

Innfører man biologiske referansepunkt i form av et hekkebestandsmål i rypeforvaltningen, har man samtidig definert et mål med forvaltningen. Forvaltningsmål har tidligere manglet eller ikke vært tydelig uttalte innen rypeforvaltningen. Målet med innføring av biologiske referansepunkt er at bestanden etter jaktas slutt skal være på et nivå som sikrer et optimalt utgangspunkt for neste års hekkebestand ut fra til de naturgitte forutsetningene i området som forvaltes. Et biologisk referansepunkt er helt klart i tråd med naturmangfoldlovens intensjoner og kan tjene som en retningsgivende kvalitetsnorm for det enkelte terreng eller område. Klare målsettinger, sammen med innføring av en underveisevaluering, vil gjøre det lettere å vurdere hvordan man ligger an i forhold forvaltningsmålet og om høstingen av rypebestanden er bærekraftig. Samtidig blir det enklere å bestemme hvilke beskatningsreguleringer som er nødvendig for å nå forvaltningsmålet. En rypeforvaltning ut i fra et biologisk referansepunkt vil være en vinn-vinn situasjon for alle parter.

Referanser

Andersen, O. 2002. Er bag-limit noe poeng? Jakt og fiske nr.10/02.

Anon. 2009. Status for norske laksebestander i 2009 og råd om beskatning. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 1: 230 s.

Anon. 2010. Status for norske laksebestander i 2010. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 2: 213 s.

Anon. 2011. Kvalitetsnormer for laks – anbefalinger til system for klassifisering av villaksbestander. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 1: 105 s.

Anon. 2012a. Resultat fra rypetakseringene 2012. Evenstad viltsenters hjemmeside (http://www.hihm.no/Prosjektsider/Evenstad-viltsenter) lesedato: 28.10.2012

Anon. 2012b. Status for norske laksebestander i 2012. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 4: 103 s.

Begon, M., Harper, J.L. & Townsend, C.R. 2006. Ecology: from individuals to ecosystems. Oxford: Blackwell, 738 s.

Brinkmann, A. 1926. Coccidiosen hos lirype. Bergens museums årbok 1926. Naturvitenskaplig rekke, no. 9, Bergen museum.

Brøseth, H. & Pedersen, H.C. 2000. Hunting effort and game vulnerability studies on a small scale: a new technique combining radio-telemetry, GPS and GIS. Journal of Applied Ecology 37: 182-190.

Dahl, K. 1924. Variationer i mængden av Norges smaavildt. Norsk Jæger- og Fiskerforenings Tidsskrift 53: 2- 105.

Einum, S. & Nislow, K.H. 2011. Variation in population size through time and space: theory and recent empirical advances from Atlantic salmon. I: Atlantic salmon ecology, s. 277-298 (red. Ø. Aas, S. Einum, A. Klemetsen & J. Skurdal) Wiley Blackwell.

Greenfell, B. T., Wilson, K., Finkenstadt, B. F., Coulson, T. N., Murray, S., Albon, S. D., Pemberton, J.M., Clutton-Brock, T.H. & Crawley M. J. 1998. Noise and determinism in synchronized sheep dynamics. Nature 394: 674-677.

Grøtan, V., Sæther, B. E., Engen, S., Solberg, E. J., Linnell J. D. C., Andersen, R., Brøseth, H. & Lund. E. 2005. Climate causes large-scale spatial synchrony in population fluctuations of a temperate herbivore. Ecology 86: 1472-1482.

Hindar, K., Diserud, O., Fiske, P., Forseth, T., Jensen, A. J., Ugedal, O., Jonsson, N., Sloreid, S.E., Saltveit, S.E., Sægrov, H. & Sættem, L. M. 2007. Gytebestandsmål for laksebestander i Norge. NINA rapport 226: 78 s.

Hindar, K., Hutchings, J.A., Diserud, O. & Fiske, P. 2011. Stock, recruitment and exploitation. I: Atlantic salmon ecology, s. 299-331 (red. Ø. Aas, S. Einum, A. Klemetsen & J. Skurdal) Wiley Blackwell.

Ims, R. A. & Andreassen, H. P. 2000. Spatial synchronization of vole population dynamics by predatory birds. Nature 408: 194-196.

Jonsson, N., Jonsson, B. & Hansen, L. P. 1998. The relative role of density-dependent and density-independent survival in the life cycle of Atlantic salmon Salmo salar. Journal of Animal Ecology 67: 751-762.

Kastdalen, L. 1992. Skogshøns og jakt.Norges bondelag, Oslo.

Kjelden, J., Krogdahl, R., Heggem, V., Fiske, P., Hvidsten, N.A., Baardsen, S., Stensland, S. & Aas, Ø. 2012. Elvene rundt Trondheimsfjorden. Laks og verdiskaping Oppsummeringsrapport – korrigert versjon. NINA Temahefte 48: 32 s.

Kvasnes, M.J., Storaas, T., Pedersen, H.C., Bjørk, S. & Nilsen, E.B. 2010. Spatial dynamics of Norwegian tatraonid populations. Ecol. Res. 25: 367-374.

Langset, M. & Staldvik, F. 2011. Utvikling i offentlige reguleringer av laksefiske i sjø og vassdrag 1850-2010 – med hovedvekt på fisketid. Notat nr. 5, 2011, Kunnskapssenteret for laks og vannmiljø; Namsos.

Lindström, J., Ranta, E. & Linden, H. 1996. Large-scale synchrony in the dynamics of capercaillie, black grouse and hazel grouse populations in Finland. Oikos 76: 221-227

Milner, N. J., Elliott, J. M., Armstrong, J. D., Gardiner, R., Welton, J. S., Ladle, M. 2003. The natural control of salmon and trout populations in streams. Fisheries Research 62: 111-125.

Moran, P. A. P. 1953. The statistical analysis of the Canadian lynx cycle. II. Synchronization and methodology. Aust J. Zool 1: 291-298 NASCO 1998. Agreement on adoption of a precautionary approach. CNL (98) 46, 4 s. NASCO 2009.

NASCO Guidelines for the Management of Salmon Fisheries. CNL (09) 43, 6 s.

Olstad, O. 1932. Undersøkelser om lirypens forplantningsforhold. Medd. Statens viltundersøkelser 1. serie nr. 1:1-71

Orkla fellesforvaltning. 2012. Regler for fiske etter anadrome laksefisk i Orkla 2012. (http://www.orklaguide.com/info/fiskeforskrift.asp) Lesedato: 29.10.12.

Paradis, E., Baillie, S. R., Sutherland, W. J. & Gregory, R. D. 1999. Dispersal and spatial scale affect synchrony in spatial population dynamics. Ecol. Lett. 2: 114-120

Pedersen, H. C., Steen, H., Kastdalen, L., Svendsen, W. & Brøseth, H. 1999. Betydningen av jakt på lirypebestander. Fremdriftsrapport 1996-1998. NINA Oppdragsmelding 578: 43 s.

Pedersen, H.C., Steen, H., Kastdalen, L., Brøseth, H., Ims, R.A., Svendsen, W. & Yoccoz, N.G. 2004. Weak compensation of harvest despite strong density-dependent growth in willow ptarmigan. Proceedings of the Royal Society of London Series B-Biological Sciences 271: 381-385. Pedersen, H.C. og Karlsen, D.H. 2007. Alt om rypa.Tun forlag, Oslo.

Pedersen, H. C. & Storaas, T. (Red.). Rypeforvaltning. (Ei lærebok fra rypeforvaltningsprosjektet 2006-2011 som skal utgis på Cappelen Damm akademisk, sommeren 2013, artikkelens førsteforfatter er medforfatter på bokkapitlene om jegere, grunneiere, økonomi og forvaltning).

Ricker, W. E. 1954. Stock and recruitment.-J. Fish. Res. Board. Canada (11): 559-623.

Sandercock, B. K., Nilsen, E. B., Brøseth, H. & Pedersen, H. C. 2011. Is hunting mortality additive or compensatory to natural mortality? Effects of experimental harvest on the survival and cause-specific mortality of willow ptarmigan. Journal of Animal Ecology 80: 244-258.

Smedshaug, C.A., Selås, V., Lund, S.E. & Sonerud, G. A. 1999. The effect of a natural reduction of red fox Vulpes vulpes on small game hunting bags in Norway. Wildlife biology 5: 157-166.

Smith, A. & Willebrand, T. 1999. Mortality causes and survival rates of hunted and unhunted willow grouse. Journal of Wildlife Management 63: 722–730.

Skurdal, J., Jonsson, B., Hindar, K. & Sandlund, O. T. 2012. Fiskeforskningen i hunder år: lakse- og innlandsfiskeforskningens historie. Naturen nr. 5: 260-266.

Statistisk sentralbyrå. 2012. www.ssb.no, lesedato: 25. oktober 2012.

Thorstad, E.B., Whoriskey, F.G., Rikardsen, A.H. & Aarestrup, K. 2011. Aquatic nomads: the life and migrations of the Atlantic salmon. I: Atlantic salmon ecology, s. 1-32 (red. Ø. Aas, S. Einum, A. Klemetsen & J. Skurdal) Wiley Blackwell.

Sluttnoter

Takksigelser

Forfatterne ønsker å takke Jostein Skurdal og to anonyme fagfeller for verdifulle kommentarer til manuskriptet. Arbeidet ble gjort mulig gjennom tildeling av interne midler i NINA (Prosjekt nr. 17 870 000).