Tilstandsvurdering av høstefelt for stortare i Møre og Romsdal – Trøndelag, 2026

Det høstes årlig ca 150.000 tonn stortare (Laminaria hyperborea) i Norge på kyststrekningen fra Rogaland til sørlig del av Nordland (Steen et al. 2025ab). Tarehøstingen reguleres gjennom regionale forskrifter som revideres av fylkeskommunale arbeidsgrupper hvert femte år. Høsteområdene følger separate forskrifter som er inndelt i Rogaland – Vestland (Fiskeridirektoratets J-melding: J-140-2025), Møre og Romsdal – Trøndelag (Fiskeridirektoratets J-melding: J-167-2024) og Nordland (Fiskeridirektoratets J-melding: J-131-2022). Tarehøstingsaktiviteten rapporteres vha posisjonsrapportering (VMS – Vessel Monitoring System) og høstedataene vha elektronisk fangstdagbok (ERS – Electronic Reporting Systems) til Fiskeridirektoratet. Havforskningsinstituttet overvåker tilstanden i taresamfunnene i de høstede regionene og gir ut årlige rapporter med råd til tareforvaltningen (Norderhaug et al. 2021, Steen 2021, 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Overvåkingen rulleres slik at kyststrekningen fra Rogaland – Vestland overvåkes et år (2021 (Steen 2021), 2023 (Steen et al. 2023), 2025 (Steen et al. 2025)) og kyststrekningen Møre og Romsdal – Trøndelag det påfølgende år (2022 (Steen 2022), 2024 (Steen & Kartveit 2024), 2026 (denne rapporten)).

Høstefeltene på kyststrekningen fra Rogaland til Trøndelag har siden forskriftsrevisjonene i 2018 (Rogaland - Vestland) og 2019 (Møre og Romsdal – Trøndelag) vært inndelt i felt som alle har lik bredde fra sør til nord på en nautisk mil etter hele breddeminutt (Fiskeridirektoratets J-meldinger: J-140-2025 (vedlegg), J-167-2024 (vedlegg)). De enkelte feltene er åpne for høsting hvert femte år, etterfulgt av en fireårs hvileperiode. I sørlig del av Nordland (mellom Trøndelagsgrensen i sør og grensen mot verdensarvområdet ved Vega i nord) er høstefeltene delt inn i halve breddeminutt der nabofelt høstes med henholdsvis 5 års og 10 års syklus (Fiskeridirektoratets J-melding: J-131-2022 (vedlegg)).

Havforskningsinstituttet gjennomførte i april 2026 stikkprøvebaserte undersøkelser i høstefelt for stortare i kategori B (B-felt) på kyststrekningen fra Sande til Smøla i Møre og Romsdal og i kategori C (C-felt) på kyststrekningen fra Smøla i Møre og Romsdal til Leka i Trøndelag, som etter gjeldende forvaltningsplan skal åpnes for tarehøsting i perioden 1. oktober 2026 – 30. september 2027. På bakgrunn av tilstand på de enkelte felt gis det i denne rapporten råd til forvaltning og tarenæring om egnethet for tarehøsting i forkant av oppstart av ny høstesyklus (1. oktober 2026).

Kriterier som benyttes for å vurdere høstefeltenes tilstand er, som ved tidligere undersøkelser (Steen 2022, Steen & Kartveit 2024), stortarevegetasjonens kronesjikthøyde og biomassetetthet, samt forekomst av kråkeboller. I områder der tarevegetasjonen er lite utviklet i forhold til størrelsespotensialet og/eller biomassetettheten lav, bør høstingen utsettes slik at tarevegetasjonens størrelsesstruktur og biomasse gis mer tid til reetablering. I områder med høy kråkebolletetthet kan tarevegetasjonen være spesielt sårbar for beiting og bør derfor ikke utsettes for den ekstra belastningen som en eventuell taarehøsting kan medføre.

Undersøkelsene gjennomføres som i tidligere år (Steen et al. 2023, 2025ab, Steen og Kartveit 2024) primært vha undervannsvideo og akustikk (EK80) langs transekter i de enkelte høstefeltene og i referanseområder som er stengt for tarehøsting (Figur 1, APPENDIX 1, 2). I tillegg ble det samlet inn prøver av stortareplanter på et utvalgt av stasjonene for detaljstudier av morfologi, aldersstruktur og begroingssamfunn (epifytter) på tarestilkene (Figur 1, APPENDIX 3).

Som i fjorårets rapport (Steen et al. 2025a) er det også i denne rapporten gjort en sammenstilling av historiske landingsdata for stortare for å undersøke utvikling i høstekvantum og høsteeffektivitet som mulige indikatorer på eventuelle endringer i forekomst av høstbare stortareressurser over tid.

Stasjonslokalisering

Overvåkingen ble gjennomført i perioden 9 april – 25 april 2026 med fartøyet FF Fangst. En til to stasjoner ble undersøkt i hvert av 15 felt i Møre og Romsdal (14 B-felt og 1 C-felt) og 21 C-felt i Trøndelag vha undervannsvideo og akustikk (Figur 1, 2). De fleste av de undersøkte feltene ble høstet siste gang i 2021/22 sesongen (Appendix 1, 2). Det ble også gjennomført undersøkelser på stasjoner i referanseområder som er stengt for tarehøsting der tilstanden sammenlignes med den på høstefeltene. Høstefeltstasjonene er generelt valgt ut på bakgrunn av innrapporterte sporingsdata etter siste tarehøstingsrunde, mens referansestasjonene er posisjonert som ved tidligere undersøkelser (Steen 2022, Steen & Kartveit 2024). Referansestasjonene var fordelt på seks områder i Møre og Romsdal (Kvamme, Sande, Runde, Erkna, Orskjæra og Remman) og syv områder i Trøndelag (Froan, Melsteinen, Skyttelråsa, Tronflesa, Fruflesa, Kvaløy og Steinflesa). På 16 stasjoner ble det også samlet inn prøver vha tareskrape (Figur 2) for å sammenligne stortarevegetasjonens morfologi, alderssammensetning og forekomst av begroingsorganismer mellom felt høstet 4 år tidligere og nærliggende referanseområder (Figur 1, 2).

Følgende felt som etter forvaltningsplanen skal åpnes for tarehøsting fra 1 oktober 2026 ble ikke undersøkt eller tilstandsvurdert: 322C i Møre og Romsdal og 327C, 328C, 367C, 407C og 452C i Trøndelag. Med unntak av felt 367C, der det ble rapportert om høsting av 1 tonn i 2021/22 sesongen, har ingen av de utelatte feltene vært høstet i løpt av siste femårs periode (Appendix 1, 2).

Tarevegetasjonen vil påvirkes av bølgebevegelse (Norderhaug et al. 2012, 2021, Steen et al . 2016, 2018, 2025b, Van Son et al. 2020). På samtlige stasjoner ble det derfor gjort modellberegninger av bølgeeksponering basert på strøklengde og topografi med 50m x 50m oppløsning i form av midlere signifikante bølgehøyde i meter (beskrevet i Steen et al. 2018), for å undersøke om i hvilken grad denne faktoren varierer mellom stasjoner og påvirker de ulike målvariablene.

Videoundersøkelser

Videoobservasjonene ble gjennomført etter samme prosedyre som beskrevet i rapporter fra tidligere år (Steen 2021, 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). På alle de undersøkte stasjonene ble det benyttet nedsenkbart undervannskamera kjørt langs transekter (ca 100-200 m lange) fra overflatefartøyet (FF Fangst) med simultane kartplot og akustikkregistreringer. Kabelen til kamerasonden er ført gjennom en talje på enden av et spesialdesignet ca 5 m langt spyd festet i baugen, slik at grunne områder sikrere kan nås og faren for at kabelen skal komme i konflikt med baugpropeller reduseres. Fartøyet har et dynamisk posisjoneringssystem (DP) som gjør at transektlinjene kan følges med høy presisjon og jevn hastighet (0,5 – 0,7 knop). Det ble benyttet to kamerasystem som begge hadde innebygd dybdesensor, et livekamera (UVS 5080) og et kamera for høyoppløselige videoopptak (Parelenz dive camera). Fartøyet beveger seg sidelengs under videofilmingen og undervannskameraene føres vekselsvis rett over og gjennom tarevegetasjonen, der kamerahøyden i forhold til tarevegetasjonen og bunnen justeres vha en monitor. Filmene fra UVS 5080-kameraet ble fortløpende konvertert til PC-format (mpg) vha en Pinnacle movie box, mens de høyoppløselige filmene fra Paralenz-kameraet ble lagret i mp4-format og daglig kopiert fra minnebrikke til harddisk. Videofilmene og akustikkdataene ble jevnlig duplisert og lagret på to eksterne harddisker gjennom toktperioden. Etter toktavslutning ble akustikk- og videomaterialet kopiert til en sentral server på Havforskningsinstituttet for senere analyser.

Videotransektene analyseres ved at de splittes opp i mindre segment (for hvert minutt film) der gjennomsnittlig dyp, bunntype, tarevegetasjonens dekningsgrad (definert som andel bunnflate dekket av tarevegetasjon), tetthet og høyde ble anslått etter samme prosedyre som beskrevet i tidligere overvåkingsrapporter (Steen 2021, 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Det ble også gjennomført tellinger av kråkeboller og forekomstene ble angitt som antall observerte kråkebolleindivider per meter videotransekt.

Høyden av tareplantene måles fra tareplantenes festeorgan (dvs bunnen) til tarebladet vha kameraets innebygde dybdesensor (Figur 3). For hvert transektsegment ble det gjort observasjoner av kronesjiktets (canopysjiktets) maksimale plantehøyde (høyden av den høyeste observerte tareplanten) og kronesjiktets gjennomsnittlige plantehøyde for å få en indikasjon på tarevegetasjonens utvikling i forhold til størrelsespotensialet. Dersom tarevegetasjonens gjennomsnittshøyde er betydelig lavere enn maksimalhøyden indikerer dette at vegetasjonen er underutviklet i forhold til størrelsespotensialet og at høsting bør vurderes utsatt for ytterligere restitusjon.

Det ble også gjort beregninger av gjennomsnittlig biomassetetthet av stortare på stasjoner ved å multiplisere gjennomsnittlig individuell plantevekt med den gjennomsnittlige anslåtte kronesjikttettheten per kvadratmeter som observeres langs videotransektene etter samme prosedyre som ved tidligere undersøkelser (Steen 2021, 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Stortareplantenes individuelle vekt beregnes da ut ifra plantehøyden som observeres langs videotransektene ved å benytte en relasjon mellom plantehøyde og vekt utviklet gjennom tidligere målinger av innsamlede stortareplanter (Van Son et al. 2020).

Akustikkundersøkelser

Akustiske data ble samlet inn ved de samme stasjonene og langs de samme transektene som videoundersøkelsene, ved bruk av Simrad EK80-ekkolodd med skrogmonterte splitbeam-transdusere (ES38B og ES120-7C). Ved hver stasjon ble det gjennomført to akustiske registreringer: én parallelt med videoundersøkelsen ved lav fart (ca. 0,5–0,8 knop), og én separat passering langs samme transekt ved høyere fart (ca. 5–6 knop), gjennomført umiddelbart etter videoundersøkelsen. Avstanden mellom kameraet, som ble senket fra et spyd i baugen på fartøyet, og de skrogmonterte ekkoloddsvingerne var om lag 5–8 m. Video og akustikk representerer dermed tilnærmet samme transekt, selv om de to metodene ikke dekker nøyaktig samme areal på havbunnen.

Data fra de dedikerte akustiske transektene ved 5–6 knop blir benyttet til biomasseestimeringene i denne rapporten. Under videoinnsamlingen kjøres fartøyet delvis sidelengs ved hjelp av thrustere for å følge transektet ved lav hastighet. Dette medfører mer rulling og kan samtidig føre luftbobler fra thrusterne inn under fartøyet og gjennom den akustiske strålen. Luftbobler i vannsøylen kan både gi uønsket tilbakespredning og dempe det akustiske signalet fra tarevegetasjonen og havbunnen. Den separate akustiske passeringen ga derfor gjennomgående mer stabile og konsistente data.

Begge ekkoloddsystemene ble kalibrert i forkant av toktet etter anbefalte prosedyrer for vitenskapelige ekkolodd (ICES CRR 326), ved bruk av wolframkarbidkule (57,2 mm). Kalibreringen ble gjennomført ved Mekbukta i Molde under stabile vannforhold. Systemene ble kalibrert med pulsinnstillinger tilsvarende dem som ble benyttet under datainnsamlingen (0,250 ms, CW-modus). Kalibreringsresultatene viste god presisjon, og de justerte kalibreringsparameterne ble benyttet under hele datainnsamlingen.

Akustiske data ble samlet inn samtidig ved 38 og 120 kHz. Biomasseestimeringene er basert på 120 kHz-data, ettersom denne frekvensen gir en tydeligere respons fra tarevegetasjonen enn 38 kHz. Dette er i samsvar med Kartveit et al. (2022), som fant at 120 kHz ga betydelig renere ekkogram og bedre grunnlag for å skille tarevegetasjon fra bakgrunnssignaler. Data fra 38 kHz ble samlet inn parallelt og benyttet som støtte ved deteksjon og avgrensning av havbunnen.

De akustiske målingene ble prosessert og tolket i LSSS (Large Scale Survey System). Signaler vurdert å representere stortarevegetasjon ble manuelt avgrenset ved tegning av integrasjonsområder (Figur 4). Nedre grense for integrasjonsområdet ble lagt langs havbunnen, mens øvre grense ble satt over den akustiske responsen fra tarevegetasjonen. Områder eller enkeltsegmenter påvirket av støy, luftbobler eller andre akustiske artefakter ble ekskludert fra integrasjonen. På denne måten ble kun den delen av det akustiske signalet som ble vurdert å representere tarevegetasjonen inkludert i den videre analysen.

Den integrerte akustiske tilbakespredningen ble uttrykt som NASC (Nautical Area Scattering Coefficient; m²/nmi²). For hvert transekt ble gjennomsnittlig NASC beregnet fra de godkjente integrasjonssegmentene. Denne gjennomsnittsverdien ble deretter benyttet til å estimere biomassetetthet av stortare ved hjelp av regresjonsmodellen utviklet av Kartveit et al. (2022):

Biomassetetthet (kg/m²) = 0,00189 × NASC + 0,08231

Modellen er utviklet på grunnlag av uavhengige undersøkelser der akustisk tilbakespredning ved 120 kHz er sammenholdt med estimater av stortarebiomasse basert på videoobservasjoner og fysiske tareprøver. Biomasseverdiene som presenteres i denne rapporten er dermed modellbaserte estimater av stortarebiomasse basert på den akustisk målte tilbakespredningen.

Akustiske data samlet inn parallelt med videoundersøkelsene ble beholdt som et supplerende datasett og kunne benyttes dersom data fra den dedikerte akustiske passeringen manglet eller hadde utilstrekkelig kvalitet. Dersom bare mindre deler av et dedikert akustisk transekt var påvirket av støy, luftbobler eller andre artefakter, ble disse segmentene ekskludert, mens de resterende delene av transektet inngikk i beregningen av gjennomsnittlig NASC. Datakvaliteten var gjennomgående god, og kun et fåtall transekter krevde slik filtrering.

Tareinnsamlinger

Tareprøvene ble som ved tidligere undersøkelser samlet inn vha en 60 cm bred tareskrape i stål (Steen 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Det ble samlet inn 9-10 tareplanter fra hvert av 8 høstefelt (alle sist gang høstet i 2021/22-sesongen) og 8 uhøstede referansefelt (Appendix 3). Dypet på innsamlingsstasjonene varierte fra 6 m til 10 m. De morfologiske målingene ble gjort på samme måte som ved tidligere undersøkelser (Steen 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Tarestilkenes lengde ble målt fra overgang festeorgan/stilk til overgang stilk/blad, mens tarebladenes lengde ble målt fra overgang stilk/blad til enden av blad. For hver enkelt tareplante ble de dominerende slekter/grupper av begroingsorganismer (epifytter) visuelt rangert etter forekomst og deretter veid (våt vekt). Tareplantenes blad (lamina) og stilk (stipes) ble separert og veid (våt vekt) hver for seg. Antall juvenile kråkeboller i tareplantenes festeorgan ble registrert.

Tarestilkenes diameter ble målt i tverrsnitt tatt ca 1 cm over festeorganet. Antall vekstsoner i stilktverrsnittene ble brukt som et anslag for tareplantenes alder og samtlige tverrsnitt ble avfotografert for senere målinger av vekstsonearealene og rekonstruksjon av plantenes veksthistorikk etter samme prosedyre som ved tidligere innsamlinger (Steen 2022, Steen et al. 2023, 2025ab, Steen & Kartveit 2024). Størrelsen (arealet) av hver enkelt vekstsone vil gi informasjon om tareplantenes vekst i et gitt år, der den ytre ringen representerer veksten i 2026, den nest ytterste ringen veksten i 2025, den tredje ytterste ringen veksten i 2024, etc. Arealet på en vekstsone (a) ble estimert ved å måle bredden fra tverrsnittets sentrum til indre (i) og ytre (y) vektsonegrense langs to akser med ca 90 graders vinkel og beregnet ut ifra formelen a = π y ² – π i ² .

For å statistisk undersøke forskjeller mellom høstefelt og referanseområder ble det benyttet t-tester, mens korrelasjoner mellom variable ble estimert vha Pearsons produkt-moment korrelasjonskoeffisient (r). T-testene og korrelasjonstestene ble programmert i R. Dataene som ble samlet inn i 2026 er også sammenlignet med tilsvarende data fra tidligere undersøkelser i denne regionen.

Høstestatistikk

Industriell høsting av stortare har pågått langs norskekysten siden 1960-tallet (Vea & Ask 2011) og en sammenstilling av høstestatistikken tilbake til 1985 er gitt i Steen et. al. (2025a). Elektronisk fangstdagbok rapportering (ERS) og sporing av tarehøstingsfartøyer (VMS) ble innført i 2014 og for denne perioden eksisterer også koblede data for høstekvantum (i tonn) og tidsbruk (i timer) per last. Disse dataene benyttes for å beregne høsteeffektiviteten som et mål på fangst per enhet innsats (i tonn/time) i et gitt område over en tidsperiode som en indikator på utviklingen i tilgjengelighet av høstbare stortareressurser (Steen et al. 2025a).

Videoundersøkelser

Møre og Romsdal

Gjennomsnittsdypet på stasjoner undersøkt i Møre og Romsdal var 9,3 ± 0,5 (95 % konfidensintervall) m i høstefeltene og 9,2 ± 0,8 m i referansefeltene. Det var ingen signifikant forskjell i dyp mellom stasjoner i høstefelt og referansefelt (t-test, p = 0,653). Bølgeeksponeringen på stasjonene, i form av midlere signifikante bølgehøyde, varierte fra 0,3 m til 1,6 m (Figur 5), med et gjennomsnitt på 0,8 ± 0,1 m på høstefeltstasjonene og 0,7 ± 0,1 m på referansestasjonene. Det var ingen signifikante forskjeller i bølgeeksponering mellom stasjoner i høstefelt og referansefelt (t-test, p = 0,461). Det var imidlertid en tendens til økning i bølgeeksponeringen fra sørlige til nordlige stasjoner og korrelasjonen mellom bølgeeksponering og breddegrad var signifikant (r = 0,44, p = 0,011).

Som ved tidligere undersøkelser i Møre og Romsdal (Steen 2022, Steen & Kartveit 2024) var stortare den dominerende tarearten på samtlige undersøkte stasjoner i 2026 med en gjennomsnittlig dekningsgrad som varierte fra 68 % til 97 %. Det ble ikke registrert signifikante forskjeller i dekningsgrad av stortare mellom høstefelt og referansefelt (t-test, p = 0,836). Av andre tarearter ble butare ( Alaria esculenta ) og sukkertare ( Saccharina latissima ) registrert på enkelte stasjoner, men den samlede gjennomsnittlige dekningsgraden av disse utgjorde <1 %. Eksempler på dekningsgrad av tare for alle undersøkte stasjoner i Møre og Romsdal i 2026 er vist i Appendix 4.

Kronesjikthøyden av stortarevegetasjonen varierte fra 1,1 m til 1,8 m, med et gjennomsnitt på 1,4 ± 0,1 m på høstefeltene i Møre og Romsdal i 2026 (Figur 6). På referansestasjonene varierte kronesjikthøyden fra 1,3 m til 1,8 m, med et gjennomsnitt på 1,5 ± 0,2 m. Det ble ikke registrert signifikante forskjeller i stortarevegetasjonens kronesjikthøyde mellom stasjoner i de tidligere høstede feltene og referansefeltene i 2026 (t-test, p = 0,614). Det ble heller ikke registrert signifikant korrelasjon mellom bølgeeksponering og gjennomsnittlig kronesjikthøyde (r = 0,194, p = 0,287).

Forholdet mellom gjennomsnittlig og maksimal kronesjikthøyde kan benyttes som et mål på stortarevegetasjonens størrelsesstruktur og restitusjonstilstand (Steen 2022, Steen et al. 2023, 2025a, Steen & Kartveit 2024). En ujevn størrelsesstruktur kan både skyldes naturlige tapsprosesser som f.eks stormfellingsepisoder (Earp et al. 2024) eller manglende gjenvekst etter tidligere tarehøsting. På høstefeltene som ble undersøkt i 2026 varierte forholdet mellom stortarevegetasjonens gjennomsnittlige og maksimale kronesjikthøyde fra 57 % til 89 % med et gjennomsnitt på 76 ± 3 % på høstefeltene og fra 72 % til 89 % med et gjennomsnitt på 79 ± 5 % på referansestasjonene. Det ble ikke registrert signifikante forskjeller i dette forholdstallet mellom høstefelt og referansefelt (t-test, p = 0,392). På tre av høstefeltene (281B, 296B, 306B) var forholdet mellom gjennomsnittlig og maksimal kronesjikthøyde likevel såpass lavt (57 %– 67 %) at oppstart av tarehøsting her anbefales utsatt til 01.05.2027, slik at tarevegetasjonen på disse feltene skal få lengre tid til restitusjon (Fig. 7). De øvrige undersøkte høstefeltene i Møre og Romsdal hadde en jevnere vegetasjonsstruktur der forholdet mellom gjennomsnittlig og maksimal kronesjikthøyde varierte fra 72 % til 87 % (Fig. 8)

Den gjennomsnittlige vegetasjonshøyden av stortare på høstefeltene var noe lavere både i 2026 (1,4 ± 0,1 m) og 2024 (1,4 ± 0,1 m), enn i 2022 (1,7 ± 0,2 m), mens den gjennomsnittlige vegetasjonshøyden på referansestasjonene har vært mer stabil i underkant av 1,5 m i hele perioden (Fig. 9). Utviklingen i referansefeltene vil dog være mer sammenlignbar mellom årene da det her er de samme lokalitetene som observeres over tid, mens det er ulike sett av høstefelt som er undersøkt ila perioden (primært D-felt i 2022, C-felt i 2024 og B-felt i 2026). Det er kun høstefelt som hadde hatt fire års hvileperiode som er tatt med i disse sammenligningene og på grunn av en feltomlegging i 2019 der mange av høstefeltene fikk en midlertidig kortere hvileperiode i etterfølgende sesonger var det da færre av de undersøkte feltene som hadde gjennomgått fire års hvileperiode i 2022 (5 felt), enn i 2024 (16 felt) og 2026 (16 felt).

Kråkebollebeiting er den viktigste årsaken til tap av tareskog i Norge (Norderhaug & Christie 2009, Norderhaug et al. 2020) og utviklingen i kråkebolleforekomstene langs kysten er derfor viktig å overvåke. Det er spesielt grønn kråkebolle (Strongylocentrotus droebachiensis) som utgjør den største nedbeitingstrusselen for tareskogene i Norge og det ble ikke observert forekomster av denne arten langs noen av de 32 videotransektene som ble undersøkt i Møre og Romsdal i 2026. Det ble registrert 41 individer av rød kråkebolle (Echinus esculentus) langs en total transektdistanse på 4,6 km. Registreringsfrekvensene var i Møre og Romsdal i 2026, som i 2024 (Steen & Kartveit 2024) og 2022 (Steen 2022), gjennomgående svært lave med gjennomsnitt på mindre enn 0,01 kråkebolle observert per meter videotransekt. Dette tyder på at kråkebolleforekomstene i de ytre kystområder av Møre og Romsdal for tiden er på et stabilt lavt nivå og at stortarevegetasjonen er lite påvirket av kråkebollebeiting.

Trøndelag

Gjennomsnittsdypet på transektene som ble undersøkt i Trøndelag i 2026 varierte fra 7 m til 11 m, med et gjennomsnitt på 8,9 ± 0,3 m på høstefeltstasjonene og 9,4 ± 0,5 m på referansestasjonene. Bølgeeksponeringen (i form av midlere signifikant bølgehøyde) på de samme lokalitetene varierte fra 0,2 m til 1,6 m, med et gjennomsnitt på 0,8 ± 0,1 m på høstefeltstasjonene og 0,8 ± 0,2 m på referansestasjonene (Fig. 10). Det ble ikke registrert signifikante forskjeller mellom stasjoner i felt som ble høstet fire år tidligere og stasjoner i referansefelt mhp gjennomsnittlig dyp (t-test, p = 0,180) eller bølgeeksponering (t-test, p = 0,763).

Stortare var den dominerende arten langs de fleste undersøkte videotransektene i Trøndelag i 2026, med en gjennomsnittlig dekningsgrad på 83 ± 7 %. Bortsett fra felt 338C sør i Ørland kommune, der det ikke ble observert stortare (0 % dekning), varierte den gjennomsnittlige dekningsgraden av stortare fra 75 % til 99 % på stasjonene i de øvrige undersøkte felt. Det ble ikke registrert signifikante forskjeller i dekningsgrad av stortare mellom felt som ble høstet fire år tidligere og referansefelt (t-test, p = 0,250). Det ble også observert innslag av andre arter som butare, sukkertare og draugtare med en samlet gjennomsnittlig dekningsgrad på 1 ± 1 %. Eksempler på dekningsgrad av tare for samtlige stasjoner som ble undersøkt i Trøndelag i 2026 er vist i Appendix 5.

Kronesjikthøyden av stortarevegetasjonen observert på stasjonene i feltene som ble høstet i 2021/22-sesongen varierte fra 0,7 m til 1,8 m, med et gjennomsnitt på 1,4 ± 0,1 m (Figur 11). På referansestasjonene varierte kronesjikthøyden fra 1,2 m til 2,0 m, med et gjennomsnitt på 1,6 ± 0,2 m. Selv om stortarevegetasjonens kronesjikt i gjennomsnitt var noe var noe høyere på referansestasjonene ble det ikke registrert signifikante forskjeller mellom felt som er høstet i siste fireårsperiode og referansefelt i Trøndelag i 2026 (t-test, p = 0,101) Det ble også registrert en svak positiv korrelasjon mellom kronesjikthøyde og grad av bølgeeksponering (r = 0,320, p = 0,050). Den gjennomsnittlige og maksimale kronesjikthøyden observert i 2026 ligger omtrent på samme nivå som i tidligere år både i høstefelt og referansefelt (Figur 12). Dette indikerer at stortarevegetasjonen har vært stabil i denne perioden, men det er altså her ulike sett av høstefelt som er undersøkt i de ulike årene, mens referansestasjonene har vært de samme i hele perioden.

Forholdet mellom gjennomsnittlig og maksimal kronesjikthøyde kan som tidligere nevnt benyttes som et mål på stortarevegetasjonens størrelsesstruktur og restitusjonstilstand. På de tidligere høstede feltene i Trøndelag varierte dette forholdstallet fra 51 % til 86 %, med et gjennomsnitt på 77 ± 3 %, mens tilsvarende på referansestasjonene varierte mellom 72 % og 88 % med et gjennomsnitt på 80 ± 4 %. Som i Møre og Romsdal ble det heller ikke i Trøndelag registrert signifikante forskjeller i vegetasjonsstruktur (forholdet gjennomsnittlig/maksimal kronesjikthøyde) mellom felt høstet fire år tidligere og referansefelt i 2026 (t-test, p = 0,167). Dette tyder på at stortarevegetasjonens har nådd sitt maksimale størrelsespotensial innenfor hvileperioden i de fleste av de tidligere høstede feltene i Trøndelag i 2026. Eksempler på jevn og høyvokst stortarevegetasjon på tre av høstefeltene i Trøndelag er vist i Figur 13.

Enkelte av stasjonene i høstefeltene skiller seg likevel ut med mer ujevn vegetasjonsstruktur der deler av stortarevegetasjonens kronesjikt fortsatt ikke er reetablert i forhold til størrelsespotensialet. Dette gjelder spesielt stasjonene i felt 337C, 358C, samt den østlige stasjonen i felt 347C, den østlige stasjonen i felt 417C og den vestlige stasjonen i felt 422C (Figur 14, 15). På disse stasjonene varierte forholdstallet gjennomsnittlig og maksimal kronesjikthøyde fra 51 % til 67 %. For å gi stortarevegetasjonen lengre tid til restitusjon anbefales høsteoppstarten utsatt til 01.05.2027 på felt 337C, 358C, samt deler av felt 347C (øst for 8° 21' østlig lengdegrad) og 417C (øst for 10° 34' østlig lengdegrad). På den vestligste stasjonen i høstefelt 422C, der forholdstallet mellom maksimal og gjennomsnittlig kronesjikthøyde var 67%, er imidlertid biomasseestimatene høye (Figur 21) og stortarevegetasjonens tilstand i dette området vurderes derfor som god nok for høsteoppstart fra 01.10.2026.

Totalt så ble det observert 495 individer av rød kråkebolle (Echinus esculentus) og ingen individer av grønn kråkebolle (Strongylocentrotus droebachiensis) langs de 39 videotransektene som ble undersøkt i Trøndelag i 2026. De høyeste tetthetene av rød kråkebolle ble som i tidligere år (Steen 2022, Steen & Kartveit 2024) observert på de sørligste feltene i Ørland (Figur 16, 17). På felt 338C og 348C lå den gjennomsnittlige registreringsfrekvensen på henholdsvis 2,7 og 0,7 individer av rød kråkebolle per transektmeter, mens den i øvrige områder i gjennomsnitt lå på 0,04 røde kråkeboller per kvadratmeter. Dette er omtrent på samme nivå som ved tidligere undersøkelser (Steen 2022, Steen & Kartveit 2024) og tyder på at kråkebolleforekomstene i de ytre kystområder i Trøndelag, bortsett fra i Ørland, for tiden er på et stabilt lavt nivå. På grunn av de høye forekomstene av kråkeboller anbefales det at felt 338C og 348C ikke åpnes for tarehøsting i 2026/27, dette til tross for at felt 348C stedvis har en vegetasjonsstruktur og biomassetetthet av stortare som er på nivå med felt der stortareforekomstene ble vurdert som høstbare.

Akustikkundersøkelser

Tolkning av ekkogram

Dataene ble analysert ved å følge en standard tolkingsprosedyre for akustisk mengdeestimering, som i korte trekk handler om å definere et integrasjonsområde som inkluderer alle ekko reflektert fra tarevegetasjonen for så å beregne den akustiske mengden i det tolkede området (Kartveit et al. 2022). Denne metoden, som bygger på Kjerstad et al. (1995) og Blight et al. (2011), utføres ved ved hjelp av ekkoloddtolkningsprogramvaren Large Scale Survey System (LSSS), der alle datasett først går igjennom en manuell inspeksjon for kvalitetssikring. Data som ikke inneholder relevant informasjon eller som er korrumperte, blir ekskludert fra videre analyse. Deretter blir regionene i ekkogrammet som inneholder tareskog identifisert og kategorisert ved bruk av øvre og nedre integrasjonslinjer. Uønsket ekko fra fisk, instrumenter eller andre åpenbare forstyrrende faktorer blir fjernet for å tydeliggjøre ekkoet som er forårsaket av tarevegetasjonen. Tilbakespredningskoeffisienten (NASC) blir beregnet ved hjelp av tolkningsprogramvaren og lagret i en database. I denne studien ble den gjennomsnittlige NASC-verdien for hvert transekt eksportert fra databasen og brukt direkte som input i en tidligere utviklet modell som gir et biomassetetthetsestimat som er sammenlignbart med estimatet fra videoanalysene (også gitt i kg m ^-2 ).

Avvik mellom akustiske og videobaserte biomasseestimater kan ikke nødvendigvis tilskrives usikkerhet i den akustiske metoden alene, men må også sees i lys av usikkerhet knyttet til de videobaserte biomasseestimatene. Disse er blant annet basert på visuelle anslag av tettheten av stortareplanter innenfor et anslått areal på én kvadratmeter, og både avgrensningen av arealet og antallet planter innenfor dette vil tilføre en viss observatørusikkerhet. Estimatene av vegetasjonshøyde vurderes som mer robuste, ettersom disse baseres på avlesninger fra dybdesensoren når kameraet beveges vertikalt mellom kronesjiktet og havbunnen.

De to metodene måler også ulike egenskaper ved tareskogen. Den akustiske biomassemodellen er basert på den integrerte akustiske tilbakespredningen (NASC), og vegetasjonshøyde inngår ikke som en egen forklaringsvariabel. Den akustiske tilbakespredningen fra stortare antas i stor grad å være knyttet til bladverket og organismer som vokser på taren. Forholdet mellom NASC og faktisk biomasse kan derfor variere med tareskogens struktur og tilstand. En høyvokst tareskog med relativt lange og tunge stilker, men lite gjenværende bladverk, kan eksempelvis ha betydelig biomasse samtidig som den akustiske tilbakespredningen er forholdsvis svak. Dette kan forekomme etter tap av bladverk som følge av naturlig bladfelling (felling av gammelt blad skjer nettopp på vårparten da overvåkingstoktene gjennomføres), stormpåvirkning eller andre forstyrrelser, og vil kunne føre til at den akustiske modellen underestimerer biomassen.

Et slikt mønster synes å forekomme ved flere av stasjonene i denne undersøkelsen (Figur 18 og 28), der videodata indikerer relativt høy biomasse og høy vegetasjon, mens den akustisk estimerte biomassen er betydelig lavere. Forskjeller mellom de to metodene bør derfor vurderes i lys av både usikkerhet i de videobaserte estimatene og variasjon i tareskogens struktur, snarere enn som en direkte indikasjon på feil i én av metodene.

Møre og Romsdal

Den akustiske innsamlingen i Møre og Romsdal resulterte i ekkodata av god kvalitet. For å beregne biomassetettheten for transektene har vi brukt en tidligere utviklet biomassemodell for stortare som bygger på et akustisk datasett innhentet i 2021 i Nordland og rundt Vikna (Kartveit et al. 2022).

De akustiske biomassetetthetsestimatene stemmer generelt sett godt overens med den videoestimerte biomassetettheten (Figur 19), med noen åpenbare unntak. De to ulike metodene er sammenlignet i Figur 20, som viser avviket mellom metodene for høstede stasjoner og i referansefeltene. Begge metoder viste store variasjoner i biomassetetthet mellom stasjoner, fra 4 – 25 kg m ^-2 for akustikkmetoden og fra 10 – 25 kg m ^-2 for videometoden. Selv om akustikkmetoden i gjennomsnitt estimerer ca 3 kg m ^-2 lavere biomassetetthet enn videoestimatene, indikerer begge metoder små forskjeller i gjennomsnittlig biomassetetthet mellom høstefelt og referansefelt. Figur 19 viser dog at differansen mellom metodene på enkelte stasjoner kan være betydelig som tilfelle ved stasjonene 246B, 261B og 301Bv. I tillegg til den nevnte usikkerheten knyttet til fravær av bladverk i kronsjiktet er en annen mulig kilde til variasjon mellom de to observasjonsmetodene at det er ca. 7 meter mellom nedsekningsposisjonen til videokameraene på enden av baugspydet og ekkoloddsvingeren. Dette kan følgelig føre til en viss forskjell i både bunnforhold og vegetasjon mellom de to observasjonslinjene, spesielt i områder med bratt terreng og i grunne farvann.

Lavest biomassetetthet (4 kg per kvadratmeter) ble estimert på den østlige stasjonen på felt 291B, og her ligger biomasseestimatene betydelig lavere enn på det nærliggende referansefeltet ved Orskjæra både for de akustikkbaserte (-12 kg/m ² ) og videobaserte (-8 kg/m ² ) biomassestimatene. Vi vil derfor fraråde tarehøsting på den østlige delen av felt 291B (øst for 7° 15' østlig lengdegrad) før 01.05.2027.

Trøndelag

Biomasseestimat fra Trøndelag er gjort med den samme modellen som i Møre og Romsdal (Kartveit et al. 2022). Datakvaliteten på ekkoloddata var generelt sett god. Også i Trøndelag viste begge metoder store variasjoner i biomassetetthet av stortare mellom stasjonene, fra 0 – 30 kg m ^-2 for akustikkmetoden og fra 0 – 27 kg m ^-2 for videometoden. Generelt sett ser man den samme trenden i biomasseestimat som i datasettet fra Møre og Romsdal, som regel med en underestimering av biomassen i den akustiske modellen sammenlignet med videobasert biomasse (Figur 21, 22). Vi ser også her at avviket mellom de to metodene er større i referansefelt enn i høstefelt, og at den akustiske biomassemodellen predikerer noe mindre biomasse på referansestasjonene enn i høstefeltene. Dette er observasjoner som verken er intuitive eller forstått i detalj, men som trolig er relatert til metodens avhengighet av utviklet bladverk i kronsjiktet som diskutert over og illustrert i Figur 28.

En annen mulig grunn til en relativt konsekvent akustisk underestimering kan være relatert til epifyttvekst. Som vist av Figur 34-36 kan man se det som regel er betydelig mindre epifytter på tidligere høstede stasjoner sammenlignet med referanseområder. Den akustiske biomassemodellen er utviklet på bakgrunn av data fra Vikna og Helgeland som i liten grad var påvirket av høsting, med unntak av noe tidligere prøvehøsting i enkelte områder, på innsamlingstidspunktet. Påvekst av epifytter påvirker NASC i større grad enn tarestilken i seg selv, noe som gjør at biomasse estimert av modellen vil underestimeres i områder med lite epifytter (et eksempel er vist i Figur 28). Dette vil føre til en konsekvent undererstimering av biomasse sammenlignet med videometoden, og kan være tilfelle for denne datainnsamlingen. Dette bør undersøkes i detalj, og en ny modell skreddersydd for høstefelt bør vurderes for senere tilstandsvurderinger. Dette forklarer imidlertid ikke hvorfor referansestasjonene i gjennomsnitt viser en lavere biomasse enn i høstefeltene, dette er som tidligere nevnt trolig relatert til redusert kronsjikttetthet og/eller avvik i posisjonering av svinger og kamera under datainnsamling.

Tareinnsamlinger

Det ble samlet inn prøver av 9-10 stortareplanter på hver av til sammen 16 stasjoner, fordelt på 8 lokaliteter i Møre og Romsdal og 8 lokaliteter i Trøndelag, for undersøkelser av alder, morfologi, epifytter og veksthistorikk. Halvparten av prøvene ble samlet inn i felt som ble høstet fire år tidligere (i 2021/22), mens den andre halvparten ble samlet inn i uhøstede referansefelt (Figur 1, 2, Appendix 3). Bølgeeksponeringen på innsamlingsstasjonene, i form av midlere signifikante bølgehøyde, var i gjennomsnitt (± 95 % konfidensintervall) 1,0 ± 0,3 m på høstefeltstasjonene og 0,9 ± 0,2 m på referansestasjonene. Bølgeeksponeringen var ikke signifikant forskjellig mellom høstefelt- og referansestasjoner (t-test, p = 0,397). Gjennomsnittlig innsamlingsdyp var 7,3 ± 1,0 m for høstefeltstasjonene og 7,3 ± 0,8 m for referansestasjonene og det var ikke signifikante forskjeller i innsamlingsdyp mellom stasjoner i høstefelt og referansefelt (t-test, p = 0,978).

Stortareplantenes gjennomsnittlige alder på høstefeltstasjonene varierte fra 4,1 til 6,1 år med et samlet gjennomsnitt på 5,3 ± 0,5 år, og var signifikant yngre (t-test, p < 0,001) enn på referansestasjonene der gjennomsnittsalderen varierte fra 6,7 til 10,5 år med et samlet gjennomsnitt på 8,5 ± 1,0 år (Figur 23). En sammenligning med innsamlinger gjennomført langs det samme kystavsnittet (dog på andre høstefeltstasjoner) i 2022 og 2024 indikerer at tarevegetasjonens aldersstruktur har endret seg lite i denne perioden med gjennomgående lavere gjennomsnittsalder på stasjonene som er høstet fire år før prøvetakingstidspunktene enn på referansestasjonene (Figur 24).

Stortareplantenes ettårige blad (lamina) utgjorde ca ¼ av plantenes totale vekt og var ikke signifikant korrelert med stortareplantes alder (r = 0,25, p = 0,359). Den gjennomsnittlige bladvekten på høstefeltstasjonene varierte fra 0,22 til 0,44 kg med et gjennomsnitt på 0,34 ± 0,06 kg, mens den på referansestasjonene varierte fra 0,19 til 0,51 kg med et gjennomsnitt på 0,38 ± 0,07 kg (Figur 25). Bladvekten var ikke signifikant forskjellig mellom høstefeltstasjoner og referansestasjoner (t-test, p = 0,362). Stortareplantenes gjennomsnittlige bladvekt var omtrent på samme nivå som ved tidligere innsamlinger gjennomført i denne regionen (Figur 26).

Stortarens flerårige stilkdel utgjør ca ¾ deler av totalvekten av plantene og stilkvekten var sterkt korrelert med alderen (r = 0,77, p < 0,001). Den gjennomsnittlige stilkvekten på høstefeltstasjonene varierte fra 0,7 til 1,2 kg med et gjennomsnitt på 1,0 ± 0,1 kg (Figur 27). På referansestasjonene varierte den gjennomsnittlige stilkvekten fra 0,9 til 1,8 kg med et gjennomsnitt på 1,3 ± 0,3 kg. Selv om stilkvekten for stortareplanter innsamlet på stasjoner høstet fire år tidligere og referansestasjoner ikke var signifikant forskjellig samlet sett (t-test, p = 0,051) så var det en klar tendens til lavere stilkvekt på høstefeltene i forhold til de nordligste referansestasjonene i Trøndelag (Figur 27), hvilket har sammenheng med tareplantenes høyere alder på disse referansefeltene. Når det gjelder biomassetettheten av stortare så vil en lavere individuell stilkvekt i høstefeltene ofte kompenseres av høyere plantetetthet i forhold til referansefeltene (Figur 28). Stortareplantenes gjennomsnittlige stilkvekt var omtrent på samme nivå som ved innsamlingene i 2022 og 2024 både på høstefeltstasjonene og referansestasjonene (Figur 29).

Tykkelsestilveksten hos stortare måles utifra arealet av de kronologisk avsatte vekstsonene i stilktverrsnittene og den gjennomsnittlige årlige tykkelsestilveksten av stortarestilker har vært gjennomgående noe høyere i de tidligere høstede feltene enn i referansefeltene (Figur 30). Stilktilveksten varierer med stortareplantenes alder og den mest intense vekstperioden inntreffer fra 3-5 års alder og er da høyere i de tidligere høstede feltene enn i referansefeltene der stilkene utvikles langsommere (Figur 31). Den gjennomsnittlige stilktilveksten i de seneste sesongene har også vært markant høyere i de tidligere høstede feltene enn i referansefeltene (Figur 32). Dette har sannsynligvis sammenheng med at stortareplantene i de tidligere høstede feltene da har vært inne i sin mest produktive alder og at plantene på dette stadiet har fått bedre lystilgang etter at det tidligere lysabsorberende kronesjiktet er fjernet sammenlignet med referansefeltene. Høyere stilktilvekst etter høsting har også vært registrert ved tidligere innsamlinger av stortare i Møre og Romsdal og Trøndelag (Figur 33), og i andre regioner med tarehøsting langs norskekysten (Steen et al. 2025ab).

Forekomst av juvenile kråkeboller i stortareplantenes festeorgan (hapter) kan benyttes som en indikator på deres rekrutteringspotensial i et område og tidligere undersøkelser har vist at forekomstene av hapterkråkeboller øker fra sør til nord langs norskekysten (Steen et al. 2020, Feehan et al. in press.). I 2026 ble det registrert forekomster av juvenile kråkeboller i hapterene hos stortareplanter på 10 av de 16 innsamlingsstasjonene i Møre og Romsdal og Trøndelag. Det er primært juvenile individer av grønn kråkebolle (Strongylocentrotus droebachiensis) som dominerer i kråkebollefaunaen i stortarehapterene og ca 90 % av funnene ble identifisert til denne arten. Den gjennomsnittlige registreringsfrekvensen av hapterkråkeboller på innsamlingsstasjonene i Møre og Romsdal og Trøndelag i 2026 (0,13 ± 0,08 kråkebolle per hapter) ligger på samme nivå som i 2022 (0,14 ± 0,13 kråkebolle per hapter) og 2024 (0,12 ± 0,10 kråkebolle per hapter). Dette indikerer at rekrutteringen av kråkeboller for tiden er på et stabilt nivå i denne regionen.

Epifyttforekomstene på stortarestilkene har betydning for taresamfunnenes økologiske funksjonalitet (Christie et al. 2003, Norderhaug et al. 2003, Teagle et al. 2016) og epifyttbiomassen (total friskvekt) benyttes som en indikator på økologisk funksjonalitet (Steen & Kartveit 2024, Steen et al. 2025ab). For stortareplanetene samlet inn i 2026 ble det registrert betydelige variasjoner av epifyttforekomster mellom stasjonene, med lavere epifyttbiomasse på de fleste av høstefeltstasjonene i forhold til nærliggende referansestasjoner (Figur 34). Epifyttene på tarestilkene domineres som i tidligere år av enkelte rødalgeslekter som til sammen utgjør mer enn 85 % av epifyttbiomassen (Figur 35). Andre epifytter utgjorde mindre enn 15 % av epifyttbiomassen og består primært av mosdyr (Bryozoa), andre rødalger og brunalger. De fleste av de dominerende rødalgene var signifikant positivt korrelert med tareplantes alder (Membranoptera (r = 0,77, p < 0,001), Delesseria (r = 0,69, p = 0,003), Ptilota (r = 0,55, p = 0,026), Polysiphonia (r = 0,51, p = 0,044)), bortsett fra Phycodrys (r = 0,21, p = 0,429) og spesielt Palmaria (r = -0,06, p = 0,814) som ofte er av de første epifyttene som utvikles på tarestilkene.

Den gjennomsnittlige epifyttbiomassen var som i tidligere år (Figur 36) også i 2026 signifikant lavere på høstefeltstasjonene enn på referansestasjonene (t-test, p = 0,021). Noe som sannsynligvis kan relateres til aldersforskjeller, da epifyttbiomassen er sterkt korrelert med tareplantenes alder (r = 0,59, p = 0,017) og tareplantene på referansestasjonene er signifikant eldre enn på høstefeltstasjonene. Studier fra Nordland har vist at tareplantenes epifyttbiomasse har størst økning fra 6-8 års alder og at epifyttbiomassen for sammenlignbare aldersgrupper ikke er forskjellig mellom felt høstet 8 år tidligere og uhøstede referansefelt (Steen et al. 2025b). Dette indikerer at effektene av tarehøstingen på epifyttsamfunnene vil være reversible, men at fire års hvileperiode mellom påfølgende høstinger er for knapp tid til at tareplantene oppnår høy nok alder for maksimal epifyttutvikling. Det gjøres imidlertid regelmessige observasjoner av tarevegetasjon med velutviklet tre-dimensjonal epifyttstruktur langs videotransektene på høstefeltene som indikerer at deler av tarevegetasjonen også her forblir upåvirket av høsteaktiviteten (Steen 2021, 2022, Steen et al. 2023, Steen & Kartveit 2024, Steen 2025ab). Dette understøttes også av modellstudier som tilsier at høsteuttaket er moderat i forhold til de modellerte biomasseanslagene for stortare langs norskekysten (Van Son et al. 2020, Gundersen et al. 2021, Norderhaug et al. 2021, Steen et al. 2025b).

Høstehistorikk

En gjennomgang av høstestatistikken for stortare har vist et relativt stabilt uttak på landsbasis på ca 150.000 tonn/år siden 1980-tallet (Steen et al. 2025a). På fylkesnivå har det imidlertid vært en reduksjon i høstekvantum for de sørligste fylker (Rogaland, Vestland og Møre og Romsdal) siden tidlig 2000-tall, mens høstevolumet har økt i Trøndelag og senere i Nordland i samme periode (Steen et al. 2025a). For å avgjøre i hvilken grad endringene i de fylkesvise høstekvantaene skyldes redusert ressurstilgang og/eller endret høstemønster kreves også et mål på høsteinnsatsen. Forholdet mellom høstekvantum og høsteinnsats kan benyttes til å beregne høsteeffektivitet (fangst per enhet innsats i form av tonn per time) som en indikator på tilgjengeligheten av stortareressurser og ressursutvikling over tid. Koblede data for høstekvantum og høsteinnsats foreligger imidlertid først fra 2014 da elektronisk fangstdagbokrapportering (ERS) og sporing av høstefartøyene (VMS) ble innført og beregninger av høstseffektivitet er derfor begrenset til perioden fra og med 2014.

Det gjennomsnittlige høstekvantumet av stortare på landsbasis har i perioden 2014/15 – 2024/25 variert fra ca 130.000 –165.000 tonn per sesong (Figur 37). Det har også vært en tendens til reduserte høstekvantum på strekningen Rogaland – Møre og Romsdal og økende høstekvantum i Trøndelag og etter hvert Nordland ila denne perioden. I sørlig del av Nordland foregikk det prøvehøstinger av tare i perioden 2013-17, mens området har vært åpent for kommersiell tarehøsting fra og med 2021/22-sesongen. Den gjennomsnittlige høsteeffektiviteten har i mesteparten av perioden også vært høyere i Trøndelag og Nordland, enn i de sørligere fylker (Figur 37). Det har også vært en utvikling i høsteffektivitet over tid, med lavest høsteeffektivitet i sesongene etter revisjon av forvaltningsplanene i 2018 (i Rogaland - Vestland) og 2019 (i Møre og Romsdal – Trøndelag), da mange av høstefeltene fikk innkortet hvileperiode i de påfølgende sesongene.

Summen av egnede høstearealer i kategoriene av felt som er åpne for høsting vil variere mellom sesonger i løpet av en høstesyklus (5 år), inntil samme gruppe av felt åpnes for høsting på ny fem sesonger senere. Sammenligninger av utviklingen på enkeltfelt for perioden 2014/15 – 2024/25 kompliseres av endrede feltgrenser og høsterekkefølge etter revisjonen av forvaltningsplanene i 2018-19. Høstekvantum, -tidsbruk og -effektivitet vil i dette tilfellet være arealmessig mer sammenlignbare mellom komplette høstesykluser på fylkesnivå, da de fleste høstearealer vil ha vært åpne i en enkel høstesesong (Steen et al. 2025a). Høstestatistikken for siste femårsperiode 2020/21 – 2024/25, blir her derfor sammenlignet med femårsperioden 2014/15 – 2018/19 på fylkesnivå.

I Møre og Romsdal er det det i store trekk sammenlignbare arealer som har vært åpne for en enkel høsterunde i begge femårsperiodene (Figur 38). I Trøndelag har det derimot vært enkelte større endringer i tilgjengelige høstearealer mellom periodene (Figur 39). Her er det ikke høstet på feltene fra 378D til 385A på kyststrekningen 64˚ 09’ N - 64˚ 17’ N i siste femårsperiode, mens det ble høstet 20.262 tonn på denne kyststrekningen til sammen i perioden 2014-18. Feltene fra 414E til 420A på kyststrekningen 64˚ 45’ N - 64˚ 52’ N var delvis stengt i perioden 2014-18 og det er til sammen høstet 22.976 tonn mer på disse feltene i perioden 2020-24 enn i den første perioden (Fig. ??). Høstekvantumet knyttet til disse arealendringene i Trøndelag vil derfor stort sett være utjevnet mellom periodene som her sammenlignes.

I Møre og Romsdal har det vært en reduksjon i totalt høstekvantum med 43.232 tonn (-18 %) og høsteinnsats med 2.133 timer (-18 %) fra perioden 2014/15 – 2018/19 til 2020/21 – 2024/25, mens den gjennomsnittlige høsteeffektiviteten har vært 20 tonn/ time i begge perioder (Figur ??). I Trøndelag har det vært en økning i totalt høstekvantum med 52.704 tonn (+17 %) og høsteinnsats med 1.705 timer (+14 %) fra perioden 2014/15 – 2018/19 til 2020/21 – 2024/25, mens den gjennomsnittlige høsteeffektiviteten har økt marginalt fra 24 tonn/time i første periode til 25 tonn/time i siste periode (Figur ??).

Høsteeffektiviteten reduseres gjennom høstsesongen og effektiviteten ved sesongslutt kan gi en indikasjon på restpotensialet av høstbare tareressurser i et område som foreslått i Steen et al. (2025a). Dersom ressurstilgangen var stabil, skulle man f.eks ved et redusert høstekvantum forvente en større rest av høstbare ressurser og følgelig høyere høsteeffektivitet mot sesongslutt, og likeledes ved økt høstekvantum en reduksjon i høsteeffektiviteten mot sesongslutt. Antatt ressursutvikling basert på ulike kombinasjoner av scenarier for utvikling i høstekvantum og høsteeffektivitet ved sesongslutt er vist i Steen et al. (2025a) og gjengitt i Tabell 1.

Tabell 1. Antatt ressursutvikling ved ulike kombinasjoner av utviklingsscenarier for høstekvantum og høsteeffektivitet ved sesongslutt over en tidsperiode. Ressursutviklingsscenariene markert med «~» er usikre og vil avhenge av i hvor stor grad høstekvantum og høsteeffektivitet ved sesongslutt har utviklet seg med motsatt fortegn mellom tidsperiodene som sammenlignes.

Utviklingen i høsteffektivitet gjennom sesongene (for hver 10% kronologisk økning i antall laster per sesong) for periodene 2014/15 – 2018/19 og 2020/21 – 2024/25 er vist for Møre og Romsdal (Figur 40) og Trøndelag (Figur 41). I Møre og Romsdal går høsteeffektiviteten ned fra i underkant av 30 tonn/time ved sesongstart til i underkant av 20 tonn/time ved sesongslutt, mens høsteeffektiviteten i Trøndelag går ned fra ca 35 tonn/time ved sesongstart til ca 22 tonn/time ved sesongslutt. Det ser også ut som om utviklingen i høsteeffektiviteten flater ut gjennom sesongene, og er nede på omtrent samme nivå som ved sesongslutt allerede når ca 50 % av lastene er landet (Figur 40, 41). Dette utviklingsmønsteret går igjen for begge femårs periodene.

I Møre og Romsdal der det har vært en nedgang i totalt høstekvantum og uendret gjennomsnittlig høsteeffektivitet ved sesongslutt (19 tonn/time) indikerer dette en reduksjon i ressurstilgangen i siste femårsperiode (jfr. nest nederste linje i Tabell 1). Liknende negative utviklingstrend er tidligere også rapportert i Vestland fylke (Steen et al. 2025a) I Trøndelag der det har vært en økning i totalt høstekvantum og uendret gjennomsnittlig høsteffektivitet ved sesongslutt (22 tonn/time) indikerer dette derimot en økning i ressurstilgangen av stortare i siste femårsperiode, (jfr nest øverste linje i Tabell 1). Forskjellene i ressursutvikling mellom fylkene kan skyldes geografiske variasjoner i tilveksten av tarevegetasjonen mellom periodene. Det er også usikkert om feltomleggingen i 2019, der mange høstefelt fikk forkortet hvileperiode i de påfølgende sesongene, kan ha påvirket ressurstilgangen i siste femårsperiode i varierende grad mellom fylkene. Tarehøstingen i Møre og Romsdal har også pågått i lengre tid enn i Trøndelag (Steen et al. 2025a) og vil derfor kunne være mer påvirket av eventuelle langtidseffekter av tarehøstingen på ressurstilgangen.

Analyser av ressursutviklingstrender basert på høstestatistikk som her vil også kunne påvirkes av varierende utnyttelsesgrad i forhold til ressurspotensialet mellom periodene som sammenlignes. Noe som ikke helt kan utelukkes ettersom høsteeffektiviteten ligger på et relativt stabilt nivå gjennom siste halvdel av sesongene. Hvor lenge dette høsteeffektivitetsnivået ville holdt dersom høsteinnsatsen hadde økt ytterligere er imidlertid usikkert. Høstestatistikkanalysene vil videre kunne påvirkes av variasjon i arealtilgjengelighet og variasjoner i høsteeffektivitet mellom fartøyer og redskap over tid. Det har bl.a forekommet enkelte endringer i tilgjengelig høsteareal mellom periodene som sammenlignes gjennom diverse forskriftsjusteringer, verneprosesser, o.l. Antall aktive tarehøstingsfartøyer har i perioden 2014-25 variert fra 8 til 11 per sesong og de benytter alle samme type høsteredskap (taretrål) som er lite endret gjennom årenes løp. Det har vært noe utskifting av fartøyer etter 2014, dog har 6 av fartøyene vært aktive i alle sesongene og til sammen stått for i gjennomsnitt 75 % av høstekvantumet per sesong i denne perioden med en gjennomsnittlig høsteeffektivitet på 23 tonn/time i perioden 2014-18 og 24 tonn/time i perioden 2020-24.

Høstestatistikken er her analysert på fylkesnivå og indikerer trender i ressursutviklingen av stortare over større geografiske områder. Etter hvert som tidsserien blir lengre, bør høstestatistikken også analyseres på en mer detaljert geografisk skala for å studere utvikling i ressursgrunnlaget for hvert enkelt høstefelt og bidra i tilstandsvurderingen av disse. Høstedataene dekker store arealer og vil kunne bidra med å fange opp endringer i tareressursgrunnlaget over tid, mens de mer stikkprøvebaserte overvåkingsdataene som også inkluderer observasjoner i uhøstede referanseområder, vil avdekke om slike endringer kan relateres til høsteaktiviteten.

Tarehøsting frarådes på grunn av høy kråkebolletetthet på felt 338C og 348C i 2026/27.

På grunn av redusert kronesjikthøyde og/eller lav biomassetetthet av stortare anbefales oppstart av tarehøsting utsatt til 01.05.2027 på felt 281B, 296B, 306B, 337C, 358C, samt deler av feltene 291B (øst for 7° 15' østlig lengdegrad), 347C (øst for 8° 21' østlig lengdegrad) og 417C (øst for 10° 34' østlig lengdegrad)..

Tilstanden på de øvrige undersøkte B og C-felt i Møre og Romsdal og Trøndelag vurderes som tilstrekkelig god til å kunne åpnes for tarehøsting fra 1 oktober 2026 i samsvar med gjeldende forvaltningsplan og øvrige lovreguleringer.

Blight A., Foster-Smith R., Sotheran I., Egerton J., McAllen R., Savidge G. (2011). Development of a methodology for the quantitative assessment of ireland’s inshore kelp resource. Mar. Inst . http://hdl.handle.net/10793/702 .

Christie H, Jørgensen NM, Norderhaug KM, Waage-Nielsen E. 2003. Species distribution and habitat exploitation of fauna associated with kelp ( Laminaria hyperborea ) along the Norwegian coast. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 83: 687–699.

Earp HS, Smale DA, Almond PM, Catherall HJN, Gouraguine A, Wilding C, Moore PJ. 2024. Temporal variation in the structure, abundance, and composition of Laminaria hyperborea forests and their associated understorey assemblages over an intense storm season. Marine Environmental Research 200: 1-14. https://doi.org/10.1016/j.marenvres.2024.106652.

Feehan C, Steen H, Filbee-Dexter K, Albretsen J, Norderhaug KM. 2026. Climate warming suppresses kelp grazing through opposing mechanisms across a latitudinal gradient. Ecography (accepted).

Fiskeridirektoratets J-131-2022: (Gjeldende) Forskrift om høsting av tare i Nordland sør av Vegaøyan verdensarvområde. https://www.fiskeridir.no/yrkesfiske/j-meldinger/j-131-2022.

Fiskeridirektoratets J-167-2024: (Gjeldende) Forskrift om høsting av tare, Møre og Romsdal og Trøndelag. https://www.fiskeridir.no/yrkesfiske/j-meldinger/j-167-2024.

Fiskeridirektoratets J-140-2025: (Gjeldende) Forskrift om endring av forskrift om høsting av tare i fylkene Rogaland og Vestland. https://www.fiskeridir.no/yrkesfiske/j-meldinger/j-140-2025.

Kartveit KH, Filbee-Dexter K, Steen H, Christensen L, Norderhaug KM. 2022. Efficient spatial kelp biomass estimations using acoustic methods. Frontiers in Marine Science 9: 1065914.

Kjerstad N., Woll A., Fosså J. H., Sevaldsen E. (1995). Mengdeberegning av stortare (Laminaria hyperborea) ved hjelp av ekkointegrator (Å9420).

Norderhaug KM, Fredriksen S, Nygaard K. 2003. Trophic importance of Laminaria hyperborea to kelp forest consumers and the importance of bacterial degradation to food quality. Marine Ecology Progress Series 255: 135–144.

Norderhaug KM, Christie H. 2009. Sea urchin grazing and kelp re-vegetation in the NE Atlantic. Marine Biology Research 5: 515-528.

Norderhaug KM, Christie H, Andersen GS, Bekkby T. 2012. Does the diversity of kelp forest macrofauna increase with wave exposure? Journal of Sea Research 69: 36–42.

Norderhaug KM, Nedreaas K, Huserbråten M, Moland E. 2020. Depletion of coastal predatory fish sub-stocks coincided with the largest sea urchin grazing event observed in the NE Atlantic. Ambio 50: 163–173.

Norderhaug KM, Freitas Brandt C, Heiberg Espeland S, Albretsen J, Christensen-Dalsgaard S, Ohldieck MJ, van Son TC, Knutsen JA, Moy FE, Steen H. 2021. Bærekraftig taretråling - Vurdering av bærekraftskriterier ved Vikna. Rapport fra Havforskningen 2021-46.

Steen H, Moy FE, Bodvin T, Husa V. 2016. Regrowth after kelp harvesting in Nord-Trøndelag, Norway. ICES Journal of Marine Science. 73(10): 2708–2720.

Steen H, Norderhaug KM, Moy FE. 2018. Tareundersøkelser i Nordland i 2018. Rapport fra Havforskningen 2018-44.

Steen H, Norderhaug KM, Moy FE. 2020. Tareundersøkelser i Nordland i 2019. Rapport fra Havforskningen 2020-9.

Steen H. 2021. Tilstandsvurdering av Høstefelt for Stortare i Rogaland og Vestland i 2021. Rapport fra Havforskningen 2021-34.

Steen H. 2022. Tilstandsvurdering av høstefelt for Stortare i Møre og Romsdal og Trøndelag i 2022. Rapport fra Havforskningen 2022-28.

Steen H, Christensen L, Norderhaug KM. 2023. Tilstandsvurdering av høstefelt for stortare i Rogaland og Vestland i 2023. Rapport fra Havforskningen 2023-38.

Steen H, Kartveit KH. 2024. Tilstandsvurdering av høstefelt for stortare i Møre og Romsdal og Trøndelag i 2024. Rapport fra Havforskningen 2024-40.

Steen H, Kartveit KH, Christensen L. 2025a. Tilstandsvurdering av høstefelt for stortare i Rogaland og Vestland 2025. Rapport fra Havforskningen 2025-50.

Steen H, Kartveit KH, Dupont N, Norderhaug KM. 2025b. Tareundersøkelser i Nordland 2020-24. Rapport fra Havforskningen 2025-64.

Teagle H, Moore PJ, Jenkins H, Smale DA. 2018. Spatial variability in the diversity and structure of faunal assemblages associated with kelp holdfasts ( Laminaria hyperborea ) in the northeast Atlantic. PLoS ONE 13(7): e0200411.

Vea J, Ask E. 2011. Creating a sustainable commercial harvest of Laminaria hyperborea , in Norway. Journal of Applied Phycology. 23: 489–494.

van Son TC, Nikolioudakis N, Steen H, Albretsen J, Furevik BR, Elvenes S, Moy F, Norderhaug KM. 2020. Achieving Reliable Estimates of the Spatial Distribution of Kelp Biomass. Frontiers in Marine Science. 7:107. doi: 10.3389/fmars.2020

Appendix 1. Høstefelt som etter forvaltningsplanen er tilgjengelige for tarehøsting i 2026/27 sesongen og referanseområder i Møre og Romsdal: Antall undersøkte stasjoner, siste høstesesong og høstekvantum per felt er angitt i egne kolonner.

Appendix 2. Høstefelt som etter forvaltningsplanen er tilgjengelige for tarehøsting i 2026/27 sesongen og referanseområder i Trøndelag: Antall undersøkte stasjoner, siste høstesesong og høstekvantum per felt er angitt i egne kolonner.

Appendix 3. Prøvetakingsstasjoner for stortare i Møre og Romsdal og Trøndelag i 2026. Dato, posisjon, antall undersøkte planter, prøvetakingsdyp og midlere signifikant bølgehøyde per stasjon er angitt i egne kolonner.

Appendix 4. Eksempler på tilstand og dekning av tarevegetasjon fra samtlige undersøkte videostasjoner i Møre og Romsdal i 2026. Posisjonering av stasjonene er vist i Figur 1. På høstefelt der to stasjoner ble undersøkt betegner «v» vestlig stasjon og «ø» østlig stasjon.

Appendix 5. Eksempler på tilstand og dekning av tarevegetasjon fra samtlige undersøkte videostasjoner i Trøndelag i 2026. Posisjonering av stasjonene er vist i Figur 2. I høstefelt der to stasjoner ble undersøkt betegner «v» vestlig stasjon og «ø» østlig stasjon.