En parallell utveckling av rumsligt baserade bedömningar är viktig för att i ett så tidigt skede som möjligt kunna inkludera resultat från nya områden i rapporteringen av miljöstatus, i de fall där nya områden initieras i syfte att förbättra tätheten och den geografiska täckningen (se Figur 5). För att kunna göra jämförelser mellan områden måste dock statusen i det undersökta området gå att jämföra kvantitativt med snarlika referensområden. Det här betyder att effekter av naturliga miljöfaktorer som påverkar den förväntade förekomsten av fisk måste beaktas i analysen (Bergström och Olsson 2015).
Idag finns ingen föreslagen metodik för att göra rumsligt baserade bedömningar. Ett tillvägagångssätt skulle vara vara att beräkna
områdesspecifika medelvärden där man med hjälp av statistiska modeller filtrerar ut effekten av naturliga faktorer på lokal skala, till exempel effekten av lokala skillnader i temperatur, djup och vågexponering (Bergström m.fl. 2016).
Identifiering av gränsvärde för god miljöstatus
I den överenskomna metoden för att analysera god miljöstatus hos kustfisk (HELCOM 2015) ingår ett antal kriterier som ska vara uppfyllda för att man kunna definiera ett gränsvärde: • Inom tidsserien ska det gå att identifiera en baslinjeperiod. Denna ska inte
överlappa med bedömningsperioden och ska vara minst dubbla
generationstiden för den dominerande arten. I praktiken innebär detta cirka 10 år. Syftet är att gränsvärdet inte definieras utifrån enskilda starka eller svaga årsklasser, utan representerar en genomsnittlig status över fler generationer. • Baslinjeperioden ska ha relativt stabila hydrologiska och ekologiska
förhållanden, och inte omfatta till exempel stora fluktuationer i födovävens struktur eller i klimat.
• Indikatorn ska inte visa en trend inom baslinjeperioden (n≥10, p>0.05). • Baslinjeperioden ska kunna identifieras som att representera antingen god eller
icke-god miljöstatus. Bedömningen kan göras genom analys av långa tidserier, genom att jämföra med data från närliggande områden med likadana yttre förhållanden, eller genom expertbedömning.
Gränsvärde för god miljöstatus identifieras som värdet vid en viss tillåten avvikelse från medianvärdet under baslinjeperioden. Gränsvärdet beräknas genom resampling med återläggning ett stort antal gånger från samtliga år under baslinjeperioden. Varje stickprov är lika stort som antalet år i bedömningsperioden, och på basen av detta beräknas ett
medianvärde. Om baslinjen representerar god miljöstatus används värdet vid den 5:e percentilen av de beräknade medianvärdena, det vill säga den nedre gränsen för ett enkelsidigt 95 % konfidensintervall. En smoothing parameter används för att förbättra precisionen. Denna beräknas som stickprovets standardavvikelse delat med antalet prover i stickprovet (n).
Utvärdering i relation till gränsvärde
Vid bedömningen jämförs medianvärdet under bedömningsperioden (6 år enligt havsmiljödirektivet) med gränsvärdet för god miljöstatus baserat på information från baslineperioden. Bedömningen görs olika beroende på om baslinjen representerar god miljöstatus eller inte. Om baslinjen representerar god miljöstatus (GES) görs på följande sätt:
• För indikatorer där höga värden betyder en bättre miljöstatus, ska medianvärdet för bedömningsperioden vara ovanför den 5:e percentilen för baslinjeperioden.
• För indikatorer där såväl för höga som för låga värden betyder en sämre miljöstatus, ska medianvärdet vara innanför den 5:e och den 95:e percentilen.
Om baslinjen däremot representerar dåligt miljöstatus (sub-GES), ska en utveckling bort från baslinjens värden eftersträvas, genom att den önskade riktningen anges. God miljöstatus definieras som värden ovanför den 98:e percentilen om indikators värde borde öka och under den 5:e percentilen om indikatorns värde borde minska). Vid nästa bedömningscykel görs en ny utvärdering av baslinjeperiod.
Om en baslinje inte kan idenifieras; utvärdering av trend över tid
Om det inte går att ta fram ett gränsvärde enligt ovanstående kriterier, används en
trendbaserad bedömning som en tillfällig lösning till dess att ett gränsvärde kunnat fastställas. Före bedömningen identifieras trendens önskade riktning hos den aktuella indikatorn analogt med vad som beskrivits ovan. För indikatorer där höga värden betyder en bättre miljöstatus, ska trenden inte minska, förutsatt att indikatorns värden i början av tidsserien representerar god miljöstatus. Där varken för höga eller för låga värden är önskvärda ska det inte finnas någon trend. Om indikatorns värden i början av tidsserien representerar dålig miljöstatus (sub-GES), ska den önskade riktningen eftersträvas. Bedömningen görs som en linjär regressionsanalys.
Kontinuitet
I kustfiskövervakningen används i vissa fall olika metodik och redskap i olika områden av historiska skäl. Det faktum att provfisken med olika redskap inte är kvantitativt jämförbara med varandra, ens när det gäller olika typer av nät, skapar ett problem för jämförbarheten mellan sådana områden. Faktorer som till exempel stationernas placering och redskapets utformning påverkar vilka arter och storlekar av fisk som kan ingå, och medför att till exempel
upprättandet av omräkningstabeller inte är tillräckligt för att lösa skillnaderna. I Östersjön har många provfisken som utförts med äldre metodik fasats ut och ersätts med nyare metoder. Den information som finns i de äldre fiskena blir därmed oanvänd i nyare bedömningar. I vissa fall har provfisken utförda med äldre metodik bevarats för att upprätthålla långa tidsserier. Resultat från provfisken utförda med olika metodik kan kombineras genom att jämföra utfallet av bedömningen snarare än själva indikatorvärdet, eller genom att jämföra standardiserade tidsserier. Problemet med att olika metoder och provtagningsdesigner har olika förutsättningar att provta olika arter och storleksklasser kan dock inte kringgås.
I en revision av provtagningsprogrammet måste värdet av att ha tillgång till historisk information vägas i förhållande till värdet av en högre jämförbarhet mellan områden.