SV Europeiska unionens officiella tidning C 213/1

Kommissionens tillkännagivande: Vägledning om kraven för vattenkraft med anknytning till EU:s naturvårdslagstiftning

(2018/C 213/01)

Dokumentet återspeglar Europeiska kommissionens åsikter och är inte bindande.

Europeiska kommissionen, maj 2018

Katalogref. …

Kopiering tillåten med angivande av källan.

Dokumentet har utarbetats med hjälp av europeiska ekonomiska intressegrupperingens Natura 2000-grupp – Ecosystems LTD, Bryssel, och Beleco, Tjeckien.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Dokumentets syfte 3

1. Översikt över EU:s politik och lagstiftningsram 4

1.1 Fågeldirektivet och habitatdirektivet 4

1.2 Vattendirektivet 6

1.3 Samordning mellan vattendirektivet och naturvårdsdirektiven 6

1.4 Översvämningsdirektivet 8

1.5 SMB- och MKB-direktiven 9

1.6 Förhållandet mellan SMB, MKB och artikel 6 10

2. Sötvattensekosystem och vattenkraft i EU 10

2.1 Statusen för EU:s flod- och sjöekosystem 10

2.2 Påverkan på och hot mot Europas sötvattensekosystem 12

2.3 Vattenkraftens effekter på sötvattensekosystemen 14

2.4 Kumulativa effekter 19

2.5 Att skilja mellan betydande och icke betydande effekter 21

3. Exempel på god praxis för att begränsa effekter och tillämpa ekologiska återställningsåtgärder för vattenkraft 23

3.1 Sträva efter de bästa möjliga ekologiska villkoren för floder i samband med vattenkraft 23

3.2 Hantering av befintliga vattenkraftverk som har en negativ effekt på ett Natura 2000-område 24

3.3 Införa ekologiska begränsande och återställande åtgärder 25

3.4 Exempel på god praxis när det gäller begränsning och/eller ekologisk återställning 29

4. God praxis för tillämpning av en integrerad planeringsstrategi för vattenkraft 36

4.1 Fördelarna med integrerad planering 36

4.2 Integrerade nationella eller regionala vattenkraftsplaner 40

4.3 Kartor över vilda djurs och växters känslighet och zonindelning 41

4.4 Tidiga samråd 44

5. Bedömningsförfarandet enligt habitatdirektivet 46

5.1 Inledning 46

5.2 När krävs förfarandet enligt artikel 6? 46

5.3 Ett stegvist förfarande 47

5.4 Undantag enligt artikel 6.4 57

Förkortningar 61

DOKUMENTETS SYFTE

Detta dokument innehåller riktlinjer och en rad praktiska fallstudier om hur vattenkraft kan drivas enligt kraven i och art- och habitatdirektivet (nedan kallat habitatdirektivet) och fågeldirektivet. I dokumentet undersöks de olika slags effekter som kan uppstå på grund av vattenkraftverksamhet och en rad praktiska erfarenheter används för att visa hur vattenkraftens effekter kan undvikas eller åtminstone minimeras under en mängd olika förhållanden.

Mer generellt är syftet att verka som en kanal för att främja synergier mellan EU:s politik och praxis om energi, naturvård och vatten för att uppnå EU:s mål på ett mer samordnat och, om möjligt, ömsesidigt stödjande sätt.

Kapitel 1 ger en överblick över EU:s politik och lagstiftningsram för hur vattenkraft förväntas drivas i Europa. De viktigaste bestämmelserna i habitatdirektivet och fågeldirektivet sammanfattas kort, liksom deras koppling till vattendirektivet och direktiven om miljökonsekvensbedömningar (MKB-direktivet) och strategiska miljöbedömningar (SMB-direktivet).

I kapitel 2 beskrivs det allmänt oroande tillståndet för EU:s flod- och sjöekosystem och den främsta påverkan på och de främsta hoten mot dem. Efter detta undersöks de många effekter som vattenkraften kan ha på sötvattensekosystem, med särskilt fokus på betydelsen av potentiella kumulativa effekter.

Ett väsentligt antal av Europas vilda djur- och växtarter är beroende av flod- och sjöekosystem för att överleva, inklusive runt 400 sötvattensarter som skyddas genom fågeldirektivet och habitatdirektivet. I nuläget befinner sig dock de flesta av Europas floder i ett mycket försämrat tillstånd och står under enorm påverkan från en mängd olika socioekonomiska verksamheter (inklusive vattenkraft).

Av de senaste rapporterna om miljösituationen (1) framgår det tydligt att det fortfarande finns mycket kvar att göra för att uppfylla målen i vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven. För att göra detta räcker det inte med att man prioriterar ett förebyggande av ytterligare skador på våra floder. Man måste även aktivt återställa deras ekologiska status och undanröja, eller åtminstone i hög grad minska, påverkan på och hoten mot floderna.

I kapitel 3 utforskas olika sätt att uppnå detta, vilket visas med exempel på god praxis för ekologisk återställning från hela EU.

I kapitel 4 ägnas särskild uppmärksamhet åt behovet av strategisk planering och utformning av mer integrerade planer och projekt för vattenkraft som tidigt i planeringsprocessen tar hänsyn till flodens ekologiska behov och om möjligt även inbegriper åtgärder för att förbättra flodens ekologiska status.

Dokumentet fortsätter med en detaljerad beskrivning (kapitel 5) av det förfarande som ska följas vid utförandet av en lämplig bedömning av en plan eller ett projekt som rör vattenkraft enligt artikel 6 i habitatdirektivet. Klargöranden ges om vissa centrala aspekter av denna godkännandeprocess och om kopplingen till EU:s övriga miljöbedömningsförfaranden. Erfarenheter har om och om igen visat att problem med godkännandeprocessen enligt artikel 6 mycket ofta orsakas av lämpliga bedömningar av dålig kvalitet eller ofullständiga sådana.

Vägledningen har främst utformats för att användas av behöriga myndigheter, exploatörer och konsulter. Den kommer även att vara av intresse för icke-statliga organisationer och andra intressenter som arbetar inom vattenkraftssektorn. Dokumentet har sammanställts i samråd med medlemsstaternas myndigheter samt en rad viktiga intressenter och intressegrupper som alla har kommit med värdefulla synpunkter på de olika utkasten.

Dokumentet är avsett att vara bundet av och troget texten i fågeldirektivet och habitatdirektivet och de mer omfattande principer som ligger till grund för EU:s miljö- och vattenkraftspolitik. Förfarandena för god praxis och de föreslagna metoderna är inte avsedda att vara preskriptiva. De är snarare menade att ge användbara råd, idéer och förslag baserat på diskussioner med industriföreträdare, nationella och internationella myndigheter, icke-statliga organisationer, vetenskapliga experter och andra intressenter.

Dokumentet återspeglar enbart kommissionens åsikter och är inte bindande. Den slutgiltiga tolkningen av EU-direktiv görs av EU-domstolen. I tillämpliga fall har befintlig europeisk rättspraxis inkluderats. Denna vägledning bör därför läsas tillsammans med den befintliga allmänna vägledningen och relevanta domar från EU-domstolen om de två direktiven (2).

1. EU:s POLITIK OCH LAGSTIFTNINGSRAM

Vattenkraften spelar en avgörande roll i genomförandet av direktivet om förnybar energi (3) och främjandet av EU:s energimål för 2020–2030. Precis som all annan vattenbaserad verksamhet måste vattenkraften uppfylla kraven i EU:s miljölagstiftning, vilka har införts för att skydda och återställa Europas floder och sjöar. Dessa rättsliga krav fastställs i vattendirektivet, översvämningsdirektivet, fågeldirektivet och habitatdirektivet samt miljöbedömningsdirektiven, dvs. direktivet om miljökonsekvensbedömningar (MKB-direktivet) och direktivet om strategiska miljöbedömningar (SMB-direktivet).

I detta kapitel beskrivs några av de viktigaste bestämmelserna i denna EU-lagstiftning som är relevanta för vattenkraft. Fokus ligger särskilt på de två naturvårdsdirektiven, eftersom dessa utgör det huvudsakliga ämnet för det här dokumentet.

1.1 Fågeldirektivet och habitatdirektivet

Europas floder är en stor källa till biologisk mångfald och en viktig del av vårt rika naturarv. Dessvärre har de genomgått stora förändringar genom årtiondena. Detta har minskat deras motståndskraft och förmåga att försörja naturen och vilda djur och växter. De flesta floders tillstånd har försämrats och behöver återställas.

I och med att EU:s stats- och regeringschefer blivit medvetna om den alarmerande förlusten av biologisk mångfald i Europa ställde de upp det ambitiösa målet att hejda och motverka denna förlust fram till 2020. I maj 2011 antog kommissionen en strategi för biologisk mångfald i EU fram till 2020 (4) med en politisk ram för att uppnå detta. I april 2017 lanserade kommissionen en ny handlingsplan (5) för att snabbt förbättra den praktiska tillämpningen av habitatdirektivet och fågeldirektivet, och skynda på framstegen mot EU:s 2020-mål att hejda och motverka förlusten av biologisk mångfald och ekosystemtjänster.

Fågeldirektivet och habitatdirektivet utgör hörnstenarna i EU:s politik för naturvård och biologisk mångfald. De gör det möjligt för alla medlemsstater att arbeta tillsammans inom en gemensam rättslig ram för att bevara Europas mest hotade, sårbara och värdefulla arter och livsmiljöer i hela deras naturliga utbredningsområde inom EU, oberoende av politiska eller administrativa gränser.

Det övergripande målet med de två direktiven är att se till att de arter och livsmiljötyper som de skyddar bibehålls och återställs till en gynnsam bevarandestatus (6) i hela deras naturliga utbredningsområde inom EU.

Detta mål definieras i positiva termer och är inriktat på en gynnsam situation som ska uppnås och bevaras. Det går därför utöver det grundläggande kravet att undvika försämring.

Definition av gynnsam bevarandestatus enligt habitatdirektivet Artikel 1 En livsmiljös bevarandestatus innebär summan av de faktorer som påverkar en livsmiljö och dess typiska arter och som på lång sikt kan påverka dess naturliga utbredning, struktur och funktion samt de typiska arternas överlevnad på lång sikt inom EU:s territorium. En livsmiljös bevarandestatus anses ”gynnsam” när — dess naturliga utbredningsområde och de som ytor den täcker inom detta område är stabila eller ökande, — den särskilda struktur och de särskilda funktioner som är nödvändiga för att den ska kunna bibehållas på lång sikt finns, och sannolikt kommer att finnas under en överskådlig framtid, och — bevarandestatusen hos dess typiska arter är gynnsam. En arts bevarandestatus innebär summan av de faktorer som påverkar den berörda arten och som på lång sikt kan påverka den naturliga utbredningen och mängden hos dess populationer inom EU:s territorium. Bevarandestatusen anses ”gynnsam” när — uppgifter om den berörda artens populationsutveckling visar att arten på lång sikt kommer att förbli en livskraftig del av sin livsmiljö, — artens naturliga utbredningsområde varken minskar eller sannolikt kommer att minska inom en överskådlig framtid, och — det finns, och sannolikt kommer att fortsätta att finnas, en tillräckligt stor livsmiljö för att artens populationer ska bibehållas på lång sikt.

För att uppnå detta mål innehåller EU:s naturvårdsdirektiv krav på att medlemsstaterna särskilt ska genomföra följande två huvudsakliga typer av åtgärder:

— Utse och bevara kärnområden för skydd av de arter och livsmiljötyper som anges i bilagorna I och II till habitatdirektivet och i bilaga I till fågeldirektivet, och för skydd av regelbundet förekommande flyttfåglar. Dessa områden utgör det EU-omfattande Natura 2000-nätverket, som för närvarande omfattar över 27 500 områden. Sjö- och flodekosystem täcker runt 4 % av den totala ytan för Natura 2000 (Europeiska miljöbyrån, 2010, för EU-27).

— Inrätta ett artskyddssystem för alla vilda europeiska fågelarter och andra arter som anges i bilaga IV till habitatdirektivet. Åtgärderna är tillämpliga på arternas hela naturliga utbredningsområde i EU, dvs. både i och utanför skyddade områden som Natura 2000.

Bestämmelser om skydd av Natura 2000-områden

Skydd, skötsel och förvaltning av Natura 2000-områden regleras genom bestämmelserna i artikel 6 i habitatdirektivet, som också fastställer förhållandet mellan bevarandet av området och annan markanvändning i och runt området, som vattenkraft (7).

Artikel 6 är indelad i följande två typer av åtgärder:

— Den första typen av åtgärd rör skötsel och förvaltning av bevarande för alla Natura 2000-områden och fastställandet av bevarandemål för dessa områden. Genom den krävs det att alla medlemsstater ska a) utarbeta och genomföra positiva åtgärder för bevarande som motsvarar de ekologiska behoven hos de livsmiljötyper i bilaga I och de arter i bilaga II som finns i områdena (artikel 6.1), och b) vidta lämpliga åtgärder för att förhindra all försämring av livsmiljötyper och livsmiljöer för arter samt betydande störningar av de arter som finns där (artikel 6.2). I habitatdirektivet rekommenderas det att man utarbetar skötsel- och förvaltningsplaner för Natura 2000 för att fastställa nödvändiga bevarandeåtgärder för Natura 2000-områden på ett öppet och överblickbart sätt. Sådana planer är användbara verktyg för att fastställa mål vad gäller bevarande och för att hjälpa alla intressenter och intressegrupper att skapa sig en gemensam uppfattning om skötsel- och förvaltningslösningarna för ett område. Planerna tillhandahåller även en mekanism för att integrera bevarandeåtgärder för Natura 2000 i det mer omfattande åtgärdsprogrammet enligt vattendirektivet.

— Den andra typen av åtgärd (som regleras genom artikel 6.3) rör bedömningsförfarandet för alla planer eller projekt som skulle kunna påverka ett eller flera Natura 2000-områden (se kapitel 5 för mer information). Sammanfattningsvis kräver bedömningsförfarandet att alla planer eller projekt som kan antas ha betydande effekter på ett Natura 2000-område ska genomgå en lämplig bedömning för att studera dessa effekter i detalj, med tanke på målsättningen för bevarandet av området. Den behöriga myndigheten kan bara godkänna en plan eller ett projekt om myndigheten utifrån resultatet av den lämpliga bedömningen har förvissat sig om att det berörda området inte kommer att skadas av planen eller projektet. Det är viktigt att poängtera att skyldigheten ligger i att visa frånvaro (snarare än förekomst) av betydande negativa effekter. I exceptionella fall kan ett undantag (artikel 6.4) åberopas för att godkänna en plan eller ett projekt med skadlig effekt på ett Natura 2000-områdes integritet, om det kan visas att det inte finns några mindre skadliga alternativ och att planen eller projektet anses behövas av tvingande orsaker som har ett väsentligt allmänintresse. I sådana fall måste lämpliga kompensationsåtgärder garanteras för att se till att Natura 2000 totalt sett förblir sammanhängande. Det är viktigt att poängtera att habitatdirektivets bedömningsförfarande inte är samma förfarande som det som anges i MKB-direktivet eller SMB-direktivet (8) och artikel 4.7 i vattendirektivet, även om de helst bör integreras med varandra, eller åtminstone samordnas.

Artskyddsbestämmelser

Den andra uppsättningen bestämmelser i naturvårdsdirektiven rör skyddet av vissa arter i hela deras naturliga utbredningsområde i EU, dvs. oavsett om de finns i eller utanför Natura 2000-områden. Artskyddsåtgärderna gäller arterna i bilaga IV till habitatdirektivet och alla vilda fågelarter i EU. De exakta villkoren fastställs i artikel 5 i fågeldirektivet och artiklarna 12 (för djur) och 13 (för växter) i habitatdirektivet.

Sammanfattningsvis måste medlemsstaterna förbjuda följande vad gäller dessa arter:

— Att avsiktligt störa dessa arter under parning, uppfödning, övervintring och flyttning.

— Att skada eller förstöra parningsplatser eller rastplatser.

— Att avsiktligt förstöra bon eller ägg, eller dra upp med rötterna eller förstöra skyddade växter.

Undantag från dessa artskyddsbestämmelser får endast medges i begränsade fall (t.ex. för att förhindra allvarlig skada på gröda eller boskap, eller av hänsyn till människors hälsa och säkerhet), förutsatt att det inte finns någon annan tillfredsställande lösning och att följderna av dessa undantag är förenliga med direktivens övergripande syften. Villkoren för att tillämpa undantag fastställs i artikel 9 i fågeldirektivet och artikel 16 i habitatdirektivet (9).

Artskyddsbestämmelserna är ytterst relevanta även för vattenkraftanläggningar utanför Natura 2000-områden. Syftet med bestämmelserna är att se till att ny utveckling inte förstör parnings- eller rastplatserna för de vilda fåglar eller arter som anges i bilaga IV till habitatdirektivet, såvida inte ett undantag har begärts av de behöriga myndigheterna enligt villkoren i direktivet. Denna bestämmelse kan vara särskilt viktig för vattenkraft vid floder som hyser flyttande arter såsom flyttfåglar eller vandringsfisk, t.ex. europeisk stör (Acipenser sturio) eller asper (Zingel asper), som båda finns i upptagna i bilaga IV till habitatdirektivet.

1.2 Vattendirektivet

Genom vattendirektivet upprättas en ram för skydd och hållbar förvaltning av inlandsytvatten (floder och sjöar), vatten i övergångszon (estuarier, flodmynningar), kustvatten och grundvatten. Syftet med direktivet är att se till att alla vattenförekomster som en regel uppnår ”god status” till 2015 (förutom för kraftigt modifierade och konstgjorda vattenförekomster där målet är att uppnå en god ekologisk potential). Liksom naturvårdsdirektiven går vattendirektivet utöver det grundläggande kravet att förhindra ytterligare försämring av vattenförekomster och terrestra ekosystem samt våtmarker som är direkt beroende av det akvatiska ekosystemet.

För att bidra till uppnåendet av detta mål innehåller vattendirektivet krav på att medlemsstaterna ska inrätta en förvaltningsplan för varje avrinningsdistrikt. I direktivet föreskrivs en cyklisk process där förvaltningsplaner för avrinningsdistrikt utarbetas, genomförs och ses över vart sjätte år.

1.3 Samordning mellan vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven

Vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven är nära sammankopplade eftersom syftet med alla tre är att skydda och återställa Europas sötvattensekosystem. De bör därför genomföras på ett samordnat sätt för att se till att de fungerar enhetligt. Nedan framhävs några av viktigaste punkterna för samverkan mellan vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven som är särskilt relevanta för vattenkraftverk, som hämtats från kommissionens vanliga frågor och svar om kopplingar mellan vattendirektivet och naturvårdsdirektiven (10).

Uttalade mål för vattendirektivet och naturvårdsdirektiven

Vattendirektivet och naturvårdsdirektiven är, åtminstone delvis, tillämpliga på samma miljö och har i stort sett samma ambitioner när det gäller att förhindra att floder försämras och förbättra de akvatiska ekosystemens tillstånd. Men trots att de har liknande övergripande syften har de olika specifika mål, även om dessa är nära sammankopplade.

Syftet med vattendirektivet är att skydda och förbättra allt ytvatten och grundvatten så att vattnet uppnår god status eller potential och inte försämras. Fågeldirektivet och habitatdirektivet syftar däremot till att skydda, bibehålla och återställa särskilda arter och livsmiljötyper för att de ska uppnå en gynnsam bevarandestatus i hela deras naturliga utbredningsområden i EU.

Att uppnå god ekologisk status enligt vattendirektivet bidrar vanligtvis till att uppnå målen för bevarande av vattenberoende livsmiljöer och arter i Natura 2000, och vice versa. Kravet på ”god ekologisk status” avser dock vattenförekomster, medan gynnsam bevarandestatus avser särskilda livsmiljötyper och arter.

Det räcker därför inte nödvändigtvis att uppnå god ekologisk status för att uppnå gynnsam bevarandestatus, även om alla vattenförekomster skulle uppnå god ekologisk status. Det kan därför finnas ett behov av att genomföra ytterligare bevarandeåtgärder för att uppnå Natura 2000-områdets bevarandemål för de arter och livsmiljötyper för vilka området utsetts.

Detta konstateras uttryckligen i vattendirektivet. I artikel 4.2 i vattendirektivet anges att ”om fler än ett av målen […] avser en viss vattenförekomst, skall det strängaste målet gälla”. Om ett Natura 2000-område till exempel har utsetts för uttrar eller flodpärlmusslor kan det också vara nödvändigt att reglera överfiske, även om detta inte är nödvändigt för att uppnå god ekologisk status enligt vattendirektivet.

Dessa ytterligare krav bör helst införas, eller det bör åtminstone hänvisas till dessa, i förvaltningsplanen för avrinningsdistrikt enligt vattendirektivet, genom särskilda bestämmelser om skyddade områden för att säkerställa samstämmighet (och undvika konflikter) mellan vattendirektivets åtgärder och Natura 2000-åtgärderna (se artikel 4.1 c).

Kraftigt modifierade eller konstgjorda vattenförekomster och Natura 2000

Enligt artikel 4.3 i vattendirektivet kan vissa vattenförekomster vars fysiska karakteristika har modifierats betydligt av mänsklig verksamhet betecknas som kraftigt modifierade vattenförekomster om de överensstämmer med alla bestämmelser i artikel 4.3 (11). Vattenförekomster som har skapats genom mänsklig verksamhet där det inte fanns någon vattenförekomst innan (t.ex. av människan framställda vattenmagasin eller konstgjorda sjöfartskanaler) kan betecknas som konstgjorda vattenförekomster.

För kraftigt modifierade vattenförekomster och konstgjorda vattenförekomster tillämpas vattendirektivets mål om ”god ekologisk potential” (i stället för god ekologisk status) om kraven för mindre stränga mål inte är tillämpliga, såsom ”måttlig ekologisk potential”. Kort sagt avser detta det bästa genomförbara ekologiska förhållande som är förenligt med den legitima användning som utgjorde grunden för dess beteckning som en kraftigt modifierad vattenförekomst eller konstgjord vattenförekomst (12).

En kraftigt modifierad vattenförekomst eller konstgjord vattenförekomst kan även betecknas som ett Natura 2000-område om det hyser en art eller livsmiljötyp som finns upptagen i bilaga I till fågeldirektivet eller i bilaga I eller II till habitatdirektivet. I sådana fall måste lämpliga bevarandeåtgärder genomföras även för denna art eller livsmiljö, i enlighet med områdets bevarandemål. För att upprepa kan dessa åtgärder vara strängare än de som krävs för att uppnå ”god ekologisk potential”. De bör även integreras i vattendirektivets förvaltningsplaner för avrinningsdistrikt genom särskilda bestämmelser om skyddade områden (se artikel 4.1 c tillsammans med artikel 4.2).

Bedömning av ny utveckling enligt vattendirektivet

Precis som naturvårdsdirektiven har vattendirektivet särskilda bestämmelser för bedömning av ny utveckling som rör vattenförekomster. Enligt artikel 4.7 i vattendirektivet kan myndigheterna godkänna undantag för nya modifieringar och hållbara mänskliga utvecklingsverksamheter som leder till att statusen hos en vattenförekomst försämras eller som står i vägen för god ekologisk status eller potential, eller god grundvattenstatus under vissa omständigheter. Det omfattar eventuellt ny utveckling som rör vattenkraft (13).

Om utvecklingen eventuellt påverkar både ett mål enligt vattendirektivet och ett Natura 2000-område ska både förfarandet i artikel 4.7 i vattendirektivet och bedömningsförfarandet för Natura 2000 i artikel 6.3 i habitatdirektivet genomföras (helst på ett samordnat och integrerat sätt). Förfarandena har olika rättsliga fokus: Ett används för att bedöma om projektet sannolikt kommer att äventyra de huvudsakliga målen i vattendirektivet, medan det andra används för att bedöma om projektet kommer att skada ett Natura 2000-område som helhet. Detta förhindrar dock inte att vissa aspekter av bedömningen samordnas, t.ex. genom undersökningar och samråd.

I vattendirektivet framgår det tydligt att utvecklingen inte får utföras om den inte överensstämmer med EU:s övriga miljölagstiftning. Med andra ord kan projektet inte godkännas enligt vattendirektivet om det skadar ett Natura 2000-område som helhet, även om det inte äventyrar målen i vattendirektivet, såvida inte ett undantag enligt artikel 6.4 i habitatdirektivet också har godkänts. Klargöranden av tillämpningen av artikel 4.7 i vattendirektivet, om undantag från miljömålen, inklusive kopplingen till naturvårdsdirektiven, tillhandahålls i den gemensamma genomförandestrategins vägledningsdokument nr 36 om artikel 4.7 i vattendirektivet, som godkändes under 2017 (14).

Bevarande av flodpärlmusslor i Irlands delavrinningsområden Flodpärlmusslan (Margaritifera margaritifera) är ett av jordens mest långlivade ryggradslösa djur. På grund av sin komplexa livscykel och behovet av nära nog naturligt, rent strömmande vatten är den en viktig bioindikatorart för flodekosystemens kvalitet. Arten skyddas genom EU:s habitatdirektiv men har en ogynnsam bevarandestatus i hela Irland. Sedimentation eller sedimentation med tillförsel av näringsämnen har fastställts som de främsta anledningarna till detta. Under 2009 utarbetades nationell lagstiftning för att bidra till uppnåendet av gynnsam bevarandestatus för flodpärlmusslor. Genom lagstiftningen fastställdes obligatoriska miljökvalitetsmål för flodpärlmusslans livsmiljöer i Natura 2000-områden. Lagstiftningen innehöll även krav på att förvaltningsplaner för delavrinningsdistrikt ska utarbetas, tillsammans med ett åtgärdsprogram. Syftet med planerna var att ta itu med frågor som rör hela tillrinningsområden och som bidrar till artminskningen. Det använda formatet återspeglade det format som användes för förvaltningsplanerna för avrinningsdistrikt enligt vattendirektivet, så att förvaltningsplanerna för delavrinningsdistrikt senare skulle kunna användas inom ramen för förvaltningsplanerna för avrinningsdistrikt. I Irland framhävdes den nära kopplingen mellan habitat- och fågeldirektiven och vattendirektivet i ett tidigt skede. Under 2009 inrättade den nationella tekniska samordningsgruppen för vattendirektivet en underkommitté, National Conservation Working Group, som skulle arbeta med att utveckla vattendirektivets naturvårdsaspekter. Arbetsgruppens huvudsakliga mål var att se till att denna utveckling av vattendirektivets naturvårdsaspekter var väl samordnad och hade stöd i Irland, samt att underlätta effektiv kommunikation mellan de relevanta statliga organ som var delaktiga. Gruppen spelade en viktig roll med avseende på planerna för delavrinningsdistrikt för flodpärlmusslor när det gällde att förbättra och vidareutveckla en nationell uppsättning standardåtgärder (en ”verktygslåda”) för tillrinningsområden där flodpärlmusslor lever, som är praktiska, funktionella och kostnadseffektiva. Gruppen såg också över planerna för att se till att de var genomförbara och effektiva, och fastställde luckor i strategier och vägledningar som skulle kunna hindra planernas genomförande. http://www.wfdireland.ie/docs/5_FreshwaterPearlMusselPlans/ http://kerrylife.ie http://www.environ.ie/en/Environment/Water/WaterQuality/WaterFrameworkDirective/

1.4 Översvämningsdirektivet

I november 2007 antogs direktiv 2007/60/EG. Genom direktivet inrättas en ram för att bedöma och hantera översvämningsrisker, och det krävs att medlemsstaterna upprättar följande:

— Kartor över översvämningshotade områden och översvämningsrisker som kartlägger fastställda översvämningsriskområden per avrinningsområde (eller något annat förvaltningsområde enligt överenskommelse). Kartorna bör även visa möjliga negativa följder i samband med olika översvämningsscenarier, inklusive information om potentiella källor till miljöföroreningar som en följd av översvämningar, samt skyddade områden som Natura 2000-områden på sådana platser (tidsfrist december 2013).

— Planer för hantering av översvämningsrisker för att hantera och minska de möjliga negativa följderna av översvämning. Planerna bör även innehålla prioriterade åtgärder som tar itu med alla aspekter av hanteringen av översvämningsrisker, från förebyggande och skydd till beredskap, med hänsyn till särdragen i det särskilda avrinningsområdet eller delavrinningsområdet (tidsfrist december 2015).

Verksamhet inom ramen för översvämningsdirektivet ska uppfylla kraven i naturvårdsdirektiven. Om en översvämningsskyddsåtgärd exempelvis riskerar att påverka ett eller flera Natura 2000-områden ska även denna åtgärd följa förfarandet i artikel 6 i habitatdirektivet, och en lämplig bedömning bör utföras för att bedöma hur planen eller projektet möjligen kan påverka området/områdena.

1.5 SMB- och MKB-direktiven

SMB-direktivet

Direktiv 2001/42/EG om bedömning av vissa planers och programs miljöpåverkan (nedan kallat SMB-direktivet) syftar till att tillhandahålla en hög skyddsnivå för miljön. Detta eftersträvas genom att säkerställa att de miljömässiga konsekvenserna av vissa planer och program fastställs, bedöms och beaktas medan de utarbetas och innan de antas.

En strategisk miljöbedömning är obligatorisk för ett antal olika planer och program som fastställer ramen för kommande tillstånd för projekt som finns förtecknade i MKB-direktivet. Den är även obligatorisk för planer eller program som på grund av sin troliga betydande påverkan på Natura 2000-områden kräver en bedömning enligt artikel 6.3 i habitatdirektivet.

Enligt förfarandet för strategisk miljöbedömning ska medlemsstaterna utarbeta en miljörapport som bedömer vilken betydande miljöpåverkan som planerna och programmen kan antas ha, och effekterna av rimliga alternativ. Medlemsstaterna ska dessutom samråda med allmänheten och de myndigheter som på grund av sitt särskilda miljöansvar kan antas bli berörda av den miljöpåverkan som följer av genomförandet av planer och program (dvs. miljömyndigheter).

Samrådet ska ske på ett tidigt stadium och vara effektivt. Det ska ge miljömyndigheterna och allmänheten möjlighet att yttra sig om utkastet till plan eller program och om den bifogade miljörapporten innan planen eller programmet antas. Arbetet med att utarbeta den strategiska miljöbedömningen är avsett att samordnas med utvecklingen av planen, vilket leder till att miljöhänsyn införs i den slutliga versionen av planen.

Slutligen är syftet med den strategiska miljöbedömningen att uppmuntra ett mer integrerat och effektivt förhållningssätt till fysisk planering där miljön, inklusive aspekter som rör biologisk mångfald, tas med i beräkningen mycket tidigare i planeringsprocessen och på ett mycket mer strategiskt sätt. Detta bör leda till färre konflikter i senare skeden inom ramen för enskilda projekt. Det möjliggör även en lämpligare lokalisering av kommande utveckling långt från potentiella konfliktområden, som i Natura 2000-områden.

MKB-direktivet

Medan SMB-processen är avsedd för planer och program är direktiv 2011/92/EU, i dess lydelse enligt direktiv 2014/52/EU (allmänt kallat MKB-direktivet), avsett för enskilda offentliga och privata projekt. På grund av detta bör tillståndet att anlägga ett projekt (15) som kan antas påverka miljön betydligt ges först efter det att en bedömning har gjorts av den miljöpåverkan som projektet kan antas medföra.

I MKB-direktivet görs en åtskillnad mellan projekt som kräver en obligatorisk miljökonsekvensbedömning (”projekt i bilaga I” (16)) och projekt där myndigheterna i medlemsstaten ska fastslå om projekten kan antas ha betydande effekter (”projekt i bilaga II”). Detta görs genom ett screeningförfarande där man beaktar kriterierna i bilaga III till direktivet. De flesta anläggningar för produktion av vattenkraftsbaserad energi är projekt i bilaga II (17).

1.6 Kopplingen mellan SMB, MKB och artikel 6.3 i habitatdirektivet

Enligt MKB-direktivet (i dess lydelse enligt direktiv 2014/52/EU) bör ett samordnat och/eller gemensamt förfarande genomföras om en bedömning av ett projekt krävs enligt både MKB-direktivet och naturvårdsdirektiven. Kommissionen har tagit fram vägledning för att upprätta samordnade och/eller gemensamma förfaranden för projekt (18) för vilka det krävs samtidig bedömning enligt MKB-direktivet, habitatdirektivet, fågeldirektivet, vattendirektivet och direktivet om industriutsläpp.

Inom det samordnade förfarandet ska medlemsstaterna samordna de olika enskilda bedömningar av ett visst projekts miljöpåverkan som krävs enligt tillämplig unionslagstiftning genom att utse en myndighet för detta syfte. Inom det gemensamma förfarandet ska medlemsstaterna göra en samlad bedömning av ett visst projekts miljöpåverkan, vilket krävs enligt tillämplig unionslagstiftning.

Den lämpliga bedömningen enligt EU:s naturvårdslagstiftning bör trots detta fortfarande vara en tydligt urskiljbar och identifierbar del av den övergripande miljörapporten. Anledningen till detta är att habitatdirektivets lämpliga bedömning mäter andra aspekter av den naturliga miljön och har andra kriterier för att fastslå vad som är ”betydande” än miljökonsekvensbedömningarna/de strategiska miljöbedömningarna. Miljökonsekvensbedömningarna/de strategiska miljöbedömningarna tar hänsyn till alla aspekter av miljön, inklusive den biologiska mångfalden. Bedömningen i naturvårdsdirektiven är däremot särskilt inriktad på möjliga effekter på de arter och livsmiljötyper för vilka Natura 2000-området har utsetts.

Det finns även skillnader mellan de olika bedömningarnas resultat. I bedömningarna inom SMB och MKB fastställs förfarandekrav men inga obligatoriska miljöstandarder. Resultatet av bedömningen enligt habitatdirektivet är däremot direkt bindande för den behöriga myndigheten, och genom denna fastställs villkor för det slutliga beslutet.

Om det med andra ord inte kan konstateras genom den lämpliga bedömningen att planen eller projektet inte kommer att skada ett Natura 2000-område får myndigheten inte godkänna planen eller projektet i dess nuvarande form, om den eller det (i undantagsfall) inte uppfyller villkoren i undantagsförfarandet i artikel 6.4.

Om en bedömning måste göras enligt habitatdirektivet har EU-domstolen klargjort att SMB-direktivet är tillämpligt av egen kraft för planer och program (19).

Vägledning om rationalisering av miljökonsekvensbedömningar för energiinfrastruktur och projekt av gemensamt intresse Precis som alla andra utvecklingsprojekt omfattas vattenkraft av ett antal miljöbedömningsförfaranden. Kommissionen har utfärdat en vägledning om hur man kan rationalisera dessa olika förfaranden, särskilt för projekt av gemensamt intresse enligt förordningen om transeuropeiska energinät, samtidigt som man säkerställer högsta möjliga miljöskydd i enlighet med EU:s miljölagstiftning. Kommissionens vägledning ger en rad rekommendationer som, även om de har utformats för projekt av gemensamt intresse, också är relevanta för alla energiplaner eller energiprojekt, inklusive vattenkraftsexploatering. Rekommendationerna är särskilt inriktade på — tidig planering och fastställande av färdplaner och omfattning för bedömningar, — tidig och effektiv integrering av miljöbedömningar och av andra miljökrav, — samordnat förfarande och tidsfrister, — insamling av data, datautbyte och kvalitetskontroll, — gränsöverskridande samarbete, och — effektiv medverkan från allmänheten på ett tidigt stadium. http://ec.europa.eu/environment/eia/pdf/PCI_guidance.pdf

2. SÖTVATTENSEKOSYSTEM OCH VATTENKRAFT I EU

2.1 Statusen för EU:s flod- och sjöekosystem

Floder och sjöar är strukturellt komplexa och mycket dynamiska, vilket gör dem till otroligt rika ekosystem som bringar liv, eller i detta fall för med sig vatten, till stora delar av det omgivande landskapet. De är inte enbart värdefulla livsmiljöer i sig, utan fungerar även som mycket viktiga ekologiska korridorer som bidrar till arters spridning och migration över långa avstånd. De ansvarar också för utvecklingen av en rik mosaik av sammankopplade vattenberoende våtmarker, som svämskogar, marskland, kärr och våtängar, som stärker deras övergripande biologiska mångfald ännu mer.

Ett väsentligt antal av Europas vilda djur- och växtarter är beroende av flod- och sjöekosystem för att överleva, inklusive runt 400 sötvattensarter som skyddas genom fågeldirektivet och habitatdirektivet. Sammanlagt täcker sjöar och floder runt 4 % av markytan för Natura 2000 (omkring 31 560 km2, ett område som är större än Belgien), och har utsetts för arter som lax (Salmo salar), utter (Lutra lutra), kungsfiskare (Alcedo atthis), vitfotad flodkräfta (Austropotamobius pallipes) och tjockskalig målarmussla (Unio crassus), samt livsmiljötyper som vattendrag på slätt- till bergsnivå, alluviala skogar, våtängar, fuktiga gräsmarker och kärr.

Floderna utgör dessutom en väsentlig multifunktionell resurs för Europas ekonomiska och sociala välbefinnande, eftersom de tjänar ett stort antal olika sektorer och används för att förse samhället med många viktiga varor och tjänster. Den intensiva användningen har dock inneburit enorma påfrestningar för denna värdefulla resurs under de senaste 150 åren, vilket har lett till att få stora floder numera är helt naturliga. Utöver föroreningar i olika grad och höga utsläpp av näringsämnen, vilket har försämrat vattenkvaliteten betydligt, har många floder även förändrats avsevärt i fråga om deras hydromorfologi, naturliga flödesdynamik och ekologiska förbindelser.

2015 konstaterades det i Europeiska miljöbyråns rapport om tillståndet för Europas miljö (20) att mindre än hälften av Europas sjöar och vattendrag hade uppnått en god ekologisk status eller potential. 2009 var endast 43 % av ytvattenförekomsterna av god eller hög ekologisk status. Situationen förväntades inte förbättras särskilt mycket fram till 2015, och endast 53 % av vattenförekomsterna förväntades uppnå en god ekologisk status. Detta är långt från de mål som fastställts i vattendirektivet.

Situationen är ännu allvarligare för EU:s skyddade sötvattensarter och sötvattenslivsmiljöer. Enligt kommissionens senaste miljötillståndsrapport om bevarandestatus för livsmiljötyper och arter som skyddas enligt de två naturvårdsdirektiven för 2007–2012 (21) hade nästan tre fjärdedelar av sötvattensarterna (74 %) och sötvattenslivsmiljöerna (73 %) en ogynnsam-otillräcklig eller ogynnsam-dålig status. För att jämföra hade endast 17 % respektive 16 % en gynnsam status.

Bevarandestatus

Bevarandestatus

a) Arter (5 615 bedömningar)

b) Livsmiljöer (94 bedömningar)

Gynnsam

Okänd

Ogynnsam–otillräcklig

Ogynnsam–dålig

Bevarandestatus och tendenser för a) arter och b) livsmiljöer (habitatdirektivet) med koppling till flod- och sjöekosystem. Källa: Europeiska miljöbyrån, 2015b, rapporter och bedömningar enligt artikel 17.

Den överlag dåliga statusen för Europas floder är mycket oroande. Det står klart att många av Europas floder befinner sig i ett mycket försämrat tillstånd och att det finns mycket kvar att göra för att uppfylla målen i vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven. För att uppnå detta räcker det inte med att prioritera ett förebyggande av ytterligare försämring av floderna. Man måste även aktivt återställa deras ekologiska tillstånd.

2.2 Påverkan på och hot mot Europas sötvattensekosystem

Vattenförekomster kan påverkas av en mängd olika verksamheter. I synnerhet har hydromorfologisk påverkan haft en stor inverkan och påverkar mer än 40 % av vattendragen och vattnen i övergångszon. Med utgångspunkt i den första karakteriseringen av avrinningsområden inom ramen för vattendirektivet (22) har de flesta EU-medlemsstater angett att de starkaste påverkansfaktorerna är stadsutveckling, översvämningsskydd, kraftproduktion (inklusive vattenkraft), inlandssjöfart, uträtning av vattendrag och markdränering för jordbruk, och att dessa faktorer i högsta grad påverkar vattenförekomsternas hydromorfologiska status.

Påverkan på floder

Effekter på floder

Ingen påverkan (22)

Inga effekter (19)

Punktkällor (22)

Tillförsel av organiska ämnen (16)

Diffusa källor (22)

Tillförsel av näringsämnen (19)

Förorening (18)

Vattenuttag (19)

Försurning (10)

Hydromorfologi (22)

Förändrad livsmiljö (16)

Annan påverkan (19)

Andra effekter (14)

Procentandel av vattenförekomster

Procentandel av vattenförekomster

Betydande påverkan (vänster) och effekter (höger) på floder – det antal medlemsstater som omfattas anges inom parentes (European waters – assessment of status and pressures 2012).

Vad gäller hot mot och påverkan på vattenförekomster som omfattas av Natura 2000 anger miljötillståndsrapporten att förändringar av vattenförekomsternas tillstånd är klart vanligast jämfört med andra hot och annan påverkan.

Figur 4.37 De tio (i procent) mest rapporterade hoten och påverkningarna för arter (habitatdirektivet) med koppling till flod- och sjöekosystem

J02 Förändringar av tillståndet för vattenförekomster

J03 Andra ekosystemsförändringar

H01 Förorening av ytvatten

I01 Invasiva främmande arter

A02 Förändrade odlingsmetoder

K03 Interspecifika djurrelationer

F02 Fiske och upptagande av akvatiska resurser

A07 Användning av bekämpningsmedel i jordbruket

D01 Vägar, järnvägar och stigar

K02 Vegetationssuccession/biocenotisk utveckling

Påverkan

Hot

Europeiska miljöbyråns miljötillståndsrapport 2015.

Vattenkraften i EU Runt 23 000 vattenkraftanläggningar var registrerade i EU 2011. Det största majoriteten (91 %) är små (mindre än 10 MWh) och producerar runt 13 % av den totala elproduktionen från vattenkraft. Stora vattenkraftverk står däremot för endast 9 % av alla vattenkraftanläggningar, men producerar runt 87 % av den totala elproduktionen från vattenkraft (23). Vattenkraftanläggningar koncentreras ofta till bergsområden av tekniska skäl, men de har väsentliga långtgående effekter på både stora och små vattendrag och sjöar i alla slags regioner. För små vattendrag kan även små flödesminskningar eller störningar av de naturliga ekologiska förhållandena få stora negativa följder för vattendraget. Följande vattenkraftanläggningar är de som används oftast: Strömkraftverk. I strömkraftverk drivs elproduktionen av vattendragets befintliga flöde och nivåskillnader. Denna anläggningstyp använder alltså det naturliga flödet för att producera elektricitet. Det är inte meningen att vattnet ska lagras för att användas senare. Denna typ är vanligast för små vattenkraftstationer men används även för stora stationer. Strömkraftverk med lagringsmagasin. Ett lagringsmagasin ger möjligheten att lagra vatten under perioder med låg efterfrågan och att släppa ut det när efterfrågan är hög. Produktionskapaciteten är därför mindre beroende av vattenflödestillgången. Dessa vattenmagasin kan lagra vatten på daglig, säsongsbaserad eller årlig basis, vilket gör det möjligt att möta hög efterfrågan på elektricitet och underlätta integreringen av produktion från intermittenta energikällor, t.ex. vindkraft, i energisystemet. Vattenkraftverk med vattenmagasin . Det konventionella verket med vattenmagasin har ett magasin som är stort nog att lagra vatten under såväl regniga som torra perioder. Vattnet lagras bakom fördämningen och finns tillgängligt för verket när det behövs. Ett sådant verk kan användas effektivt under hela året, antingen som ett grundlastverk eller som ett topplastverk efter behov. Pumpkraftverk . Dessa verk är baserade på vattenmagasin på olika nivåer, vilket gör det möjligt att producera extra el under perioder med hög efterfrågan. Vattnet pumpas till det högre vattenmagasinet när efterfrågan är låg och släpps ned genom turbinerna när efterfrågan är hög. Pumpkraftstationer är inte exkluderade från direktivet om främjande av användningen av energi från förnybara energikällor, men de beaktas inte i statistiken om förnybar energi.

2.3 Vattenkraftens effekter på sötvattensekosystem

Den olika effekter som en vattenkraftanläggning kan ha på arter och livsmiljötyper som skyddas genom EU:s två naturvårdsdirektiv varierar avsevärt från område till område. Effekterna beror på vattendragets särskilda egenskaper, dess fysiska och ekologiska tillstånd (om den redan är skadad eller i sitt ursprungliga skick, om det är stort eller litet, om det ligger i bergstrakter eller lågland etc.), vattenkraftanläggningens typ och skala samt de arter och livsmiljöer för vilka området har utsetts. Varje anläggning måste därför granskas från fall till fall.

Effekterna kan uppstå i vilket skede som helst i vattenkraftanläggningens livscykel, från det ursprungliga uppförandet till upprustning och avveckling, eller under den dagliga driften och förvaltningen. De kan leda till förlust, försämring och fragmentering av den naturliga livsmiljön och de populationer av arter som är beroende av dessa livsmiljöer för att leva. Förlustens omfattning beror på effekternas skala och på hur pass sällsynta och sårbara de drabbade livsmiljöerna och arterna är.

I resten av detta kapitel beskrivs de olika effekter som vattenkraft kan ha på livsmiljöer och arter inom ramen för i synnerhet EU:s naturvårdsdirektiv. Operatörer som är medvetna om de olika effekterna och som förstår flodekosystemens komplexitet kommer att vara bättre lämpade att se till att deras verksamheter överensstämmer med kraven i vattendirektivet och naturvårdsdirektiven. De kommer också att vara bättre lämpade att identifiera ömsesidigt gynnsamma situationer för att bidra till återställningen av floder som redan har försämrats, när så är möjligt.

Förändringar av vattendragens morfologi och livsmiljöer

Alla fysiska modifieringar av vattenförekomster kommer att påverka de normala hydrologiska processerna och störa den ekologiska kontinuiteten (24) för sötvattenssystem både i längsled och i sidled, t.ex. genom att skilja vattendragen från deras omgivande svämplan och våtmarker eller genom att skapa en vattensamlingseffekt runt kraftverk.

Den mest uppenbara formen av förlorade livsmiljöer är den direkta fysiska förstörelsen av själva livsmiljöerna, uppströms eller nedströms eller i omgivningen (t.ex. markexploatering, översvämning, avlägsnande av strandvegetation eller fysiska strukturer i floden). Men även utan fysisk markexploatering kan störningar av naturliga hydromorfologiska processer också störa eller ändra de biotiska och abiotiska villkor som är väsentliga för livsmiljöns struktur och funktion. Störningar kan dessutom medföra att invasiva arter koloniserar försämrade livsmiljöer, vilket kan leda till att naturligt förekommande djur trängs undan.

Hinder för flyttning och spridning av skyddade arter

Vattendrag, sjöar och strandzoner spelar en viktig roll i sötvattensarters spridning och flyttning och i mer lokala förflyttningar mellan olika födosöks-, parnings-, rast- och reproduktionsområden. De fungerar som livsnödvändiga ekologiska korridorer eller förbindelser genom landskapet. Alla barriärer eller hinder som står i vägen för att dessa arter ska kunna röra sig fritt upp- eller nedströms, hur små de än må vara, kan ha betydande konsekvenser för arternas överlevnad.

Typer av påverkan från olika vattenkraftsanläggningar. Källa: Veronika Koller-Kreimel.

Vattenkraftanläggningar kan antingen direkt eller indirekt störa eller hindra arternas spridning och flyttning. De mest uppenbara är fördämningar och uppdämda områden som utgör fysiska barriärer som hindrar fisken från att vandra upp- och nedströms i vattendraget. Detta påverkar i hög grad överlevnaden hos en rad olika sötvattensarter och leder till fragmentering, isolering och slutligen förlust av i synnerhet vissa populationer av sötvattensfisk.

Barriäreffekten är särskilt allvarlig om det finns mer än ett hinder på en flodsträcka. Även de minsta strukturer eller fysiska hinder kan snabbt göra vattendragen oframkomliga. Konstgjorda kanaler kan också hindra arter från att förflytta sig eftersom de skär genom och på så vis fragmenterar livsmiljöer på land. De kan också skapa konstgjorda kopplingar mellan tillrinningsområden, vilket kan öka spridningen av främmande arter på bekostnad av inhemska arter.

Det är viktigt att kunna vandra upp- och nedströms för alla fiskarter, men kontinuiteten är väsentlig för framför allt diadroma arter. Uppströmsvandringen är viktigast för populationer av anadroma fisk- och nejonögonarter som lax (Salmo salar), havsnejonöga (Petromyzon marinus) och flodnejonöga (Lampetra fluviatilis) eller vissa störfiskar såsom europeisk stör (Acipenser sturio), eftersom de behöver vandra över långa sträckor regelbundet (helst varje år). Nedströmsvandringen är väsentlig för deras ungfiskar och för vuxna katadroma fiskar som ål (Anguilla anguilla), som skyddas genom ålförordningen (25).

Störningar av sedimentdynamik

Sediment är en naturlig del av akvatiska ekosystem och är väsentligt för dessa systems hydrologiska, geomorfologiska och ekologiska funktioner. Sediment utgör en mängd olika livsmiljöer som direkt och indirekt främjar ett stort antal arter. Under naturliga förhållanden transporteras sediment (främst grus) ständigt nedströms, vilket upprätthåller flodernas ekologiska struktur och funktion. Tvärstrukturer som dammar och fördämningar stör ofta den naturliga sedimentdynamiken.

Stora vattenmagasin kan hålla kvar över 90 % av det inkommande sedimentet, vilket kan leda till en ökad erosion i flodbäddar och flodbankar nedströms samt lokal förstörning av viktiga hydromorfologiska strukturer, som grusbankar. Underhåll på dammar och fördämningar som omfattar regelbunden spolning av sediment (särskilt på sommaren vid vattenbrist) kan också skada livsmiljöer och arter om det inte utförs på rätt sätt.

Uppströms från en fördämning, i ett vattenmagasin eller i uppdämda sektioner, leder den minskade kapaciteten för sedimenttransport till sedimentackumulering. Detta kan ha en negativ effekt på både arter och livsmiljöer, t.ex. genom att främja tillväxt av alger och andra oönskade vattenväxter som tränger undan de skyddade arterna. Ackumuleringen av grus och siltsediment på flodbäddar eller i vattnet kan vara särskilt skadlig för litofila arter (beroende av hårdbotten), t.ex. harr (Thymallus thymallus) som använder dessa områden som lekbottnar, flodpärlmussla (Margaritifera margaritifera) och tjockskalig målarmussla (Unio crassus). Den kan också vara skadlig för fågelarter som strandpipare och drillsnäppa, som använder torra grusbäddar som häckningsområden.

Avlägsnande av hinder i Donaus avrinningsdistrikt Vattenkraftproduktionen står för runt 45 % av alla kontinuitetsavbrott (vandringshinder) i floder och livsmiljöer i Donaus avrinningsdistrikt. Det finns totalt 1 688 hinder i distriktets floder, med tillrinningsområden som omfattar mer än 4 000 km. Av dessa hinder är 600 fördämningar/dammar, 729 är ramper/trösklar och 359 är klassificerade som andra typer av avbrott. För närvarande anges det att 756 är utrustade med fungerande stöd för fiskvandring. 932 kontinuitetsavbrott (55 %) har hindrat fiskvandring sedan 2009 och är för närvarande klassificerade som betydande påverkan. Enligt den senaste förvaltningsplanen för Donaus avrinningsdistrikt planerar Donauländerna att i hög grad minska de kontinuitetsavbrott som orsakas av fördämningar till 2021. Donaus avrinningsdistrikt: kontinuitetsavbrott i floder och livsmiljöer – (ovan) nuvarande situation 2015; (Första kartan) förväntade förbättringar fram till 2021 (Andra kartan). Källa: DRBMP (förvaltningsplanen för Donaus avrinningsdistrikt). https://www.icpdr.org/main/management-plans-danube-river-basin-published

Förändringar i den ekologiska flödesregimen

Ekologiska flöden är väsentliga mekanismer för att upprätthålla viktiga processer i sunda flodekosystem som EU:s skyddade arter och livsmiljöer är beroende av och för att säkerställa en god ekologisk status för vattenförekomsterna (26). En förändring i det ekologiska flödet kan minska eller försämra den akvatiska livsmiljöns omfattning och koppling till strandlivsmiljöer.

Om vattenflödet till exempel är för lågt kan det ha en mängd olika negativa effekter, bland annat uttorkning av lekområdena för fisk- och nejonögonarter, eller förhindrande av utvecklingen av fiskrom och ungfisk. Fiskvandringen uppströms kan också försvåras i de uttömda områdena, antingen på grund av blockeringar som orsakas av lågflöden eller otillräckliga stimuli som uppmuntrar fiskarna att vandra.

Otillräckliga flödeshastigheter i den ursprungliga flodbädden kan även leda till att vattnet blir alltför varmt och inte kan innehålla tillräckligt mycket syre (vilket beskrivs ovan). Detta skapar olämpliga levnadsförhållanden för en mängd olika arter, såsom fisk-, kräft- och nejonögonarter, musslor eller trollsländor som är beroende av livsmiljöer i rinnande vatten.

Förändringar i flödesregimen genom korttidsreglering i vattenkraftverk

Kraftiga svängningar i vattenflödet kan orsaka stor skada på såväl arter som deras livsmiljöer, särskilt i små vattendrag. Korttidsreglering (hydropeaking) stressar organismer som lever i de drabbade delarna av vattendraget, särskilt de som inte kan hantera plötsliga förändringar i vattennivån (till exempel ungfiskar) eller andra organismer som rör sig långsamt eller är statiska (i synnerhet växtarter). Korttidsregleringsregimen påverkar även beteendet hos skyddade arters byten och därigenom dessa arters fysiska form.

Effekten av korttidsreglering är särskilt intensiv under känsliga perioder (t.ex. vid torka eller perioder med frost) och blir alltmer relevant med tanke på klimatförändringen. En annan skadlig konsekvens av korttidsreglering i vattenkraftverk är ofta en betydligt annorlunda (mycket lägre) temperatur på det vatten som släpps ut under korttidsregleringsperioden. Arter som är anpassade till den vanliga vattentemperaturen kan inte överleva vid plötsliga förändringar som varar flera timmar om dagen.

Förändringar i årstidsbundna översvämningscykler

Ibland vidtas åtgärder för att modifiera flodbäddar för att kunna kontrollera vattenflödet bättre. Ingripanden som rör flödeskontroll kan störa de årstidsbundna översvämningscyklerna, vilket ibland kan leda till att de mållivsmiljöer och målarter som är kopplade till dessa cykler försvinner helt och hållet. Exempel på drabbade livsmiljöer omfattar alluviala skogar, tillfälliga dammar och korvsjöar, samt arter som är kopplade till dem.

RIPEAK – ETT FORSKNINGSPROJEKT PÅ EU-NIVÅ: Responses of RiParian forests to hydroPeaking: towards a sustainable hydropower management (strandnära skogars reaktioner på korttidsreglering: mot en hållbar vattenkraftsförvaltning) Med korttidsreglering avses kortvariga förändringar i flodernas vattenflöden under en dag, som orsakas av att vattenturbiner slås på eller av för att producera elektricitet enligt variationer i efterfrågan på marknaden. På grund av detta ändras flodens hydrologi upp- och nedströms, de hydrologiska parametrarna, vattenkvaliteten, flodens morfologi och slutligen flodekosystemet. Det finns få vetenskapliga undersökningar om korttidsregleringens effekter och de flesta av dem har inriktats på fiskfaunan. Det finns dessutom inga undersökningar som rör strandvegetation. Korttidsreglering kan leda till att strandarter misslyckas med att återhämta sig och kan därmed göra det svårare att bibehålla strandpopulationer. Genom att analysera fröers grobarhet och fröplantors tillväxt kan det därmed bli möjligt att definiera verkningsförhållandena mellan korttidsregleringen och vegetationen, vilket gör det möjligt att kvantifiera, korrelera och förutsäga korttidsregleringens biologiska effekter. Sådana förhållanden är avgörande för att på objektiv väg definiera gränsvärden som bidrar till att minimera vattenkraftproduktionens ekologiska effekter utan att orsaka betydande produktionsförluster. Syftet med projektet är att sprida information om hållbar förvaltning av floder som används för vattenkraftproduktion. För detta mål planeras en fördjupad litteraturgranskning, analyser av flödesserier flera gånger om dagen, fältexperiment och datormodellering. Man förväntar sig följande slutliga resultat av projektet: 1) Nya hydrologiska och ekologiska (dvs. strandvegetation) mått för korttidsregleringens inverkan, 2) nya hydrologisk-ekologiska modeller för att kvantifiera sådana effekter och 3) nya effektiva åtgärder för en hållbar drift av vattenkraftfördämningar. http://www.emg.umu.se/forskning/forskningsprojekt/strandskogars-reaktion-pa-korttidsreglering-mot-en-hallbar-vattenkraftsproduktion/?languageId=3

Ändringar av vattnets kemi och temperatur

Fördämningar kan genomgripande ändra flodens kemiska kvalitet, mineralsammansättning och pH-värde både upp- och nedströms, till exempel genom att ackumulera föroreningar i sedimenten. Alla dessa förändringar kan påverka de befintliga växt- och djursamhällenas sammansättning. Organismer påverkas också av förändrade vattentemperaturer och därmed förknippade förändringar av syrehalten. Vattenmagasin kan leda till stora temperaturökningar, men även till temperatursänkningar om vattnet tas från botten.

Skador på och dödande av enskilda djur

Fiskar och andra arter som passerar genom ett vattenkraftverk kan skadas eller dödas. Ett vattenkraftverk kan leda till att dessa djur (27)

— skadas på grund av fysisk kontakt med ledskenor, turbinrotorer eller turbinhöljen,

— skadas av tryckvariationer när de passerar genom turbinerna,

— fastnar i intagsgaller eller skadas av rengöringsmaskiner,

— skadas på grund av intensiva flöden och överflödeskonstruktioner i utskov,

— blir särskilt utsatta för predation på grund av desorientering.

Dödligheten kan variera mellan 0 och 100 % i ett enda vattenkraftverk (28). Mycket beror på vilken typ av fisk som finns där och vilka vattenkraftkonstruktioner och mildrande åtgärder som används. Den turbinorsakade dödligheten ökar med rotorbladens hastighet och antal, och med minskat avstånd mellan bladen (Kaplan). Dödligheten kan uppgå till 100 % när fiskar passerar genom turbiner som främst finns i högtrycksverk (t.ex. med en Peltonturbin).

Förflyttningar och störningar

Anläggningsarbeten i och kring floder kan störa vissa arter och deras livscykler både i och utanför Natura 2000-områden, särskilt när det gäller bentiska djur och växter som är beroende av god vattenkvalitet. Detta kan påverka arternas förmåga att fortplanta sig, äta, vila eller sprida sig och flytta/vandra.

Om störningarna blir tillräckligt stora kan det leda till att arterna stängs ute från området och därmed inte kan utnyttja livsmiljöerna. Det kan även leda till nedsatt överlevnad och/eller fortplantning. När det gäller sällsynta och hotade arter kan även små eller tillfälliga störningar få allvarliga verkningar för arternas överlevnad i regionen på lång sikt. Sådana situationer skulle strida mot artskyddsbestämmelserna i de två naturvårdsdirektiven.

Effekter på landlevande arter och livsmiljöer på land

Vattenkraft kan påverka såväl sötvattensarter och sötvattenslivsmiljöer som landlevande arter och livsmiljöer på land. Även dessa effekter kan uppstå i vilket skede som helst, t.ex. vid konstruktion, avveckling eller upprustning av vattenkraft. De kan också orsakas av anknutna infrastrukturer som tillfartsvägar, rörledningar eller kraftledningar som ansluter vattenkraftanläggningen till elnätet.

Utöver förlusten, försämringen eller fragmenteringen av livsmiljöerna kan dessa strukturer leda till att landlevande arter dör eller blir allvarligt störda. Fåglar kan till exempel kollidera med och få dödande elchocker av luftkablar, eller så kan deras häckningsplatser allvarligt störas av regelbunden trafik på tillfartsvägarna. Effekterna kan vara särskilt betydande om vattenkraftverket och de anknutna infrastrukturerna finns längs flyttningsvägar eller i trånga dalgångar med klippor som används av rovfåglar, eller bredvid viktiga fågelvåtmarker.

2.4 Kumulativa effekter

Precis som framgår av Europeiska miljöbyråns miljötillståndsrapport har i nuläget de flesta europeiska floder ett försämrat tillstånd. Majoriteten har nått en överbelastningsgräns där de inte längre kan användas för ny utveckling eller några nya verksamheter utan att detta skulle orsaka ytterligare betydande försämring av flodens status. Särskild uppmärksamhet måste därför ägnas åt att bedöma de potentiella kumulativa effekterna av alla nya verksamheter, inklusive sådana som rör vattenkraftverk, på vattendrag i allmänhet och på Natura 2000-områden i synnerhet.

Bedömningen av kumulativa effekter är särskilt viktig för nära naturliga vattendrag, särskilt små vattendrag, som är sårbara för alla ändringar i deras hydromorfologi. Även en eller två små anläggningar kan orsaka oacceptabelt höga effekter som strider mot de rättsliga kraven i vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven.

Bedömningen av kumulativa effekter bör ta hänsyn till alla vattenkraftverk och annan utveckling i tillrinningsområdet, oavsett om de ligger i eller utanför Natura 2000-områdena. Det kan vara så att ett vattenkraftprojekt i sig självt inte har någon betydande effekt, men om projektets effekt läggs till den effekt som andra redan befintliga verksamheter eller godkända projekt har kan de sammanlagda effekterna bli betydande.

Kumulativa effekter uppstår ofta endast med tiden. Det är därför viktigt att noga se över alla planer eller projekt under bedömningen. Detta omfattar planer och projekt som är godkända sedan tidigare men som ännu inte har genomförts eller färdigställts, samt befintliga påverkningar och hot. Den information som finns tillgänglig i vattendirektivets förvaltningsplan för avrinningsdistrikt och förvaltningsplanerna för Natura 2000 kan vara användbar i detta avseende.

Det är också viktigt att poängtera att redan godkända planer eller projekt inte skapar en presumtion till förmån för andra planer eller projekt som kan komma att föreslås i framtiden. Om utvecklingen av vattenkraft till exempel inte leder till någon betydande effekt och därför godkänns skapar detta godkännande inte en presumtion till förmån för mer vattenkraftexploatering i framtiden. Tvärtom kan godkännandet av detta projekt innebära att floden kommer att nå sin gränsen för vad den kan hantera och inte kommer att klara av någon ytterligare utveckling, oavsett hur lite det rör sig om.

Dessutom är bedömningen av kumulativa och kombinerade effekter inte begränsad till bedömningen av liknande typer av planer eller projekt i samma sektor. Alla andra typer av planer eller projekt som i kombination med den plan eller det projekt som utreds skulle kunna ha en betydande effekt bör beaktas under bedömningen. Potentiella kumulativa effekter bör bedömas med tillförlitliga grundläggande data och inte enbart bygga på kvalitativa kriterier. Effekterna bör bedömas som en integrerad del av den övergripande bedömningen och inte bara som en ”efterklokhet” i slutet av bedömningsprocessen.

Slutligen ska en kumulativ bedömning även ta hänsyn till redan befintliga anläggningar i och kring floden (”förbelastning”) (29). Om till exempel ett nytt projekt planeras med en ny turbin ska effekterna bedömas mot bakgrund av det befintliga vattenkraftverket, även om det byggdes för flera årtionden sedan. Om de kumulativa effekterna är betydande kommer det nya projektet att avslås.

Rekommendationer om små vattenkraftverk, den federala miljömyndigheten, Tyskland I Tyskland har cirka 80 % av den användbara vattenkraftpotentialen redan utnyttjats. Även den tekniska potentialen var i stort uttömd. Detta återspeglades i de relativt låga stödnivåer som fanns tillgängliga för vattenkraftanvändningen i landets stödprogram. Den potential som finns kvar att utnyttja utgörs därför främst av små, tidigare outvecklade och i stort ostörda vatten. Det kommer dock sannolikt att få betydande skadliga ekologiska effekter på dessa få kvarstående orörda vattendrag i Tyskland. Makroekonomiska lönsamhetsanalyser har även visat att de ekonomiska kostnaderna kan bli betydande, jämfört med fördelarna. Ju mindre anläggningens kapacitet är och ju naturligare vattendraget är, desto mindre gynnsam är lönsamhetsanalysen. Ekonomiska utvärderingar visar att kostnaden för att producera energi överstiger utbetalningarna enligt lagen om förnybar energi för nya konstruktioner, modernisering och reaktivering, särskilt för små vattenkraftverk med en kapacitet på upp till 100 kW. I många fall kan elektricitet därför knappast produceras lönsamt, även under gynnsamma förhållanden. Ekonomiska överväganden visar att en subvention som täcker driftkostnaderna för små vattenkraftverk, i synnerhet verk med en kapacitet på under 100 kW, leder till höga makroekonomiska kostnader för att undvika koldioxidutsläpp. Mot bakgrund av de negativa ekologiska effekterna är det med tanke på klimatförändringen inte en prioriterad fråga att utnyttja potentialen hos små vattenkraftverk ytterligare. Med hänsyn till gällande rättsliga bestämmelser och kraven i EG:s vattendirektiv har följande rekommendationer lagts fram: — På grund av deras högre effektivitet ska stora vattenkraftverk i allmänhet ges företräde framför små anläggningar och mikroanläggningar när det gäller sekundär användning på vatten som redan har utvecklats och uppdämts. När vattenkraftkapaciteten utvecklas bör man satsa på att optimera kapaciteten. — Vattendrag som är i stort ostörda eller vattendrag som ska återställas bör inte användas för vattenkraft. — Uppförande och reaktivering av små vattenkraftverk är oproblematiskt vid befintliga dammar som inte kan rivas, i synnerhet om ekologiska förbättringar samtidigt kan uppnås, till exempel återställande av fria passager. — När det gäller reaktivering av anläggningar som för närvarande inte är i drift och förnyelse av vattenrätter bör frågor som rör vattenskydd beaktas i större utsträckning och villkor bör fastställas (till exempel för fungerande fisktrappor, strukturellt garanterat dynamiskt minimivattenflöde, undanröjande av störtfloder nedströms från fördämningar). — Uppdämning av en vattenförekomst för avledning ska undvikas för nya anläggningar. Man bör välja anläggningsmetoder som avleder vattnet på ett sätt som upprätthåller vattendragets fria passage och egenskaper (t.ex. horisontellt vattenintag med en avledningsstruktur i vattenförekomsten). Krav ska utfärdas om minimiflöde och åtgärder för att undvika att fiskar skadas av turbiner. Störttappning av vatten nedströms fördämningar ska förbjudas. Sammandrag från Hydroelectric Power Plants as a Source of Renewable Energy – legal and ecological aspects – Umweltbundesamt, november 2003. http://www.umweltbundesamt.de/sites/default/files/medien/publikation/long/2544.pdf

2.5 Att skilja mellan betydande och icke betydande effekter

Att identifiera omfattningen av effekter på de arter och livsmiljöer som kan antas påverkas av en plan eller ett projekt för vattenkraftexploatering är det första steget i en konsekvensbedömning. Efter det måste man fastställa om effekten är betydande eller inte med hänsyn till bevarandemålen för Natura 2000-området. Bedömningen av betydelse måste givetvis göras från fall till fall, beroende på de arter och livsmiljöer som är relevanta för området, på projektets exakta egenskaper och på grundval av god vetenskaplig sakkunskap (se kapitel 5).

Förlust av ett fåtal individer kan vara obetydligt för vissa arter men få allvarliga konsekvenser för andra. Populationens storlek, spridning, utbredningsområde, reproduktionsstrategi och livstid påverkar effekternas betydelse, och detta skiljer sig mellan olika Natura 2000-områden även om de har utsetts för samma arter. Samspelet mellan olika effekter bör också beaktas. Det är till exempel möjligt att markexploatering inte är betydande för en viss art, men att inverkan kan bli betydande i kombination med stora störningar av flodernas naturliga flöden.

Betydelsebedömningen bör beaktas utifrån en lämplig geografisk skala. För vandrande arter som rör sig över mycket långa avstånd, som lax (Salmo salar), kan effekten på en särskild plats ha konsekvenser för arten över ett större geografiskt område (avrinningsområde). På samma sätt kan det för stationära arter med stora revir eller växlande livsmiljöanvändning vara nödvändigt att beakta möjliga effekter på regional snarare än lokal nivå.

Bevarandemålen för Natura 2000-områdena är också väsentliga för att hjälpa till att fastställa om det finns en trolig betydande effekt. Detta bekräftas genom EU-domstolens Waddenzee-dom (30). Enligt punkt 49 i denna dom ”skall en plan eller ett projekt, som inte direkt hänger samman med eller är nödvändiga för skötseln och förvaltningen av ett område, som riskerar att skada direktivets målsättning att bevara anses kunna ha en betydande påverkan på området. Vid bedömningen av huruvida påverkan är betydande skall i synnerhet det berörda områdets särart och miljömässiga förhållanden beaktas.”

Den lämpliga bedömningen ska grundas på bästa tillgängliga data. Detta kan kräva särskilda fältundersökningar eller kontrollprogram en tid före projektet. Investerarna måste kunna förutse detta under sin planering och se till att relevanta data från biologisk och hydrologisk övervakning innehåller information om alla viktiga aspekter (livscykel och säsongsvariationer). Sådana undersökningar kan ibland ta flera år innan de kan redogöra för livscykeln för de berörda arterna och livsmiljötyperna på ett tillräckligt sätt (se kapitel 5 för närmare uppgifter).

Vägledning om fastställande av gränsvärden för betydelse i Tyskland I Tyskland, liksom i andra länder, var det rent subjektivt svårt att bedöma effekternas betydelse på Natura 2000-målförhållanden, som utgör kärnan i den lämpliga bedömningen. Av denna anledning saknade de behöriga myndigheterna ofta den rimliga vetenskapliga säkerhet som krävdes för att underbygga deras beslut om huruvida en plan eller ett projekt skulle godkännas eller inte. Det lämnade också dörren öppen för juridiska tvister. För att ta itu med detta problem och se till att betydelsen av påverkan bedömdes på ett mer enhetligt och konsekvent sätt i praktiken beställde den tyska federala naturskyddsmyndigheten (Bundesamt für Naturschutz) ett forskningsprojekt för att tillhandahålla vetenskapligt prövade regler och konventioner för alla de livsmiljötyper och arter i fågeldirektivet och habitatdirektivet som förekommer i Tyskland (31). Den vägledning som följde offentliggjordes 2007. Vägledningens utgångspunkt är att all permanent förlust av livsmiljötyper och habitat i ett Natura 2000-område bör betraktas som betydande inverkan. En viss nivå av förlust skulle dock kunna ses som icke betydande för vissa livsmiljötyper och arter under vissa omständigheter. Vägledningen innehåller vetenskapligt överenskomna gränsvärden och kriterier för att fastställa betydelse. Dessa är baserade på kvalitativa och funktionella aspekter – inte enbart kvantitativa kriterier. För att inverkan ska betraktas som icke betydande ska därför samtliga villkor nedan uppfyllas: — De särskilda egenskaperna hos berörda livsmiljöer/habitat eller viktiga habitat för de typiska arterna ska förbli oförändrade. — Orienteringsvärdena för ”kvantitativ/total områdesförlust” ska inte överstigas. — Kompletteringsvärdena för ”kvantitativ/relativ områdesförlust” på 1 % ska inte överstigas. — De kumulativa effekterna med andra projekt ska inte överstiga ovanstående gränsvärden. — Kumulativa effekter med andra faktorer ska inte uppstå. För den andra strecksatsen utvecklades sju storleksklasser för livsmiljöer och åtta för arter. Storleksklasserna tillhandahåller omfång inom vilka gränsvärdena för varje livsmiljötyp/art ligger. Tre grader av gränsvärden fastställdes för varje klass. I praktiken innebär detta att för 21 av Tysklands 91 livsmiljötyper är ingen förlust godtagbar, medan en viss förlust kan betraktas som icke betydande för de kvarstående livsmiljöerna om omfattningen är anpassad till storleksklasserna och graderna. Det finns inga preliminära gränsvärden 16 av de 53 arterna i bilaga II eller för 20 av fågeldirektivets 98 arter. Med andra ord betraktas sannolikt ingen inverkan som godtagbar. Alla dessa slutsatser/figurer/gränsvärden är endast avsedda som vägledning. Det innebär att en fall-till-fall-metod fortfarande krävs för varje lämplig bedömning. Vägledningen har sedan den offentliggjordes med framgång prövats i de tyska domstolarna och är nu tillämplig i hela landet. http://www.bfn.de/0306_ffhvp.html

Skalor som används av experter med licens att utföra lämpliga bedömningar i Tjeckien En praktisk fråga rör den skala som används för att utvärdera effekternas betydelse under den lämpliga bedömningen. Det finns inga föreskrifter, men baserat på lång praktisk erfarenhet har följande skala rekommenderats för experter på lämpliga bedömningar som är licensierade enligt tjeckisk lag (32). Betydelsen av påverkan ska bedömas mot varje målegenskap för det berörda området. Om påverkan på så lite som en enda målegenskap är utmärkt med -2 innebär detta automatiskt att området skulle ta skada och att projektet i fråga inte får beviljas tillstånd, i enlighet med artikel 6.3-förfarandet. Värde Benämning Beskrivning Exempel –2 Betydande skadlig påverkan Betydande skadlig påverkan. Utesluter genomförande av plan/projekt Betydande störning eller destruktiv påverkan på livsmiljö eller artpopulation eller dess väsentliga del. Betydande störning på livsmiljöns eller artens ekologiska behov. Betydande påverkan på en arts livsmiljö eller naturliga utveckling. Under vissa förhållanden kan påverkan minskas genom begränsande åtgärder. Störning av vandringsvägar till lekområden för anadroma arter. Förstörelse av livsmiljö genom översvämning på grund av ny fördämning. Hydrologiska förändringar på grund av avledning som betydligt påverkar populationen. –1 Måttlig skadlig påverkan Begränsad/måttlig/icke betydande skadlig påverkan. Utesluter inte genomförande av plan/projekt. Måttlig problematisk påverkan på livsmiljön eller artpopulationen. Måttlig störning på livsmiljöns eller artens ekologiska behov. Marginell påverkan på en arts livsmiljö eller naturliga utveckling. Det är möjligt att undanröja påverkan med hjälp av begränsande åtgärder, men genomförande av begränsande åtgärder kan endast krävas om det föreskrivs i nationell lagstiftning. Modernisering – användning av teknik som i lägre grad skadar fiskar, uppförande av vandringspassager för fiskar vid befintliga hinder. Påverkan på utkantspopulationer. Inverkan på vanliga livsmiljöer i omgivande områden. 0 Ingen påverkan Planen/projektet har ingen påvisbar påverkan. Utanför förekomstområdet. +1 Måttlig positiv påverkan Måttlig gynnsam påverkan på livsmiljön eller artpopulationen. Måttlig förbättring av livsmiljöns eller artens ekologiska behov. Måttlig gynnsam påverkan på livsmiljön eller den naturliga utvecklingen för en art. Upprustning av topplastvattenkraft för vattenkraft med rinnande vatten utan damm eller fördämning. +2 Betydande positiv påverkan Betydande gynnsam påverkan på livsmiljön eller artpopulationen. Betydande förbättring av ekologiska behov för en livsmiljö eller art, betydande gynnsam påverkan på en arts livsmiljö eller naturliga utveckling. Rivning av vattenkraftverk.

3. EXEMPEL PÅ GOD PRAXIS FÖR ATT BEGRÄNSA EFFEKTER OCH TILLÄMPA EKOLOGISKA ÅTERSTÄLLNINGSÅTGÄRDER FÖR VATTENKRAFT

3.1 Sträva efter bästa möjliga ekologiska tillstånd för floder i samband med vattenkraft

Som påpekas i föregående kapitel är det få av Europas stora floder som fortfarande är i ett relativt naturligt tillstånd eftersom de fysiskt sett har ändrats genom åren av en rad olika skäl, bland annat för vattenkraftproduktion. Modernisering av befintliga vattenkraftverk för att förbättra deras ekologiska fotavtryck bör därför prioriteras framför nyanläggning.

En rad olika åtgärder kan vidtas för att begränsa vattenkraftverkens negativa effekter på flodernas ekosystem och omgivande livsmiljöer och arter, samt för att förbättra deras bevarandestatus. Det här är en mycket viktig del i arbetet med att uppnå målen i vattendirektivet och de två naturvårdsdirektiven.

Man bör även undersöka möjligheterna att avveckla ineffektiva eller föråldrade anläggningar och helt avlägsna dem från flodsystemet. Om en vattenförekomst har skadats av en befintlig anläggning bör det noteras att den standardåtgärd som ska vidtas enligt vattendirektivet är ett återställande av floden till god ekologisk status. Större fysiska förändringar får endast göras om de också har ett legitimt syfte som inte kan uppnås genom andra alternativ som är bättre för miljön (se artikel 4.3 i vattendirektivet för ytterligare information om kraven för att definiera en vattenförekomst som kraftigt modifierad eller konstgjord liksom respektive vägledning).

Möjligheterna till teknisk uppgradering av vattenkraftanläggningar och införande av ekologiska återställande åtgärder måste utvärderas från fall till fall med beaktande av deras kumulativa effekter. Vilken typ av ekologiska åtgärder som kan genomföras beror i stor utsträckning på de lokala omständigheterna, till exempel flodens tillstånd, annan pågående påverkan längs floden och de anläggningar som redan finns på plats, samt på vilka typer av arter och livsmiljöer som finns i området.

3.2 Hantering av befintliga vattenkraftverk som har en negativ effekt på ett Natura 2000-område

Befintliga vattenkraftanläggningar som ligger i eller i närheten av, eller som har en negativ effekt på, Natura 2000-områden ska alltid uppfylla bestämmelserna i artikel 6.2 i habitatdirektivet. Mer specifikt innebär artikel 6.2 en skyldighet att säkerställa att området inte försämras jämfört med situationen när det först utsågs inom ramen för Natura 2000. Detta innebär att medlemsstaterna bör vidta alla lämpliga åtgärder som de rimligen kan förväntas vidta för att säkerställa att det inte förekommer någon försämring av livsmiljöer och/eller betydande störning av arter.

Medlemsstaterna är därför rättsligt skyldiga att

— undersöka hot mot och påverkan till följd av vattenkraftanläggningar som berör de arter och livsmiljötyper för vilka området utsågs, och

— vidta nödvändiga avhjälpande åtgärder om den påverkan som finns orsakar en minskning av eller en försämring för de berörda arterna eller livsmiljöerna i området.

EU-domstolen bekräftade detta krav i Owenduff-målet (C-117/00) (33), där domstolen fastställde att artikel 6.2 hade åsidosatts eftersom Irland inte hade vidtagit några åtgärder för att förhindra att habitaten för de arter för vilka detta särskilda skyddsområde hade utsetts försämrades. I flera domstolsmål (34) har man ytterligare klargjort vilken typ av rättslig skyddsordning som ska inrättas för tillämpningen av artikel 4.1 och 4.2 i fågeldirektivet och artikel 6.2 i habitatdirektivet. I dessa betonas framför allt behovet av en särskild, sammanhängande och fullständig rättslig ordning som kan säkerställa varaktig skötsel och effektivt skydd av de berörda områdena (C-293/07).

Domstolen konstaterade även överträdelser i fall där den ordning som inrättats var för generell och inte specifikt gällde det särskilda skyddsområdet eller arterna som bor där (C-166/04), de åtgärder som vidtagits var för partiella och spridda varav endast vissa främjar bevarandet av de berörda fågelarterna, men utan att utgöra en sammanhängande helhet (C-418/04), eller de särskilda skyddsområdena var föremål för olikartade rättsliga ordningar som inte gav områdena tillräckligt med skydd (C-293/07). Domstolen ansåg också att rent administrativa eller frivilliga åtgärder inte var tillräckliga för tillämpningen av artikel 6.2 (C-96/98).

Det bör påpekas att medlemsstaterna också, i enlighet med artikel 6.1 i habitatdirektivet, ska vidta bevarandeåtgärder för Natura 2000-områden och att dessa åtgärder ska motsvara de ekologiska behoven hos de livsmiljötyper i bilaga I och de arter i bilaga II som finns i områdena. Detta innebär att vattenkraftanläggningar, i enlighet med artikel 6.2, även ska uppfylla mer långtgående målsättningar vad gäller bevarande, som går längre än att förebygga försämring. De ska också integreras i åtgärdsprogrammet inom ramen för förvaltningsplanen för avrinningsdistrikt.

Även om det inte är obligatoriskt så uppmuntras naturvårdsmyndigheterna i habitatdirektivet att ta fram planer för skötsel och förvaltning av Natura 2000-områden i nära samarbete med berörda lokala intressenter och markägare, för att fastställa hoten mot och påverkan på varje Natura 2000-område samt för att gemensamt enas om de nödvändiga bevarandeåtgärder som behöver genomföras.

Det är viktigt med en fungerande kommunikation mellan vattenkraftsoperatörer och myndigheter och/eller organ som ansvarar för förvaltningsplaneringen. En god kommunikation mellan aktörerna kan i sin tur leda till att man inför åtgärder som kan gynna både bevarandemålen och driften av vattenkraftverket.

3.3 Införa ekologiska begränsande och återställande åtgärder

En mängd olika åtgärder kan införas för både befintliga och nya vattenkraftverk för att minska deras ekologiska effekter (35). Dessa kan antingen begränsa de potentiella effekterna innan de inträffar eller reparera skador som redan har uppstått. Åtgärderna kan till exempel inbegripa följande:

— Återställande av floders kontinuitet och fria vandringsvägar för fiskar genom att t.ex. avlägsna gamla eller uttjänta konstruktioner eller genom att bygga fisktrappor.

— Minska fiskdödligheten genom att t.ex. installera galler vid inlopp och särskilt anpassade turbiner.

— Återställande av ett tillräckligt varierat ekologiskt flöde (inbegripet åtgärder för att hantera lågflöden, dynamiska flöden, fiskflöden och snabbt föränderliga flöden) och sedimentdynamik som förbättrar sötvattenshabitatens struktur och funktion.

En mängd olika åtgärder kan även vidtas för att aktivt återställa, återupprätta eller återskapa värdefulla naturliga flodmiljöer och livsmiljöer för sällsynta och utrotningshotade arter för att på ett positivt sätt bidra till att förbättra ett vattendrags ekologiska tillstånd, i enlighet med målen i vattendirektivet och naturvårdsdirektiven. Den typ av åtgärd som väljs kommer i stor utsträckning att bero på de ekologiska villkoren i vattendraget i fråga, typen av vattenkraftanläggning i området, annan påverkan och andra hot samt den övergripande kostnaden och potentialen i fråga om att förbättra vattenkraftanläggningens effektivitet och produktionskapacitet.

När åtgärderna har införts bör man inrätta övervakningssystem för att säkerställa att de har önskad effekt och, om så inte är fallet, vidta nödvändiga åtgärder för att rätta till eventuella brister.

Skilja mellan begränsning, kompensation och ekologisk återställning Begränsande åtgärder är direkt kopplade till de sannolika konsekvenserna och utgör en del av projektet, eller införs av myndigheten som ett villkor för att godkänna planen eller projektet. De är utformade utifrån försiktighetsprincipen för att eliminera, förebygga eller minska de sannolika negativa effekterna till en nivå där de inte längre kan skada området som helhet. Vid tidpunkten för beslutet att tillåta projektet ska de begränsade åtgärderna inom ramen för projektet garantera att det ur ett vetenskapligt perspektiv inte föreligger några rimliga tvivel om att verksamheten inte kan ha en skadlig inverkan på det berörda området (36). Kompensationsåtgärder är avsedda att kompensera för eventuella skador som kan uppstå genom projektet. De kan endast övervägas inom ramen för artikel 6.4 om planen eller projektet har godkänts som en nödvändighet av tvingande orsaker som har ett väsentligt allmänintresse och där det inte finns några alternativ (se avsnitt 5). Ekologiska återställande åtgärder är inte nödvändigtvis kopplade till en miljökonsekvensbedömning och är utformade för att på ett positivt sätt bidra till att förbättra de ekologiska villkoren i en redan skadad flod, i enlighet med målen i vattendirektivet och naturvårdsdirektiven.

Tabell

Översikt av de vanligaste åtgärderna för att begränsa negativa effekter av vattenlagring

Hydromorfologiska förändringar Huvudsaklig ekologisk inverkan Hantering av … Alternativ för begränsande åtgärder Flodens kontinuitet minskas eller avbryts för uppvandrande fisk Fisk: det saknas vandrande fiskbestånd och annan flodfisk eller mängden har minskat Uppströmskontinuitet för fiskar — Ramp — Fisktrappa — Omlöp Flodens kontinuitet minskas eller avbryts för nedvandrande fisk Fisk: det saknas vandrande fiskbestånd och annan flodfisk eller mängden har minskat Nedströmskontinuitet för fiskar — Mindre skadliga turbiner för fiskar — Fiskgaller — Omlöp — Fisktrappa Konstgjorda extrema lågflöden eller långvariga lågflöden Minskad förekomst av växt- och djurarter. Ändringar i fråga om växt- och djurartsammansättning Lågflöde — Ombesörja ytterligare flöde — Morfologiska förändringar i floder Förlust eller minskning av flöden så att de inte är tillräckliga för att utlösa och upprätthålla fiskvandring Det saknas vandrande fisk eller mängden har minskat Fiskflöde Tillgodose fiskflöde Förlust, minskning eller avsaknad av tillräckligt varierande flöden för spolning Ändring/minskad mängd fisk och ryggradslösa arter Varierat flöde — Passiv flödesvariation — Aktiv flödesvariation Flöden som förändras snabbt (inbegripet korttidsreglering) Minskning av mängden djur- och växtarter på grund av strandning och utspolning Flöden som förändras snabbt — Utjämningsmagasin (interna) — Flytta utflödeskanalen — Minska hastigheten — Ändra flodmorfologin — Utjämningsmagasin (externa) Förändring av fysikalisk-kemiska förhållanden både upp- och nedströms (t.ex. temperatur, övermättnad) Ändrad sammansättning hos eller tillväxt för samhällen av makroevertebrater och fisk eller fiskdödlighet Fysikalisk-kemiska förändringar — Flexibelt intag — Flera intag — Hantering av reservoarnivå Flodens kontinuitet för sediment avbryts eller begränsas vilket leder till att substratsammansättningen ändras Minskat individantal av fiskar och ryggradslösa djur och förändrad artsammansättning Sedimentförändringar — Mekanisk uppbrytning av bottenarmering — Avlägsnade av sediment — Återinförande av sediment (intagsstrukturer) — Återinförande av sediment (reservoarer) — Återställande av laterala erosionsprocesser — Introducering av flöden som mobiliserar sediment Konstgjorda extrema vattenståndsvariationer i sjöar, kvalitetsförsämring och minskad omfattning av livsmiljöer i grunda vattenzoner och strandzoner Minskat individantal av växt- och djurarter. Förändrad artsammansättning. Vattenståndsvariation i sjöar — Minska vattenuttaget — Öka tillrinningen — Skapa en bukt/flera bukter — Hantera livsmiljöer vid stränder/i grunda områden — Konnektivitet till biflöden — Konstgjorda flytande öar Avvattnad strandlinje och minskat vattenflöde – uppdämt vattendrag Ändringar i fråga om växt- och djurartsammansättning (t.ex. gynna arter som inte tål störningar/arter som trivs i stillastående vatten) Uppdämda vattendrag (fördämningar) — Omlöp — Sänka dämningsgränsen — Förbättring av livsmiljöerna i flodrännan — Lateral sammankoppling Källa: Anpassad utifrån tabell 3 i Ecostat-arbetsgruppens rapport om en samsyn när det gäller användningen av begränsande åtgärder för att uppnå en god ekologisk potential för kraftigt modifierade vattenförekomster, del 2: Påverkade av vattenlagring (37).

Vid vattenkraftanläggningar ägnar man ofta särskild uppmärksamhet åt det möjliga antal tekniker som kan användas för att återställa eller underlätta fiskars vandring och annan akvatisk faunas förflyttning upp- och nedströms i flodsystemen. Vetenskapen utvecklas och en rad olika verktyg och innovativa lösningar testas och omvärderas regelbundet. Det är emellertid inte fråga om någon universallösning.

Det finns alltför många exempel på fiskvandringshjälpmedel som inrättats som tilltänkta begränsande åtgärder men som har visat sig vara antingen verkningslösa eller t.o.m. skadliga för de fiskbestånd de skulle vara till nytta för. Detta kan bero på att anordningarna var illa genomtänkta och inte lämpade sig för ändamålet, eller att de inte beaktade de kumulativa effekterna av andra redan befintliga hinder längs flodsträckan. Det kan även bero på att underhålls- eller förvaltningsvillkoren för anordningarna inte respekterades eller att det inte fanns något övervakningssystem för att kontrollera huruvida anordningen faktiskt fungerade som planerat.

Det är därför viktigt att se till att fisktrappan eller den anpassade turbinen inte bara konstrueras enligt den senaste utvecklingen inom sektorn och nuvarande bästa praxis, utan även att ett pålitligt övervakningssystem inrättas för att tillhandahålla feedback om anordningens effektivitet. Generellt sett bör det framgå av övervakningen att anordningen gör det möjligt för alla flodarter att simma in i trappan, och att de allra flesta (t.ex. 85 %) också kan simma ut igen vid liv.

När det gäller fisktrappor är naturliknande trappor att föredra när det är möjligt, eftersom den allmänna regeln är att ju mer naturlik en trappa är desto bättre fungerar den. Valet av den bäst lämpade typen av fisktrappa (t.ex. vertikala slitsrännor, omlöp, stenramp, fiskhiss) är starkt beroende av de lokala förhållandena (hindrets höjd, strömmens karaktär, närliggande platsers användbarhet osv.) och kräver noggranna undersökningar från fall till fall.

På samma sätt är turbiners påverkan på fisk ofta betydande men kan ibland begränsas genom att göra vissa anpassningar av turbingeometrin och turbinernas funktion. Sådana anpassade turbiner har dock inte hittills visat sig vara någon garanti för att inga fiskar dödas eller för att turbinen inte fortsättningsvis utgör ett vandringshinder. Effektiviteten måste återigen bedömas och övervakas från fall till fall.

Planeringen av fisktrappor eller anpassade turbiner bör även vara avhängig utvärderingen av de kumulativa effekterna av hindren i flodsystemet som helhet. Att bygga en fisktrappa längs en flod som är full av hinder kan bli både dyrt och ineffektivt. Det är därför viktigt att se mer strategiskt på alla hinder på flodsträckan i fråga för att besluta om vilka avhjälpande åtgärder som är lämpligast.

Slutligen är det för alla nybyggnationer viktigt att inrätta en plan för regelbundet underhåll. Många fisktrappor eller fiskturbiner kommer att sluta att vara effektiva på medellång till lång sikt om de inte underhålls tillräckligt regelbundet.

När anses en vandringspassage för fiskar vara en lämplig begränsade åtgärd? Domstolens slutsatser i mål 142/16 om kolkraftverket i Moorburg Kolkraftverket i Moorburg ligger i Hamburgs hamn på den södra stranden av Elbes södra sida. Elbe, som är en vandringsled för vissa fiskar vilka återfinns i bilaga II till habitatdirektivet (i domen benämnt livsmiljödirektivet), är av väsentlig betydelse för Natura 2000-områden belägna efter varandra, uppströms från dammen i Geesthacht (Tyskland), vars målsättning vad gäller bevarandet av områdena omfattar dessa arter. Dessa områden finns på ett avstånd upp till cirka 600 km från kraftverket. I Elbes lopp, mellan kraftverket i Moorburg och Natura 2000-områdena, ligger dammen i Geesthacht. Innan tillstånd att uppföra kraftverket i Moorburg beviljades den 30 september 2008 genomfördes en miljökonsekvensbedömning (nedan kallad konsekvensbedömningen) i enlighet med tysk vattenlagstiftning. Vid denna bedömning drogs slutsatsen att tillståndet var förenligt med målsättningen vad gäller bevarandet av Natura 2000-områdena, då verksamhetsutövaren åtagit sig att installera en andra vandringspassage (nedan kallat vandringspassagen) för fiskarna ungefär 30 km från kraftverket, vid dammen i Geesthacht. Verksamhetsutövaren hade således för avsikt att uppväga den förlust av artexemplar som skulle orsakas av kraftverkets avkylningssystem, vilket kräver uttag av stora vattenmängder för att kyla kraftverket i Moorburg. I konsekvensbedömningens slutsats angavs dessutom att övervakning i flera faser skulle ske, i syfte att kontrollera effektiviteten hos vandringspassagen. Kommissionen ansåg att den berörda myndigheten felaktigt ansett att vandringspassagen var en begränsningsåtgärd. Domstolens bedömning: ”För att garantera att projektet att uppföra kraftverket i Moorburg ”inte skulle skada de aktuella Natura 2000-områdena var de tyska myndigheterna skyldiga att beakta de skyddsåtgärder som integrerats i projektet. I detta hänseende framgår det av domstolens fasta rättspraxis att för att försiktighetsprincipen ska kunna tillämpas vid genomförandet av artikel 6.3 i livsmiljödirektivet krävs det att den behöriga nationella myndigheten beaktar bland annat de skyddsåtgärder som integrerats i projektet i syfte att undvika eller minska eventuella negativa konsekvenser för området som projektet direkt orsakar, för att säkerställa att det skyddade området inte tar skada ([…] C-521/12,[…] C-387/15 och C-388/15 […]). Domstolen påpekar i förevarande fall att det framgår av handlingarna i målet att […] vandringspassage[n] ska öka bestånden av vandrande fiskar genom att ge dessa arter en möjlighet att snabbare nå sina områden i floden Elbes mellersta och övre lopp. De ökade bestånden ska kompensera för förlusten av fisk nära kraftverket i Moorburg, och syftena med att bevara de Natura 2000-områden som är belägna uppströms från kraftverket skulle därmed inte påverkas på ett betydande sätt. Det framgår emellertid av konsekvensbedömningen att den inte innehåller några definitiva slutsatser beträffande vandringspassagens effektivitet, utan endast att denna effektivitet inte kan fastställas förrän efter flera års övervakning . Det kan således konstateras att vid tidpunkten då tillståndet beviljades kunde vandringspassagen, jämte de andra åtgärder som angetts i punkt 35 ovan, inte skingra alla rimliga tvivel för att kraftverket inte skulle medföra att området tog skada i den mening som avses i artikel 6.3 i livsmiljödirektivet, trots att den syftade till att minska de väsentliga konsekvenser som kraftverket direkt orsakat Natura 2000-områdena uppströms från kraftverket i Moorburg. Angående de prognoser som låg till grund för konsekvensbedömningen påpekar domstolen att Förbundsrepubliken Tyskland inkom med de slutsatser som lagts fram för åren 2011–2014 efter det att tillståndet meddelades den 30 september 2008. Domstolen erinrar härvid om att det är vid tidpunkten för beslutet att tillåta projektet som det ur ett vetenskapligt perspektiv inte får föreligga några rimliga tvivel om att verksamheten inte kan ha en skadlig inverkan på det berörda området (dom av den 26 oktober 2006, kommissionen/Portugal, C-239/04, EU:C:2006:665, punkt 24 och där angiven rättspraxis).” Kommissionen ansåg också att staden Hamburg beviljade tillståndet utan att i konsekvensbedömningen för kraftverket i Moorburg ha beaktat eventuella kumulativa konsekvenser med konsekvenserna av pumpstationen i Geesthacht, som funnits sedan 1958 och som inte har någon särskild utrustning för att skydda fiskarterna. Enligt kommissionen saknar det betydelse att pumpstationen i Geesthacht uppfördes innan fristen för att införliva livsmiljödirektivet hade löpt ut, eftersom bestämmelserna i artikel 6.3 i nämnda direktiv inte är begränsade till att enbart avse de planer och projekt som beviljats tillstånd eller färdigställts efter att tidsfristen löpt ut. Domstolens bedömning Artikel 6.3 i livsmiljödirektivet kräver att de nationella myndigheterna, vid prövningen av de kumulativa konsekvenserna, beaktar samtliga projekt som tillsammans med det projekt som det sökts tillstånd för kan påverka området på ett betydande sätt mot bakgrund av direktivets syfte, även om förstnämnda projekt föregick direktivets införlivande. Projekt såsom pumpstationen i Geesthacht, som i kombination med det projekt som omfattas av konsekvensbedömningen, kan medföra skador eller störningar som kan påverka de vandrande fiskarna i floden, och följaktligen skada det aktuella området, kan – med beaktande av de syften som eftersträvas i livsmiljödirektivet – inte undantas från konsekvensbedömningen enligt artikel 6.3 i livsmiljödirektivet. http://curia.europa.eu/juris/liste.jsf?num=C-142/16

Tekniskt dokument från Internationella kommissionen för skyddet av Donau: Åtgärder för att säkerställa fiskvandring vid tvärgående strukturer Syftet med dokumentet är att informera länderna vid Donau om befintliga tekniska lösningar för att återställa flodens kontinuitet för fiskvandring. I dokumentet har alla de riktlinjer som för tillfället finns tillgängliga för Donaus övre avrinningsområde beaktats. En jämförelse av dessa riktlinjer visade att deras övergripande struktur och innehåll i stort sett överensstämmer och att avvikelserna i de flesta fall endast är marginella. Eftersom de flesta vägledningsdokument endast finns på tyska är syftet med det här dokumentet att tillhandahålla de viktigaste uppgifterna på engelska. https://www.icpdr.org/main/practical-advice-building-fish-migration-aids

3.4 Exempel på god praxis när det gäller begränsning och/eller ekologisk återställning

Följande exempel på god praxis illustrerar hur olika typer av begränsande och/eller ekologiska återställande åtgärder har införts vid vattenkraftanläggningar under en rad olika omständigheter.

Förvaltningen av Natura 2000-områden med sötvatten i England, särskilt vad gäller vattenkraft och vattendrag som är särskilda bevarandeområden Natural England är den lagstadgade myndighet som är ansvarig för att ge råd om skyddade områden i England, inklusive Natura 2000-områden. Natural Englands strategi för beslutsfattande vad gäller skyddade sötvattenområden är habitatinriktad men artmedveten. Målsättningarna grundar sig på en naturlig ekosystemfunktion, där sötvattensarter bevaras som karaktäristiska inslag i det naturligt fungerande ekosystemet varthelst det är möjligt. Man antar en helhetssyn på element i skyddade sötvattenshabitat – livsmiljöer i floder (till exempel habitatdirektivet, bilaga II, livsmiljötyp H3260: vattendrag med flytbladsvegetation eller akvatiska mossor) omfattar hela flodkorridoren och alla småbiotoper däri. Nyckelkomponenterna i normal habitatfunktion (flödesregim, naturlig morfologi och sedimentregim, hydrokemi och avsaknaden av direkta biologiska stressfaktorer såsom främmande arter) är en viktig del i de överenskomna målsättningarna för habitatelementet. Målvärdena för naturlighet vad gäller dessa komponenter fastställs i riktlinjer för skyddade områden i Förenade kungariket. En rad skyddsåtgärder och återställande åtgärder har vidtagits för att hantera effekterna på dessa komponenter för normal funktion. Tillvägagångssättet har mycket gemensamt med principerna med avseende på målen för ekologisk status i vattendirektivet, men skiljer sig i fråga om den försiktighetsnivå som tillämpas vid beslutsfattande, ambitionsnivån för att skydda den normala funktionen och hantera historiska skador samt i hur hög utsträckning man beaktar effekterna på den normala ekosystemfunktionen. Detta tillvägagångssätt är även i linje med principerna om anpassning till klimatförändringar för sötvattensekosystem, där fokus ska ligga på att återställa den normala funktionen. Det engelska ytvattennätet (inbegripet särskilda bevarandeområden för sötvatten) inbegriper flera tusen kanalstrukturer som i hög grad påverkar flod- och sjöekosystemens normala funktion. Vissa är stora strukturer med betydande ekologiska effekter, medan andra är små och många till antalet och ger upphov till betydande kumulativa effekter. Många är kopplade till befintliga licenser för vattenuttag som kanske eller kanske inte utnyttjas. Vissa har byggts för vattenkraft, medan många kan ha kompletterats i efterhand. Återställningsplaner har utarbetats för att avlägsna fysiska modifieringar i särskilda flodbevarandeområden där så är möjligt, för att återställa den normala habitatfunktionen. Det här är ett ambitiöst och långsiktigt program som inleddes för tio år sedan (Wheeldon et al. 2015). Det finns även program för att motverka stress vid vattenuttag och föroreningar samt för hantering av främmande arter. Ett gemensamt uttalande om vattenkraft från tillsynsmyndigheterna har sammanställts tillsammans med tillsynsmyndigheten för vattensektorn i England (miljömyndigheten) för att fastställa beslutsprocesser gällande skyddade områden. Detta uppmärksammar behovet av miljöskyddsåtgärder, tillräcklig hänsyn till kumulativa effekter och beslutsfattande mot bakgrund av områdets särskilda bevarandemål och tillhörande återställningsplaner. Vattenkraftproduktion kan bli möjlig (permanent eller tillfälligt) om man i en återställningsplan för en flod som omfattas av Natura 2000 anser att en kanalstruktur inte kan flyttas eller om det kommer att ta långt tid att avlägsna den. Strukturen bör dock modifieras för att minimera dess påverkan på den normala habitatfunktionen, samtidigt som den naturliga flödesregimens målvärden bör uppfyllas (inbegripet begränsningar vad gäller den kumulativa omfattningen av utarmade sträckor p