Illustration: Linda Nyman/SLU Artdatabanken

Siklöja

Sjurygg

Sill/Strömming 2024

Clupea harengus

Svenska yrkesfiskares huvudsakliga landningar (ton) av sill 2023 per Ices-rektangel. En Ices-rektangel är cirka 56 km x 56 km stor.

Bestånds- och populationsstruktur

Sill förekommer i alla av Sveriges omgivande hav. Beteckningen strömming används för sill som fångas i Östersjön norr om Kalmar.

Internationella havsforskningsrådet (Ices) har identifierat sex olika bestånd av sill/strömming i Östersjön och Nordsjön. Beståndsindelningen är en kompromiss mellan att separat behandla alla de sillpopulationer som har beskrivits på biologiska grunder över tid, och de praktiska begränsningar som finns i form av områden för fångstrapportering och möjlighet att korrekt hänföra enskilda fiskar till en viss population.

I Bottniska viken betraktas sedan 2017 Bottenviken och Bottenhavet som ett bestånd. Två bestånd behandlas i centrala Östersjön, ett i Ices-delområden 25–29 och 32 samt ett i Rigabukten (Ices-delområde 28.1 som inte är inkluderat i denna rapport). Sillen i sydvästra Östersjön (Ices-delområden 22–24) behandlas tillsammans med vårlekande sill i Kattegatt och Skagerrak på grund av sitt vandringsbeteende. Sillen i Östersjön har tidigare förvaltats som två enheter med två separata kvoter, en för Egentliga Östersjön (Ices-delområden 22–28, 29 södra och 32) och en för Ices-delområden 29 norra, 30 och 31. År 2005 ändrades förvaltningsenheterna så att de överensstämmer med Ices nuvarande beståndsindelning. Generellt är sillen i norra Östersjön mer långsamväxande och har lägre medelvikt per ålder än sillen i södra Östersjön. Medelvikten har minskat det senaste decenniet på grund av olika miljöfaktorer och eventuellt som resultat av födokonkurrens mellan individer inom beståndet¹.

Utöver sillbestånden i Östersjön finns ytterligare två sillbestånd som Sverige fiskar på: höstlekande sill i Nordsjön, Skagerrak, Kattegatt och östra Engelska kanalen samt det norska vårlekande sillbeståndet i Nordsjön, Skagerrak och Kattegatt. Beståndsuppdelningen av sill och strömming i Östersjön har framför allt i Sverige blivit ifrågasatt under de senaste åren, i huvudsak på grund av rapporter från fisket om en minskning av stor strömming vid den svenska kusten. Forskningen visar att sillen och strömmingen generellt har blivit mindre under senare tid och når könsmognad vid tidigare ålder¹, men hur minskningen av stor strömming på kusten kan kopplas till fiskets mönster och beståndens uppdelningar i separata eller blandade lekkomponenter är oklart. I en nyligen publicerad studie² har man, genom att sekvensera hela genomet av sill och strömming, visat genetiska skillnader mellan olika lekkomponenter, som grundar sig i anpassningar av individer till lokala miljöförhållanden såsom temperatur, salinitet och ljusförhållanden. Tekniken att identifiera så högt upplösta genetiska skillnader öppnar för en möjlighet att kartlägga beståndsuppdelningen av strömming och sill på ett sätt som inte varit möjligt tidigare. Som en start för att urskilja gränsdragningen mellan olika bestånd pågår en insamling och genetiska analyser av individer från olika lekansamlingar längst med den svenska östkusten (ett samarbete mellan Stockholms universitet, Uppsala universitet och Sveriges lantbruksuniversitet) samt från det pelagiska yrkesfiskets fångster.

Sill/strömming i centrala Östersjön (Ices delområden 25–29 och 32) utom Rigabukten fångas till stor del med parflyttrål och bottentrål, och under lektiden med fasta redskap utmed kusterna. Trålfisket är huvudsakligen ett blandfiske på sill och skarpsill, i vilket andelen sill varierar betydligt mellan område och efter årstid. De internationella fångsterna av sill/strömming ökade kraftigt mellan 1950-talet och mitten på 1970-talet, för att sedan minska fram till 2005. Under 2006–2022 varierade fångsterna årligen mellan 83 821–241 000 ton. År 2023 var fångsterna 98 696 ton . Ryssland stod för den största andelen av fångsterna 2023 med 25 procent, följt av Polen, Sverige och Finland som stod för 20, 17 respektive 14 procent av fångsterna. Sillfångsterna i centrala Östersjön innehåller även en del individer från beståndet i Rigabukten. I beståndsuppskattningen dras den beräknade andelen sill från Rigabukten av ifrån fångsterna i centrala Östersjön, så att analyserna görs på individer som tillhör det centrala beståndet¹. Av samma anledning läggs andelen sill från det centrala beståndet som fångas i Rigabukten till i fångsterna i beståndsuppskattningen för det centrala beståndet. Rådet och den totala tillåtna fångstmängden (TAC) som sätts för området gäller dock för den fisk som befinner sig i centrala Östersjön från båda bestånden. Sillfångsterna i Östersjön innehåller troligen även sill från det västra sillbeståndet, men andelen är i dagsläget okänt (se avsnitt miljöanalys och forskning). Enligt nationella enkätundersökningar utförda av Havs- och vattenmyndigheten och Statistikmyndigheten (SCB)⁴ har fritidsfiskets behållna fångster av sill i mellersta Östersjön uppskattats till mellan 142–938 ton för åren 2018–2023. År 2023 utgjorde fritidsfiskets fångster i mellersta Östersjön mindre än 0,2 procent av de totala fångsterna (yrkes- och fritidsfisket sammanslaget). Andelen fritidsfiske är så liten del av den totala fångsten att den inte räknas med i beståndsuppskattningen.

Det största sillbeståndet i Östersjön finns i centrala Östersjön. Beståndsuppskattningen bygger, utöver insamlade data från yrkesfisket, också på underlag från den internationella akustiska undersökningen i Östersjön som går under namnet ”Baltic International Acoustic Survey” (Bias). Undersökningen är inriktad på att uppskatta mängden sill/strömming och skarpsill, men även biologisk information så som längder, vikt, könsmognad och ålder samlas in¹. Dessa data integreras i en beståndsanalysmodell som ger prediktioner och förutsägelser om hur beståndet förändras under nästkommande år. Viktiga indikatorer som till exempel lekbiomass (SSB), fiskerimortalitet (F) och ungfiskrekrytering (R) uppskattas med en åldersbaserad analytisk modell.

Medelvikten på sillindividerna minskade markant mellan tidigt 1980-tal och mitten av 1990-talet, även om förändringarna varierar mellan olika områden i Östersjön. Medelvikten har sedan dess varit fortsatt låg. Anledningen till den låga medelvikten kan vara fisketryck men också täthetsberoende effekter, det vill säga att det uppstår konkurrens mellan individer av samma eller olika arter, när dessa blivit fler på grund av starka årsklasser¹. Mängden skarpsill har ökat i området och bidrar på så sätt troligen till den låga medelvikten på sill⁵. I kombination med sillens låga medelvikt sedan mitten på 1990-talet har medelvikten också varit varierande över tid¹. Detta kan delvis bero på att medelvikten är högre i Ices-delområden 25 och 26 än i områden längre norrut, och att landningsproportionerna av strömming från de olika områdena varierat mellan år.

Förvaltningsenheten (Ices-delområden 25–29 och 32) består av ett antal mindre populationer, som är mer eller mindre rumsligt åtskilda, och skiljer sig i bland annat tillväxtmönster och ålder vid könsmognad^{6, 7}. Fram till 1990 utförde Internationella havsforskningsrådet (Ices) separata beståndsuppskattningar för dessa populationer⁸, men de har sedan dess slagits ihop, eftersom det inte var möjligt att samla in biologisk information för alla områden och den eventuella genetiska skillnaden mellan populationerna inte var fullständigt kartlagd. Analyser av konsekvenserna av sammanslagningen i beståndsuppskattningen för de mindre populationerna visar till exempel att fiskeridödligheten kan vara högre, och den relativa biomassan lägre, i vissa av populationerna jämfört med värdena från analyserna av hela beståndet⁹. Fram till nu har det ansetts att den komplexa beståndsstrukturen i centrala Östersjön inte har en stor påverkan på synen av det totala beståndets dynamik¹⁰. De senaste årens upprepade rapporter från det svenska fisket om en minskande tillgång av stor sill utmed den svenska kusten, i kombination med den generellt minskande medelvikten, har dock väckt frågan om en rumslig kustförvaltning av sill i både centrala Östersjön och Bottniska viken skulle vara lämplig. Detta har i sin tur väckt frågan om sillens populationsstruktur och viktiga lekområden. Tillgången till ny genetisk teknik möjliggör en identifiering av lekkomponenter med en finare lokal upplösning än vad som tidigare varit möjligt². En forskningsinsats har därmed inletts av Uppsala universitet och Stockholms universitet i samarbete med Sveriges lantbruksuniversitet (SLU Aqua) för att kartlägga sillens populationsstruktur i centrala Östersjön samt Bottniska viken. Forskning tyder även på att det inte bara är sill från Rigabukten utan även sill från Skagerrak, Kattegatt och sydvästra Östersjön som blandar sig med beståndet i centrala Östersjön och fångas där. Tillväxten av individer från de olika bestånden är olika¹¹, vilket kan vara ett sätt att skilja dem åt. Vidare forskning behövs enligt Ices och SLU Aqua för att uppskatta även mängden sill av det västra beståndet, som under delar av året befinner sig i centrala delar av Östersjön. Detta så att den andelen i beståndet kan, likt andelen från Rigabukten, tas hänsyn till i beståndsuppskattningen och kvotberäkningarna för centrala Östersjön. Vidare undersökningar rekommenderas även gällande proportionen skarpsill/sill i fångsterna, då det misstänks att felrapportering skett från några länder¹.

År 2023 genomfördes en så kallad ”benchmark” (grundlig genomgång av tillgängliga data och analysmetoder) och beståndsuppskattningen samt referensnivåer uppdaterades¹². Referenspunkterna för fiskedödlighet och biomassa och dessa presenteras nu som relativa snarare än absoluta värden.

Lekbeståndet har minskat sedan början på 1900-talet till mitten på 1990-talet och har sedan dess varierat nära gränsvärdet för lekbeståndets storlek under vilken det är stor sannolikhet att beståndets förmåga att producera ungfisk minskar (B_lim; ). Lekbiomassan har varit under B_lim de senaste åren men uppskattas 2024 ligga över B_lim, men under gränsvärdet för beståndets biomassa som inte bör underskridas när fisket sker vid den nivå som ger maximal hållbar avkastning (MSY B_trigger). Fiskeridödligheten (F) har minskat sedan 2019 och var 2023 under det referensvärde för fiskeridödlighet som ger ett hållbart fiske över tid (F_MSY; ). Rekryteringen har varit mycket varierande över tid och utan tydlig trend. Beståndsanalysmodellens uppskattning av ungfiskrekrytering var 2014 den största sedan en rad stora årsklasser i början på 1980-talet ³. Mellan 2015 och 2024 har rekryteringen varit under medelvärdet för tidsperioden, förutom 2022 då rekryteringen var över medelvärdet.

Tillväxten av individer från de olika bestånden är inte lika¹¹, vilket kan vara ett sätt att skilja dem åt. Utifrån Havsmiljödirektivets perspektiv bedömer SLU Aqua att beståndet har dålig status. Lekbiomassan 2024 är under gränsvärdet för fiske vid den nivå som ger maximal hållbar avkastning och beståndets ålders- och storleksstruktur är förskjuten mot yngre och mindre individer, troligen på grund av fisket.

Beståndsuppskattningen av sill i Bottniska viken bygger på fångststatistik från yrkesfisket och underlag från en svensk-finsk hydroakustisk undersökning som utförts årligen i september–oktober i Bottenhavet sedan 2007. Undersökningen är koordinerad av Internationella havsforskningsrådet (Ices), inom ramen för de internationella akustiska provfisketrålningarna i Östersjön som går under namnet ”Baltic International Acoustic Survey” (Bias). Undersökningen är inriktad på att med hjälp av en beståndsanalysmodell uppskatta mängden strömmingar i Bottenhavet. Biologisk information, som längd, vikt, könsmognad och ålder på individer samlas också in¹. År 2021 genomfördes en så kallad ”benchmark” (grundlig genomgång av tillgängliga data och analysmetoder) och beståndsuppskattningar samt referensnivåer uppdaterades¹². Beståndsuppskattningen av strömmingen i Bottniska viken ändrades då från att vara baserad på endast fångster (databegränsat bestånd) till att vara fullt analytisk (datarikt bestånd)¹². Under denna ”benchmark” reviderades framför allt trålundersökningsdata som inkluderas i beståndsuppskattningsmodellen. Under 2024 reviderades referensnivåerna åter igen¹⁴; F_MSY sänktes med 20 procent och MSY B_trigger och B_lim höjdes med 15 respektive 3,5 procent.

Utöver en generell nedgång i lekbiomassa (speciellt för stor strömming) från mitten på 1990-talet fram till idag, så har också medelvikten hos äldre strömming i Bottenhavet varit låg de senaste 15 åren, liksom för andra sill/strömmingsbestånd i Östersjön¹⁴. Medelvikten minskade ytterligare under 2021 för att sedan öka igen 2022–2023. Hos stora, äldre, individer har även kroppskonditionen minskat. År 2021 visade konditionen hos strömmingar större eller lika med 16 cm den lägsta observerade nivån för perioden 1973–2021¹⁴. Under 2022–2023 ökade konditionen igen, men den ligger fortfarande under nivån innan nedgången 2021¹⁴. Orsakssambanden är komplexa och inte helt klarlagda, men forskning visar att dessa förändringar i lekbiomassa, medelvikt och kondition har flera orsaker; förutom ett ökat fiske så påverkar gråsälens ökande förekomst (de konsumerar större strömmingar) och förändringar i tillgången på strömmingens föda (med ökad konkurrens om föda)^{15, 16}. Strömmingen i Bottniska viken har fram till och med 2016 bedömts bestå av två populationer, en i Bottenviken och en i Bottenhavet. Strömmingen i dessa två områden har dock sedan 2005 tillhört en och samma förvaltningsenhet. Efter en utvärdering av populationens struktur i Bottniska viken 2016 beslöt Ices att strömmingen i Bottenhavet och Bottenviken ska analyseras som en population¹³. Enligt flera studier består strömmingen i Bottenhavet dock av minst två vårlekande bestånd, ett vardera längs den svenska och finska kusten^17-19. Det finns även minst ett mindre höstlekande bestånd¹⁶. Likaså består strömming i Bottenviken av flera vår- och höstlekande bestånd, men gränserna mellan dessa lekbestånd är oklara, liksom omfattningen om förflyttningen av individer mellan dessa¹. Sammantaget gör dessa delbestånd strömmingen i Bottniska viken sannolikt känslig för förlust av genetisk diversitet. Upprepade rapporter de senaste åren från det svenska kustfisket om en minskande tillgång av stor sill utmed den svenska kusten, i kombination med den generellt minskande medelvikten, har väckt frågan om en rumslig kustförvaltning av sill och strömming i både centrala Östersjön och Bottniska viken. Detta har i sin tur åter väckt frågan om strömmingens populationsstruktur och viktiga lekområden. Tillgången till ny genetisk teknik möjliggör en identifiering av lekkomponenter med en finare lokal upplösning än vad som tidigare varit möjligt⁹. En forskningsinsats har därmed inletts av Stockholms universitet i samarbete med Sveriges lantbruksuniversitet för att kartlägga sillens populationsstruktur i centrala Östersjön samt Bottniska viken.

Lekbeståndet av strömming har minskat sedan 1995, och bedöms sedan 2019 ligga under gränsvärdet för beståndets biomassa som inte bör underskridas när fisket sker vid den nivå som ger maximal hållbar avkastning (MSY B_trigger; ). Lekbeståndet bedöms sedan 1963 (början på tidsserien) ligga över gränsvärdet under vilken det är stor sannolikhet att beståndets förmåga att producera ungfisk minskar (B_lim; ). Den minskande lekbiomassan är troligen resultatet av både ett ökat fiske och en minskande vikt vid ålder. Fram till början på 1990-talet fiskades strömmingen i Bottniska viken, jämfört med många andra strömmings- och sillbestånd, mycket sparsamt. Fiskeridödligheten (F) ökade dock från 1991 till 2016, minskade därefter fram till 2020, ökade igen under 2021–2022 och minskade återigen under 2023. Sedan 2012 har fiskeridödligheten i genomsnitt varit över tre gånger så hög som under åren 1963–2011. Fiskeridödligheten har för alla år utom 2016 varit under det referensvärde för fiskeridödlighet som ger ett hållbart fiske över tid (F_MSY; ). Beståndsanalysmodellens skattning av rekrytering har varit mycket varierande över tid och utan tydlig trend. Rekryteringen av ungfisk 2002 var den största sedan en rad stora årsklasser under 1980-talet¹³ . Rekryteringen 2021 var noterbart låg, men rekryteringen 2022–2023 verkar ha återhämtat sig. Osäkerheten för dessa år är dock hög . De senaste 20 åren har rekryteringen varierat kring medelvärdet för hela tidsperioden.

Utifrån Havsmiljödirektivets perspektiv bedömer SLU Aqua att beståndet har låg status. Detta grundas i att lekbeståndet ligger under gränsvärdet för beståndets biomassa som inte bör underskridas när fisket sker vid den nivå som ger maximal hållbar avkastning, och dessutom i att beståndets ålders- och storleksstruktur är förskjuten mot yngre och mindre individer, troligen delvis orsakat av ett högt fisketryck. Både medelproportionen av det skattade antalet individer och biomassa hos äldre strömming i beståndet har varit signifikant lägre de senaste nio åren, jämfört med perioden innan nedgången . Andelen äldre och större fisk kommer sannolikt fortsatt vara låg vid fiske vid F_MSY²⁰.

Beståndet av vårlekande sill i Skagerrak, Kattegatt och sydvästra Östersjön består av flera sillpopulationer, i huvudsak vårlekande, med lekplatser i sydvästra Östersjön (till exempel Rügen), Bälthavet samt i Kattegatt och Skagerrak. Det består också av ett antal geografiskt mer lokala vår-, höst och vinterlekande beståndskomponenter. Efter leken vandrar den vuxna sillen till Skagerrak och nordöstra Nordsjön för att söka föda. Stora mängder sill övervintrar i Öresund. Beståndsuppskattningen bygger på uppgifter från flera nationella och internationella undersökningar (”International Bottom Trawl Survey” (IBTS), ”Baltic Sea Trawl Survey” (Bits), ”Herring Acoustic Survey” (HerAS) och ”German Acoustic Survey” (GerAS)) som identifierar hela eller delar av beståndet, under dess årliga vandringscykler. Dessutom genomförs undersökningen ”Rugen herring larval survey” (RHLS) för att övervaka förekomsten av larver från den huvudsakliga lekkomponenten av sill som förökar sig i Greifswaldbukten (det vill säga Rügens lekkomponent). Undersökningarna resulterar i ett mängdindex för strömming i olika åldrar och biologisk information, såsom längd, vikt, könsmognad och ålder²³.

Beståndsuppskattningen och Internationella havsforskningsrådet (Ices) råd om fiskemöjligheter görs på beståndet av vårlekande sill som finns i Skagerrak, Kattegatt och sydvästra Östersjön. Beståndets huvudsakliga reproduktionsområden finns i västra Östersjön. Beståndet är känt för att utföra omfattande vandringar in i Västerhavet och östra Nordsjön under sommaren för att söka föda. Där blandas det vårlekande beståndet med det större beståndet av höstlekande sill från Nordsjön. Separationen av de två bestånden i de vetenskapliga undersökningarna och kommersiella fångsterna har traditionellt baserats på analys av otoliternas mikrostruktur, otoliternas form samt räkningar av ryggkotor, men dessa har nyligen ersatts av genetiska metoder. Dynamiken i blandningen mellan dessa två bestånd är varierande i tid och rum och svår att förutsäga, vilket är en utmaning för prognoserna och de biologiska råden på beståndet. Dessutom har genetiska analyser nyligen visat att detta vårlekande sillbestånd i själva verket består av en mängd olika lekkomponenter, inte bara från sydvästra Östersjön, utan också av lokala komponenter från de inre danska vattnen, från svenska Kattegatt-Skagerrak och norska Skagerrak²³. I dagsläget är de olika komponenternas relativa bidrag till beståndet okänt liksom betydelsen av sådan populationsstruktur för beståndets motståndskraft. Beståndet reproducerar sig i kustnära grunda livsmiljöer som är mycket känsliga för flera stressfaktorer inklusive mänskliga aktiviteter och klimatförändringar. Försämring av dessa lekmiljöer kan minska den biologiska mångfalden och i slutändan beståndets produktivitet²⁴.

Lekbiomassan av vårlekande sill i Skagerrak, Kattegatt och sydvästra Östersjön har minskat sedan mitten på 2000-talet och lekbiomassa är sedan 2007 under den gräns för vilken det är stor sannolikhet att beståndets förmåga att producera ungfisk minskar (B_lim; ). Fiskeridödligheten har mellan 1991–2019 varit över det referensvärde för fiskeridödlighet som ger ett hållbart fiske över tid (F_MSY). Under de senaste fyra åren har den dock minskat kraftigt och legat under referensvärdet . Beståndets rekrytering av ungfisk har varit svag sedan mitten på 2000-talet och har minskat sedan 2013. Det lägsta värdet för tidsserien beräknades vara 2022²¹. Tecken på en möjlig förändring av trenden registrerades under 2023 men det behöver bekräftas under de kommande åren . Utifrån Havsmiljödirektivets perspektiv bedömer Sveriges lantbruksuniversitet (SLU Aqua) att beståndet har dålig status. Lekbiomassan 2023 är väl under den gräns för lekbeståndets storlek under vilken det är stor sannolikhet att beståndets förmåga att producera ungfisk minskar. Beståndet har från ett ekosystemperspektiv en viktig roll som föda för predatorer, såsom sjöfågel och tumlare i övergångsområdet som ansluter mellan Västerhavet och västra Östersjön.

Fångsten av vårlekande sill/strömming i Nordsjön förväntas bli större än i Skagerrak, Kattegatt och sydvästra Östersjön, som traditionellt sett varit de viktigaste fiskevattnen för beståndet. Utan ytterligare områdes- och säsongsbegränsningar för fisket i Nordsjön under 2025 kommer därmed en viss mängd vårlekande sill att fångas, trots Ices råd om nollfångster och rekommendation om att undvika ytterligare fiskeridödlighet i Nordsjön. Dessutom tyder uppgifter på att blandning av vårlekande sill/strömming förekommer mellan den sydvästra Östersjön (Ices-delområden 22–24) och den centrala Östersjön (Ices-delområden 25–26) ^{11, 25}, men detta är endast i begränsad utsträckning övervägt i den nuvarande bedömningen, vilket ytterligare bidrar till osäkerheten i beståndsanalysen.

De viktigaste lekplatserna för detta sillbestånd finns i Nordsjön, ut med Storbritanniens östra kust, från Orkney-Shetland i norr till Engelska kanalen i söder. Leken sker under hösten (september–november) med undantag för den sydligaste komponenten, även kallad Downs, som leker på vintern (december–januari). Larverna driver österut, och i Kattegatt och Skagerrak finns stora variationer i andelen ungfiskar (ej könsmogna). Sillen återvänder sedan för att leka i västra Nordsjön. Sillen är ett viktigt bytesdjur för många bottenlevande fiskar som torsk, vitling och gråsej, men också för sjöfåglar och marina däggdjur²⁸. Som planktonätare är den betydelsefull högt upp i ekosystemets födoväv. Undersökningar har visat att rekryteringen påverkas av klimatförändringar och gynnas av lägre temperaturer¹⁸. Beståndet har sedan 2002 producerat svaga årsklasser trots att lekbiomassan varit relativt stor. Undersökningar tyder på att det delvis beror på lägre överlevnad av yngel i det tidiga livsstadiet^{27, 28}. Beståndsuppskattningen bygger på underlag från fyra internationella provfiskeundersökningar. Den mest informativa undersökningen för detta bestånd är den akustiska undersökningen ”Herring Acoustic Survey” (HerAS), som ger ett mängdindex för sill i olika åldrar och biologisk information, som längd, vikt, könsmognad och ålder. Information om utvecklingen i ungfiskproduktion kommer från larver och juveniler insamlade under provfisketrålningar (”International Bottom Trawl Survey”, IBTS) och information om mängden nykläckta yngel från undersökningen ”the International Herring Larvae Survey” (IHLS)²² används till att informera om lekbeståndets biomassa.

Lekbeståndet för den höstlekande sillen har varierat mellan 1,2–2,4 miljoner ton mellan 1997–2023 och har under hela den perioden legat över gränsvärdet för beståndets biomassa som inte bör underskridas när beståndet fiskas vid den nivå som ger maximal hållbar avkastning (MSY B_trigger; ). Fiskeridödligheten har sedan 1996 varit under den fiskeridödlighet som ger ett hållbart fiske över tid (F_MSY; ). Fiskrekryteringen har generellt sett varit låg sedan 2014 med få undantag så som årsklassen 2021 . Beståndet av sill i Nordsjön består av ett komplex av flera lekkomponenter^{29, 30} och andelen av respektive komponent av det totala beståndet varierar över tid. Även om antalet lekkomponenter och gränserna mellan dessa inte är helt tydliga, grupperas de generellt till en av fyra, av områdena Orkney/Shetland, Buchan, Banks och Downs. Fisket sker både i de olika lekområdena och där lekkomponenterna blandar sig i centrala och nordvästra Nordsjön. Den totala tillåtna fångstmängden (TAC) har delats upp mellan södra Nordsjön (Ices-fångstområde 4c) och östra Engelska kanalen (Ices-fångstområde 7d) och resten av förvaltningsområdet för att skydda Downs-sillen i södra Nordsjön. Beståndet av sill i Nordsjön blandas med sill från Östersjöns västra bestånd i Västerhavet (Ices-delområden 20–21) och i östra Nordsjön (Ices-delområden 4aE och 4bE), vilket är medräknat i beståndsanalysen. Det finns tecken som tyder på att beståndet av sill i Nordsjön också överlappar den södra utbredningen av det norska beståndet av leksill på våren i Ices-delområde 4a, men omfattningen av denna blandning undersöks fortfarande och kvantifieras inte i den nuvarande beståndsbedömningen²³. Beståndet uppnår god status enligt Havsmiljödirektivets kriterier.

1. ICES. Baltic Fisheries Assessment Working Group (WGBFAS). ICES Scientific Reports; 2024.
2. Han F, Jamsandekar M, Pettersson ME, Su L, Fuentes-Pardo AP, Davis BW, et al. Ecological adaptation in Atlantic herring is associated with large shifts in allele frequencies at hundreds of loci. eLife. 2020;9:e61076.
3. ICES. Herring (Clupea harengus) in subdivisions 25–29 and 32, excluding the Gulf of Riga (central Baltic Sea). ICES Advice: Recurrent Advice; 2024.
4. SCB. Statistiska centralbyrån Avdelningen för ekonomisk statistik och analys. Fritidsfiske 2023: SCB, Statistiska centralbyrån; 2024 [updated 2023. Available from: https://www.havochvatten.se/download/18.5a0c1a2c18fa6d6097b7adec/1717155835106/officiell-statistik-fritidsfisket-i-sverige-2023-JO-57%20SM-2401.pdf.
5. Casini M, Bartolino V, Molinero JC, Kornilovs G. Linking fishery, trophic interactions and climate: threshold dynamics drive herring (Clupea harengus) growth in the central Baltic Sea. Marine Ecology Progress Series. 2010;413:241-52.
6. Ojaveer E. Population-Structure of Pelagic Fishes in the Baltic. Baltic Sea Fishery Resources. 1989;190:17-21.
7. Popiel J. Differentiation of the biological groups of herring in the Southern Baltic. Rapp P-v Reun Cons int Explor Mer. 1958;143(2).
8. ICES. Report of the study group of herring assessment units of the Baltic. 2002 2002.
9. Raid T, Järv L, Pönni J, Raitaniemi J, Kornilovs G. Central Baltic herring stock: What does the assessment of combined stock say about the status of its components?: Proceedings of the 3rd International Conference on Maritime Technology and Engineering (MARTECH 2016, Lisbon, Portugal, 4-6 July 2016). 2016. p. 961-6.
10. ICES. Report of the Benchmark Workshop on Pelagic Stocks (WKPELA 2013). ICES Expert Group reports (until 2018); 2013.
11. Gröhsler T, Oeberst R, Schaber M, Larson N, Kornilovs G. Discrimination of western Baltic spring-spawning and central Baltic herring (Clupea harengus L.) based on growth vs. natural tag information. ICES Journal of Marine Science. 2013.
12. ICES. Benchmark Workshop on Baltic Pelagic stocks (WKBBALTPEL). ICES Scientific Reports; 2023.
13. ICES. Herring (Clupea harengus) in subdivisions 30 and 31 (Gulf of Bothnia). ICES Advice: Recurrent Advice; 2024.
14. ICES. Baltic Fisheries Assessment Working Group (WGBFAS). ICES Scientific Reports; 2023.
15. Gårdmark A, Östman Ö, Nielsen A, Lundström K, Karlsson O, Pönni J, et al. Does predation by grey seals (Halichoerus grypus) affect Bothnian Sea herring stock estimates? ICES Journal of Marine Science. 2012;69:1448-56.
16. Östman Ö, Karlsson O, Pönni J, Kaljuste O, Aho T, Gårdmark A. Relative contributions of evolutionary and ecological dynamics to body size and life-history changes of herring (Clupea harengus) in the Bothnian Sea. Evolutionary Ecology Research. 2014;16:417-33.
17. Hannerz L. Preliminary results of the herring investigations in the Bothnian Sea 1954. Annis biol Copenh. 1956;11(158).
18. Otterlind G. Fish stocks and fish migration in the Baltic Sea environment. Ambio Spec Rep. 1976;4(101).
19. Sjöblom V. The effect of climatc variations on fishing and fish populations Fennia. International Journal of Geography. 1978;150(1).
20. ICES. Workshop on establishing a roadmap for possible sonservation measures for herring in the Baltic (WKHERBAL). ICES Scientific Reports; 2024.
21. ICES. Herring (Clupea harengus) in subdivisions 20–24, spring spawners (Skagerrak, Kattegat, and western Baltic). ICES Advice: Recurrent Advice; 2024.
22. ICES. Herring Assessment Working Group for the Area South of 62°N (HAWG). ICES Scientific Reports; 2024.
23. Bekkevold D, Berg F, Polte P, Bartolino V, Ojaveer H, Mosegaard H, et al. Mixed-stock analysis of Atlantic herring (Clupea harengus): a tool for identifying management units and complex migration dynamics. ICES Journal of Marine Science. 2023;80(1):173-84.
24. Moyano M, Illing B, Akimova A, Alter K, Bartolino V, Börner G, et al. Caught in the middle: bottom-up and top-down processes impacting recruitment in a small pelagic fish. Reviews in Fish Biology and Fisheries. 2023;33(1):55-84.
25. ICES. Report of the Workshop on mixing of western and central Baltic herring stocks (WKMixHER). ICES Expert Group reports (until 2018); 2018.
26. ICES. Herring (Clupea harengus) in Subarea 4 and divisions 3.a and 7.d, autumn spawners (North Sea, Skagerrak and Kattegat, eastern English Channel). ICES Advice: Recurrent Advice; 2024.
27. Dickey-Collas M, Nash RDM, Brunel T, van Damme CJG, Marshall CT, Payne MR, et al. Lessons learned from stock collapse and recovery of North Sea herring: a review. ICES Journal of Marine Science. 2010;67(9):1875-86.
28. ICES. Working Group on Multispecies Assessment Methods (WGSAM; outputs from 2023 meeting). ICES Scientific Reports; 2024.
29. Cushing DH. Production and a pelagic fishery. London: H.M.S.O.; 1955.
30. Heath M, Scott B, Bryant AD. Modelling the growth of herring from four different stocks in the North Sea. Journal of Sea Research. 1997;38(3):413-36.
31. ICES. Herring (Clupea harengus) in subareas 1, 2, and 5, and in divisions 4.a and 14.a, Norwegian spring-spawning herring (Northeast Atlantic and Arctic Ocean). ICES Advice: Recurrent Advice; 2024.
32. ICES. Working Group on Widely Distributed Stocks (WGWIDE). ICES Scientific Reports; 2024.
33. Husebo A, Stenevik E, Slotte A, Fossum P, Salthaug A, Vikebø F, et al. Effects of hatching time on year-class strength in Norwegian spring-spawning herring (Clupea harengus). Ices Journal of Marine Science – ICES J MAR SCI. 2009;66:1710-7.
34. Toresen R, Østvedt OJ. Variation in abundance of Norwegian spring-spawning herring (Clupea harengus, Clupeidae) throughout the 20th century and the influence of climatic fluctuations. Fish and Fisheries. 2000;1(3):231-56.
35. Skagseth Ø, Slotte A, Stenevik EK, Nash RDM. Characteristics of the Norwegian Coastal Current during Years with High Recruitment of Norwegian Spring Spawning Herring (Clupea harengus L.). PLOS ONE. 2015;10(12):e0144117.