Migration patterns of fishes of the Blackwood River and relationships to groundwater intrusion  

    

Report to the Department of Water, Government of Western Australia  

Stephen J. Beatty, Fiona McAleer and David L. Morgan 

 

November 2009 

Centre for Fish and Fisheries Research, Murdoch University. 

 

 

1

  Acknowledgements: 

This project was jointly funded by the Department of Water Western Australia and the Australian Government  under  its  $12.9  billion Water  for  the  Future  plan.  Particular  thanks  are  extended Adrian Goodreid, Natasha Del Borrello and Rob Donohue from the Department for their significant contributions  in managing  the project.   Many  thanks also  to  the Department of Water Bunbury team of Ash Ramsay, Richard Pickett, Andrew Bland and Peter Muirden  for providing extensive hydrological data throughout the study. We are grateful for the field assistance that was provided by Andrew Rowland, Travis Fazeldean, Simon Visser, Mark Allen, David John, Trine Hansen, Joshua Johnston and Andrew Nunn.   Photographs are by  the authors except  for Freshwater Cobbler by Mark Allen.   The study complied with permits provided by the Murdoch University Animal Ethics Committee and the Department of Fisheries, Government of Western Australia.  

  

 

 

 

SJ Beatty, FJ McAleer and DL Morgan 

Centre for Fish and Fisheries Research 

Murdoch University 

South St Murdoch 

Western Australia 

Email: s.beatty@murdoch.edu.au 

 

 

 

 

Frontispiece: Balston’s Pygmy Perch by Lyndsay Marshall 

2

SUMMARY 

 The Blackwood River catchment  is one of two  in the Southwest Coast Drainage Division to house all eight freshwater  fishes  endemic  to  the  region  and  is  therefore  of  high  conservation  importance.  However, salinisation  of  the  upper  catchment  has  led  to  substantial  range  reductions  of  freshwater  species downstream  to  the  largely  forested  region; where  fresh  groundwater  intrusion  by  the  Yarragadee  and Leederville aquifers is greatest.  This study represents the only long‐term and comprehensive monitoring of freshwater fish populations in the south‐west of Western Australia, and consisted of 27 monitoring events between  October  2005  and  September  2009;  which  provided  information  on  spatial  and  temporal movement patterns and identified indicator species of adequate groundwater intrusion.   

The overall key  implication of this study  is that  it demonstrates, for the first time, that groundwater plays an  important  role  in maintaining  relictual  fish  fauna  in  a major  river  system  of  this  region.    This  study identifies  two  species  that  are  appropriate  as  indicators  of  river  connectivity  and  in  the  setting  and monitoring  of  Ecological Water  Requirements  (EWRs)  for  this  river  in  light  of  groundwater  extraction, increasing salinisation and reduced rainfall (and thus surface water run‐off and groundwater recharge) as a consequence of climate change.   

The  study  specifically  identifies Milyeannup  Brook  (one  of  two  permanently  flowing  tributaries  due  to groundwater intrusion) as being of key conservation importance as it houses the only breeding population of the EPBC listed (Vulnerable) Balston’s Pygmy Perch Nannatherina balstoni, and also housed all the other freshwater  fishes  of  the  river which were  shown  to  use  the  system  to  varying  degrees.   Microhabitat utilisation by  this species within  this system during baseflow conditions demonstrated  the  importance of pool habitats with the Balston’s Pygmy Perch found to only occupy the downstream <1600m of permanent habitat during March (baseflow).   To maintain this baseflow population,  it  is crucial that this groundwater discharge is maintained in Milyeannup Brook. 

In the main channel of the Blackwood River, the study found a strong relationship between the upstream movement  of  Freshwater  Cobbler  Tandanus  bostocki  through  riffle  zones  and  discharge  during  the baseflow period, i.e. March in 2006, 2007, 2008 and 2009. The species was found to undergo large localised movements  in the main channel of the Blackwood River that were variable both spatially and temporally.  Movements during  low  flow periods  (i.e. highest proportional contribution by groundwater to total  flow) were best explained and highly correlated with amount of discharge.  It is proposed these movements are probably related to feeding rather than spawning activity as  large numbers of small,  immature  individuals (the study found the females of the species matured at ~172 mm Total Length (TL)) were recorded moving through  the  riffle  zones.    Furthermore,  by  examining  the  reproductive  biology  of  the  species,  peak spawning was shown to occur from October to December (i.e. outside the baseflow period).  

Subsequent modelling  of  upstream movements  of  Freshwater  Cobbler  over  two  riffle  zones  during  the driest month (i.e. March) determined that the  level of discharge and subsequent riffle depths that would preclude upstream passage by the species were 381.5 l/sec (0.18 m depth) and 101.9 l/sec (0.05 m depth), for  the  riffles  downstream  and  upstream  of  the major  groundwater  discharge  zone,  respectively.    The significance of riffle access to sustaining the population requires further research, however, it is the largest bodied  fish  of  the  river  and  obviously  utilises  these  riffle  habitats  in  large  numbers  during  baseflow.  Therefore,  if baseflow discharge maintains adequate depth on  these  riffle zones such  that  this species  is able to access them, then it could be assumed smaller bodied fishes could also access or negotiate them.  It 

3

is therefore proposed  (along with ensuring the sustainability of the Balston’s Pygmy Perch  in Milyeannup Brook) that this species should become an indicator of ecological river connectivity during baseflow and be incorporated  in monitoring  the adequacy of determined EWRs of  the  river.   Furthermore,  in  terms of an ecological trigger, the rate of future groundwater extraction from the Leederville and Yarragadee Aquifers should not exceed  that which will continue  to enable  this species  to access  these  riffle zones during  the baseflow period or lead to a reduction in the baseflow stream length in Milyeannup Brook. 

These data represent a comprehensive baseline of fish communities  in arguably one of the region’s most important  river  systems,  and  highlight  the  value  in  long  term monitoring  of  a  diverse  range  of  aspects relating  to  the  ecology  of  these  fishes.    These  findings  have  considerable  implication  for  setting  and monitoring  Ecological Water Requirements of  this  and other  rivers  in  this  region; particularly  in  light of regional groundwater extraction pressures and reduced rainfall due to predicted climate change. 

Recommendations and future research 

• Localised movement  patterns  of  the  Freshwater  Cobbler  through  riffle  zones  in  the  Blackwood River  should  continue  to  be  monitored  annually  during  baseflow  (March)  in  order  to  further validate the models.   

• In order to more fully understand the significance of riffle zones to the viability of this species in the Blackwood River, a tracking program (radio tracking and PIT tagging) at key riffle zones should be undertaken  in  order  to  determine  fine‐scale  habitat  usage  of  this  species  during  baseflow. Furthermore,  the  feeding ecology and  specific  spawning behaviour of  the  species  should also be investigated.  

• Following  from  the  above  recommendations,  Freshwater  Cobbler  access  to  riffle  zones  during baseflow  periods  could  be  regarded  as  a  key  ecological  trigger  in monitoring  the  adequacy  of groundwater discharge from the Yarragadee Aquifer.  

• The level of groundwater extraction from the Leederville and Yarragadee Aquifers should be set to allow continued access by Freshwater Cobbler to these riffle zones during the baseflow period. 

• Milyeannup Brook is the key tributary from a freshwater fish conservation perspective and ongoing biannual monitoring of its fish communities should occur.  This monitoring should take place during baseflow  (March)  to ensure adequate groundwater maintained habitat  is available  to sustain  the EPBC Act listed Balston’s Pygmy Perch and during the major downstream migration of its juveniles during November to monitor recruitment rates of this crucial population.   

• It  is  recommended  that  future groundwater abstractions  should only occur at  levels  that do not reduce  the  amount  of  baseflow  in  Milyeannup  Brook  from  its  minima  of  1600  m  from  the Blackwood River in 2007.  

• Significant decline of the Balston’s Pygmy Perch in terms of the baseflow population abundance in Milyeannup Brook (found to be restricted to <1600 m from the confluence of the Blackwood River) or  its  annual  recruitment  success  should  be  a  key  trigger  in  determining  adequate  levels  of groundwater discharge from the Yarragadee Aquifer.   

• Both  acute  and  gradual  salinity  tolerances  of  all  species  of  the  Blackwood  River  require determination in order for predictions to be made on the long term viability of these species in this 

4

river  and  other  secondarily  salinised  systems  in  south‐western  Australia  in  light  of  predicted changes in salinity levels.  

• Further genetic studies should occur on the Balston’s Pygmy Perch and Mud Minnow using greater sample  sizes.   Furthermore,  studies are also are  required  for other endemic  freshwater  fishes of south‐western Australia  in order to determine the genetic variability between populations as this information  has  direct  management  implications  in  terms  of  prioritising  populations  for conservation. 

5

 

EXTENSION OF RESULTS  

Major reports (excluding quarterly progress reports) 

Beatty,  S., Morgan, D., McAleer  F., Koenders A.  and Horwitz P.  (2006).  Fish and  freshwater  crayfish communities  of  the Blackwood River: migrations,  ecology  and  the  influence  of  surface  and groundwater. Centre  for Fish and Fisheries Research, Murdoch University Report  to South‐west Catchments Council and Department of Water, Western Australia.  

Beatty,  S.J., McAleer,  F.J.  and Morgan, D.L.  (2008).  Interannual  variation  in  fish migration  patterns  and habitats of  the Blackwood River and  its  tributaries: annual progress  report. Centre  for Fish and Fisheries Research, Murdoch University Report to Department of Water. 

 

Oral presentations (conferences, workshops and forums) 

Beatty, S.J.*, Morgan, D.L., McAleer, F.J., Koenders, A. and Horwitz, P. (2007). Fish and freshwater crayfish communities  of  the  Blackwood  River:  migrations,  ecology  and  the  influence  of  surface  and groundwater. Oral presentation. Australian  Society  for  Fish Biology, Annual Meeting, Canberra, A.C.T. Australia. 

Beatty,  S.J.*,  Morgan  D.L.  and  McAleer  F.  (2008).  Groundwater  dependent  fish  communities  in  the Blackwood  River:  understanding migration  patterns  and  the  influence  of  salinisation  and  river connectivity. Oral presentation. Australian Society for Limnology. Annual Conference, Mandurah, Australia. 

Beatty, S.J.*, Morgan, D.L., McAleer, F.J. Fish and freshwater crayfish communities of the Blackwood River: migrations,  ecology  and  the  influence  of  surface  and  groundwater.  Conservation  Council  of Western Australia: Scientific  forum on  the environmental  issues surrounding  the extraction  from the Yarragadee Aquifer. Perth, May 2006.  

Beatty, S.J.*, Morgan, D.L., McAleer, F.J. Fish and freshwater crayfish communities of the Blackwood River: migrations,  ecology  and  the  influence  of  surface  and  groundwater.  Conservation  Council  of Western Australia: Scientific  forum on  the environmental  issues surrounding  the extraction  from the Yarragadee Aquifer. Nannup, Western Australia, May 2006.  

Beatty, S.J.*, Morgan, D.L., McAleer, F.J. Fish and freshwater crayfish communities of the Blackwood River: migrations,  ecology  and  the  influence  of  surface  and  groundwater.  Royal  Society  of Western Australia.  Scientific  forum on  the  environmental  studies on  the  extraction  from  the Yarragadee Aquifer. Scitech, West Perth, May 2007.  

Beatty, S.J.*, Morgan D.L., McAleer, F.J. Fish and crayfish communities of the Blackwood River: migrations, ecology,  and  influence of  surface  and  groundwater. Western Australia Naturalists Club  Lecture Series. Star Swamp Community Centre September 2007. 

Beatty, S.J.*, McAleer F.J. and Morgan D.L. Overview of the relationships of fish migrations to groundwater and surface in the Blackwood River Workshop on the Ecology of fish and crayfish in the Blackwood River:  relationships  to  groundwater  and  surface  flows.  Environmental  Technology  Centre, Murdoch University, Perth, September 2007. 

6

Phillips N.*, Chaplin J., Morgan D. and Beatty S. The evolutionary significance of Balston’s Pygmy Perch and Mud Minnow populations in the Blackwood River. Workshop on the Ecology of fish and crayfish in the Blackwood River: relationships to groundwater and surface flows. Environmental Technology Centre, Murdoch University, Perth, September 2007. 

McAleer F., Beatty S. and Morgan D. Biology of Freshwater Cobbler  in the Blackwood River. Workshop on the Ecology of fish and crayfish in the Blackwood River: relationships to groundwater and surface flows. Environmental Technology Centre, Murdoch University, Perth, September 2007. 

 

7

 

Table of Contents  SUMMARY ................................................................................................................................. 2  EXTENSION OF RESULTS  ........................................................................................................ 5  TABLE OF CONTENTS  .............................................................................................................. 7  BACKGROUND  ......................................................................................................................... 8  AIMS OF THE STUDY  ............................................................................................................... 9  MATERIALS AND METHODS ................................................................................................. 10 Study sites  ................................................................................................................................. 10 Environmental variables  ............................................................................................................ 12 Sampling for fish movements  .................................................................................................... 13 Relationships between fish movement and environmental variables ......................................... 13  Results and Discussion .......................................................................................................... 17 Water quality and discharge regimes  ........................................................................................ 17 Freshwater Cobbler  ................................................................................................................... 30 Western Minnow  ....................................................................................................................... 41 Mud Minnow .............................................................................................................................. 54 Balston’s Pygmy Perch  ............................................................................................................... 57 Western Pygmy Perch ................................................................................................................ 62 Nightfish ..................................................................................................................................... 70 Milyeannup Brook baseflow fish habitat associations ................................................................ 80  References ............................................................................................................................... 91  

 

8

Background 

The Southwest Coast Drainage Division has the highest rate of endemism of freshwater fish of any division in  Australia  (Allen  et  al.  2002).  Until  relatively  recently,  there was  little  information  available  on  the freshwater fishes  in the Blackwood River  (the  largest by discharge  in the region), with most fish related research  restricted  to  detailing  the  estuarine  fauna  (see  Lenanton  1977, Hodgkin  1978, Valesini  et  al. 1997).   Morgan et al. (1998) provided distributional data (40 sites) on the fishes  in the  lower reaches of the Blackwood River and a major  tributary,  the  Scott River, and Morgan  et al.  sampled  sites  from  the upper and lower catchment. This research found that the Blackwood River catchment is one of only two to  house  all  eight  species  of  freshwater  teleost  that  are  endemic  to  south‐western Western Australia (Morgan et al. 1998, 2003).   Of  the  fish  species known  from  the Blackwood River  catchment:  four are listed on  the Australian Society  for Fish Biology’s List of Threatened Fishes, while one, Balston’s Pygmy Perch has recently  (2006) been  listed as Vulnerable under  the EPBC Act 1999, and, along with  the Mud Minnow is also listed as Schedule 1 by CALM under the Wildlife Conservation Act 1950.   

Endemic fishes of south‐western Australia have undergone massive reductions  in their overall range over the  last 100 years (Morgan et al. 1998),  largely as a result of modification of habitats, with salinisation of the major catchments a key threatening process. Morgan and Gill (2000) demonstrated that for the various fish  habitats  in  the  lower  south‐west  region  that  there  were  significant  differences  in  the  fish  fauna associated with salinised systems, compared to fresh habitats.   For example, salinisation throughout both most of the upper catchment and the main channel of the Blackwood River has led to a decline in the range of many of the salt‐intolerant fishes and much of the upper catchment and main channel is dominated by salt‐tolerant species (Morgan et al. 2003).  This impact has undoubtedly occurred in rivers in this region as secondary  salinisation  (associated with wide‐scale clearance of vegetation  for  semi‐intensive agriculture) resulting  in only ~44% of flow  in the  largest 30 rivers  in the south‐west of Western Australia being fresh; the remainder being brackish or saline (Mayer et al. 2005).  The levels and trends on stream salinity and salt loads  are  variable by  catchment with  those  rivers with  catchments originating  in  cleared,  lower  rainfall areas (<1000mm) generally having fresher flow  in  lower reaches (due to freshwater  inputs from forested streams and groundwater) than in their headwaters (Mayer et al. 2005).  

Potential  reductions  in  river  flow  in  this  region  may  occur  as  a  consequence  of  reduced  rainfall, groundwater extraction and climate change.   For example, average annual  rainfall  in  the south‐west of Western Australia has declined 10% since 1970, however the non‐linearity between rainfall and stream‐flow has contributed  to a >50%  reduction  in average  flows  into public water supply dams  (State Water Plan 2007).  The ranges of predicted average annual rainfall declines are: by 2030 between 3‐22% and 0‐22%  for  the  extreme  south‐west  (i.e.  the  location  of  the  Blackwood  River)  and  the  remainder  of  the region, respectively (Suppiah et al. 2007, who summarised the best‐performing 15 models performed for the IPCC 2007 4th Assessment Report).  By 2070, models predict a range of annual average rainfall decline to  be  between  7‐70%  and  0‐70%  for  the  extreme  south‐west  and  the  remainder  of  the  region, respectively  (Suppiah et al. 2007).  This has major  implications  for  the  long‐term viability of  freshwater fishes of the region and direct implications for sustainably managing surface and groundwater resources. 

Ecological importance of groundwater and the Blackwood River 

Groundwater has been estimated to account for between 30 and 70% of the world’s total freshwater, with surface waters such as rivers containing <0.01% (Freeze and Cherry 1979, Petts et al. 1999).   Many rivers are  classified  as  groundwater‐dependent  ecosystems,  and  are  further  characterised  by  the  degree  of 

9

dependency  on  groundwater  (Boulton  and  Hancock  2006).    Groundwater‐dependent  ecosystems  are complex, often  support a  relatively diverse  fauna and may provide  refugia  for  relictual  species, however they  vary  in  their  degree  of  dependency  on  groundwater  to maintain  their  composition  and  function (Hattons  and Evans 1998, Power  et al. 1999, Murray  et al. 2003, Humphreys 2006).    Localised  areas of groundwater water discharge  into  streams  creates a unique environment known as  the hyporheic  zone.  Characteristics of  this  region are  important  in maintaining populations of aquatic  species,  including  fish.  For example, the hyporheic zone often provides a thermal refuge for aquatic species by buffering against extreme  upper  and  lower  lethal  temperatures  (Power  et  al.  1999, Hayashi  and Rosenberry  2002).    The hyporheic  zone  influences water  quality  by maintaining  flows  independent  of  surface  runoff,  supplying dissolved oxygen, maintaining stream productivity, and providing habitat and maintaining migratory routes.  There  are  a  number  of  specific  examples  that  document  the  importance  of  groundwater  to  particular species  in particular systems, however, Sear et al. (1999) considered that the nature of the  importance of groundwater  is difficult  to determine at a  regional scale, but should be assessed at a  local or catchment level. 

The  Yarragadee  Aquifer  groundwater  currently  discharges  into  the  Blackwood  River  in  the  reach  just downstream of Layman’s Brook to just upstream of Milyeannup Brook (Figure 1).  Although the Yarragadee groundwater  discharge  contributes  only  ~1%  of  the  940GLyr‐1  of  the  annual  Blackwood  River  discharge during the dry months, groundwater from the Yarragadee and Leederville Aquifers contribute to between 30‐100% of the discharge depending on the amount of summer rainfall (Strategen 2006). This groundwater discharge effectively dilutes  the salinity of  the  river during dry months; when  the  tributaries of  the  river contract or dry completely. 

Future reduction in groundwater discharge into the main channel of the Blackwood River is predicted due to allocated water extractions from the Yarragadee Aquifer (Hyde 2006) and reduced recharge from lower rainfall expected from climate change in this region (Hughes 2003).  In fact, Golder and Associates (2008) recently  found a  strong  relationship between baseflow  in  the  section of  the Blackwood River  that  this study focuses on and the previous 12 months rainfall.  Importantly, they found that this relationship has already changed due to rainfall reductions and extraction.   

Aims of the study: 

Although  information existed on the distribution of fishes  in the Blackwood River, no  information existed on their movement patterns or habitat use and how these relate to environmental variables; particularly fresh groundwater intrusion. 

The overall aim of the study was to relate patterns of fish migrations to prevailing environmental variables in the Blackwood River.  Specific aims were to: 

• Gather  a  comprehensive  seasonal  baseline  dataset  of  the  patterns  of  fish  and  crayfish movements  in  the Blackwood River  to allow ongoing monitoring of potential biotic changes that may result from predicted alterations to the current hydrological regimes. 

• Describe  the  population  demographics  and migrations  of  the  fish  and  freshwater  crayfish fauna associated within the tributaries of the Blackwood River within the Yarragadee Aquifer discharge zone (i.e. Milyeannup Brook, Poison Gully and Layman Brook) and compare these to adjacent tributaries that are not fed by this aquifer (i.e. Rosa Brook and McAtee Brook). 

• Identify  relationships  between  migration  patterns,  population  demographics  and  the  key environmental variables. 

10

• Identify  key  indicator  fish  species  for  determination  and  ongoing monitoring  of  Ecological Water Requirements within areas of groundwater discharge  in  the Blackwood River and  its tributaries.   

Materials and Methods 

Study sites 

Blackwood River main channel 

Site selection for determining the temporal changes in population demographics and migrations of the fish and  crayfish  fauna  in  the Blackwood River main  channel was based on  their differing proximities  to  the major  zone  of  groundwater  discharge  and  to  the  discharge  measurement  sites  as  designated  by  the Department of Water.  For example, in 2005/2006 the fish fauna found within two sites in the Blackwood River main  channel  that  is  subjected  to  the major  discharge  of  ground water  (from  the  Yarragadee  or Leederville Aquifers) was compared to two sites upstream of this discharge. In 2007/2008 this was modified to three sites subjected to discharge of groundwater,  from either the Yarragadee or Leederville Aquifers, and one site directly upstream of the discharge.   

The  two  sites within  the main  channel  in  2005/2006  that  receive  groundwater  input were  immediately downstream of the mouth of Milyeannup Brook (referred to as Milyeannup Pool) (34.0909oS, 115.5661oE) and  just  upstream  of  the  mouth  Rosa  Brook  (referred  to  as  Denny  Road)  (34.1081oS,  115.4505oE). Additionally,  Gingilup  (34.10445oS,  115.51947oE),  which  is  gauged  by  the  Department  of  Water,  was included.  The  two  upstream  sites were  Jalbarragup  Road  crossing  (34.0421oS,  115.6025oE)  and Quigup (33.9736oS,  115.7008oE)  in  2005/2006.  In  2007/2008  monitoring  ceased  at  Quigup  in  favour  of  a compilation  of  three  sites  in  close  proximity;  namely  Darradup  during March  2007,  Jalbarragup  Road Crossing (as above) from March to November 2007 and Orchid Place in March and April 2008 (see Figure 1).   

Sampling was conducted  in October, November and December 2005; February, March,  June, August and September  2006; March, May,  June,  August,  September, October,  November  and  December  2007  and March and April 2008.  Sampling is scheduled to continue until mid 2010.   

 

Blackwood River tributaries 

A number of tributaries were similarly monitored for comparison of the aquatic fauna with both each other and the main channel.  These include Milyeannup Brook, Poison Gully, Layman Brook, Rosa Brook, McAtee Brook  and  St  Johns  Brook.   Milyeannup  Brook  and  Poison Gully  are  directly maintained  in  dry months (summer/early autumn) by groundwater discharge  from  the Yarragadee Aquifer.   Layman Brook  receives groundwater discharge  from  the Yarragadee Aquifer during winter and  spring but not  summer; when  it ceases to flow and usually dries.  The temporal changes in the population demographics and migrations of the fish and crayfish fauna within these tributaries were compared with two adjacent tributaries that flow seasonally,  i.e. Rosa Brook and McAtee Brook which are within the Leederville Aquifer discharge zone.  In addition, St  Johns Brook, which  is  situated within  the Leederville Aquifer discharge  zone, was  seasonally sampled in June and November 2007 and June 2008. 

11

 

Rosa Brook Layman Bk

Milyeannup PoolDenny Rd

Poison GullyMilyeannup Brook

Jalbarragup

McAtee Bk

Quigup

Main channel sites

Tributary fyke net sites

Seine/electrofishing tributary sites

 

Figure 1    Sampling sites in the main channel and tributaries of the Blackwood River.   

Gingalup 

12

Environmental variables 

Water quality monitoring 

The climatic regime of Bridgetown (the nearest centre where  long‐term data was available) for the study period  were  obtained  for  the  Australian  Bureau  of  Meteorology.    These  patterns  in  rainfall  and temperature were compared  to  long  term data  to provide  indications of variability or consistency of  the climate during the sampling period with that typically observed for this region.   The prevailing rainfall has particular implications for influencing surface flow regimes of the study sites.  

On  each  sampling  occasion  at  each  site,  the  temperature,  conductivity,  pH,  and  dissolved  oxygen were measured  in  the middle  of  the water  column  at  three  locations  and  a mean  (±  1  SE)  determined.    In additional, temperature data loggers (TinytagTM) were placed in situ in the sampling sites and logged water temperature every three hours.  Temperature loggers were downloaded every three months. 

Discharge, baseflow riffle profiles and stage‐height relationships 

Monthly  discharge  rates  in  the  Blackwood  River  during  the  study  period  were  obtained  from  the Department of Water, Government of Western Australia gauging stations at Darradup, Gingilup and Hutt Pool  (Figure  1).   Monthly  discharges  at  the  sampling  sites were  estimated  from:  the Darradup  gauging station for the Jalbarragup site, Gingalup gauging station for the Gingalup site, and those for the riffle sites at Milyeannup and Denny Road from a combination of the  instantaneous cross‐sectional discharge‐depth profiles  taken during baseflow months  in 2007, 2008 and 2009  (as part of  the cross‐section profiles, see below),  and  by  interpolating  discharges  from  the  other  adjacent  gauging  stations  for  the  remaining sampling  months.  Instantaneous  discharges  on  each  sampling  occasion  were  taken  in  the  following tributaries: McAtee Brook  (just upstream of  the Yarragadee Aquifer Discharge Zone  (YADZ), Milyeannup Brook  and  Poison  Gully  (within  the  YADZ  and  directly  receive  Yarragadee  discharge),  Layman’s  Brook (within  the  YADZ but  does not  receive discharge  from  the  aquifer)  and Rosa Brook downstream of  the YADZ.   

Three baseflow cross‐sectional profiles were taken across the riffle zones at Milyeannup and Denny Rd  in March  and  May  in  2007,  and  March  and  April  in  2008;  coinciding  with  sampling  of  base‐flow  fish movements at those riffles.  The relationships between Water Stage Levels (WSL) and discharge over these riffles were  then plotted and a number of models  fitted  in order  to  select  that which provided  the best overall descriptions of the relationships between the variables (i.e. usually both the highest coefficient of determination and significance value).  

Using the relationships between discharge and mean upstream movement of Freshwater Cobbler over four consecutive baseflow periods (i.e. March 2006, 2007, 2008 and 2009) at Denny Road and Milyeannup Pool, the discharge and stage heights at each riffle, and the depths across the profiles at different stage heights, estimates of  the minimum discharge and  riffle zone depths  for upstream Freshwater Cobbler movement were determined (see below Relationship between baseflow hydrology and riffle usage). 

Using the relationships between discharge and mean upstream movement of Freshwater Cobbler over four consecutive baseflow periods (i.e. March 2006, 2007, 2008 and 2009) at Denny Road and Milyeannup Pool, the discharge and stage heights at each riffle, and the depths across the profiles at different stage heights, estimates of  the minimum discharge and  riffle zone depths  for upstream Freshwater Cobbler movement were determined (see below Relationship between baseflow hydrology and riffle usage). 

13

Sampling for fish movements 

A number of techniques were employed to examine the fish fauna of the main channel and tributary sites in the Blackwood River.  Each method is outlined below, i.e. the use of fyke nets (11.2 m in width, including two 5 m wings and a 1.2 m wide mouth fishing to a depth of 0.8 m, 5 m  long pocket with two funnels all comprised of 2 mm woven mesh); seine nets (5, 10 and 15 m nets comprised of 2 mm woven mesh and a 26 m seine net consisting of two 9 m wings of 6 mm woven mesh and an 8 m bunt of 3 mm mesh); 240 and 12  v  electrofishers;  and  crayfish  traps  during  2005/2006.    During  the  2007/2008/2009  sampling concentrated on emerging trends in migration patterns and utilised fyke nets.   

Blackwood River main channel 

Species migrations 

At  the main  channel  sites  (see  Figure  1),  fyke nets were  used  to determine  temporal  trends  in  species migrations.  Fyke nets were set facing upstream, to determine downstream movements of fish, and facing downstream, to determine upstream movements of  fish.   Each  fyke net was set  for a period of 72 hours and sampled every 24 hours.   

Each  fish captured was  identified, a sub‐sample measured  (total  length  (TL)  for  fish and orbital carapace length  (OCL)  for crayfish)  to  the nearest 1 mm and where possible  sexed and  released.   A  subsample of Freshwater Cobbler were retained for analyses of biological indices such as gonadal development and aging as this species was identified as a key indicator species (see Results). 

The mean number of each species captured on each occasion was adjusted to account for total number of each species migrating  through a section of  the  river.   The  total numbers  referred  to here on  in are  the actual numbers captured, while  the migration  figures  reflect  the adjusted data  to show  the approximate numbers of fish actually migrating and to thus allow for comparisons between the various riverine reaches. 

Blackwood River tributaries 

On each sampling occasion  (during stream  flow),  fyke nets were set over 72h  in Milyeannup Brook  (two sites). Additionally, Layman Brook, Rosa Brook, McAtee Brook and Poison Gully (Figure 1). At each site, one net was set facing upstream, to capture fish that were moving downstream, while another was set facing downstream (to capture fish moving upstream) and each was checked every 24 hours.   As with the main channel site captures, the percent coverage of each set was determined and the catches later adjusted to 100% of the stream width. 

The shallow, diffuse nature of Poison Gully required smaller fyke nets.  These were used elsewhere, but still consisted  of  2mm  woven mesh.    The  same methodology  i.e.  three,  24h  sets  was  utilised  with  these modified  fykes.   Fish species were  identified, with a  large sub‐sample measured  for  total  length  (mm TL) before being released.  Those not measured were identified and counted to determine total numbers and immediately released.   A small sub‐sample of native species was retained for biological  investigation  into the  gonadal  development  (up  to  ~30  per month)  and  for  genetic  analysis  (see  Phillips  et  al.  (2007)  for Nannatherina balstoni and Galaxiella munda).   

Relationships between fish movement and environmental variables  

Regression analysis was undertaken  for a number  key  species  in  the  tributaries, and  for  the Freshwater Cobbler in the main channel (the species identified as an appropriate indicator of river connectivity due to 

14

the apparent  relationship  to baseflow discharge by Beatty et al.  (2006)).   Freshwater Cobbler movement pattern  analysis  was  also  refined  via  specific  sampling  of  key  riffle  zones  during  baseflow  and  also undertaking  complementary  hydrological  data  including  cross‐sectional  profiles  and  discharges  at  those monitoring sites (courtesy of the Department of Water, Bunbury).   This was aimed at estimating the flow requirements to maintain migratory ability through key riffle zones during base‐flows.  

Tributaries 

Overall analysis 

The fishes included in analyses were those where adequate migration data were recorded (i.e. utilised the most  number  of  tributaries).    These  species  included  the Western Minnow, Western  Pygmy  Perch  and Nightfish.    The  relationships  between  the  upstream  and  downstream movement  of  the  above  species during the major flow and breeding periods (i.e. the period that all four tributaries were flowing, August to December) and  the prevailing environmental variables  in Milyeannup Brook, Rosa Brook, McAtee Brook, and  Layman’s  Brook  were  determined  (see  Beatty  et  al.  (2006)  for  details  of  the  specific  statistical analyses). 

Milyeannup Brook baseflow monitoring  

Finer  scale monitoring  of  fish  and  crayfish  populations  and  environmental  variables  along Milyeannup Brook was undertaken at those sites previously examined during baseflow conditions in 2006 (see Beatty et al. 2006 for the location of the sites in Milyeannup Brook).   Sampling took place in March 2007 and 2008 and  involved examination of  fish and crayfish distributions within habitat  types at key sites, and also  the measurement  of  hydrological  characteristics within  those  broad  habitat  types  present  (i.e.  pool  and/or riffles) at each of  those  sites.   This aimed  to determine preliminary habitat preferences of each  species during baseflow conditions in Milyeannup Brook.   

On each  sampling occasion  at Mil 3  (just upstream of Brockman Hwy), Mil 4, Mil 5,  and Mil 6  (limit of surface water  in both 2007  and 2008),  fish  and  freshwater  crayfish densities were determined  in up  to three habitat types (pool and riffles where present) at each site using double pass electrofishing with each habitat sectioned off using stop nets.  All fish were identified and measured to the nearest 1mm TL (fish) or OCL  (crayfish)  and  a  density  determined  by measuring  the  area  of  the  habitat  between  the  stop  nets.  Densities of each  species within each habitat  in baseflow  conditions  in 2007  and 2008 were  graphically compared. 

Depth profiles were taken across three cross‐sections and along one longitudinal‐section on each occasion.  Mean  and  maximum  depths  of  both  section  type  in  each  habitat  and  also  each  habitat  overall  was determined and displayed graphically.  The instantaneous discharge at each site (where flow was evident) was determined on both occasions via measuring channel width, depths and flows rates (using a hand‐held flow  meter).    Mean  water  temperature,  conductivity,  pH,  dissolved  oxygen,  and  turbidity  were  also determined for each site. 

In order to determine whether relationships existed between the depth of baseflow habitats in Milyeannup Brook  and  the  density  of  species  occupying  those  habitats,  preliminary  linear  regression  analysis  was conducted between these variables and scatter‐plots generated. 

 

 

15

Main Channel 

Freshwater Cobbler movements and environmental variables: 2005‐2008 

The association between  the strength of upstream and downstream Freshwater Cobbler movements and the above key environmental variables were examined.    For overall  sampling  time analysis, all  sampling occasions  at  all  sites  were  included  in  stepwise  regression  analysis  to  determine  which  of  the environmental  variables  best  explained  the  variation  in  upstream  or  downstream  Freshwater  Cobbler movements in the Blackwood River main channel.   

The  mean  upstream  and  downstream  movements  of  Freshwater  Cobbler  in  the  main  channel  were determined  for  the  period  of  lowest  flow  (i.e. December‐April)  and  their  relationship  to  environmental variables  during  those  periods  analysed.    Correlation  analysis  and  stepwise multiple  regression models were developed  to determine which single or combinations of environmental variables during  the major movement  period  best  explained  the  most  variation  in  upstream  and  downstream  migrations  of Freshwater  Cobbler.    For  both  of  the  above  analyses,  Shapiro‐Wilk  statistical  tests  for  normality were undertaken for each variable and all data were subsequently log‐10 transformed prior to analysis. Bi‐variate correlations between each environmental variable were calculated (Pearson’s correlation coefficient) prior to  each  stepwise  regression  analysis  to  initially  examine  possible  associations  between  environmental variables.    In  the  subsequent  stepwise  regression  analyses,  levels  of  co‐linearity  between  independent variables  were  investigated  via  determining  condition  indexes  and  eigenvalues.    Mean  velocity  was consistently  highly  correlated  with  discharge  and  was  therefore  excluded  from  the  analyses  to  avoid problems  with  co‐linearity.    The  more  conservative,  adjusted  co‐efficient  of  determination  (r2)  were examined in each model as the adjusted values closely reflect the goodness of fit of the model (SPSS, 2005).   

Relationship between baseflow hydrology and riffle usage 

The  above  analyses  revealed  that  discharge  appeared  to  by  a  key  variable  in  influencing  upstream Freshwater  Cobbler movement  during  the  seasons  of  lowest  flow  (i.e.  summer  and  early  autumn,  see Results);  the  relationship between upstream movement of Freshwater Cobbler over  the  two  riffle  zones and  hydrology  during  baseflow  was  therefore  determined.    The  month  with  the  consistently  lowest discharge (i.e. March, see Results) was chosen for this analysis in order to provide minimum flow and depth requirements.  

The  relationship between mean upstream movements of Freshwater Cobbler and discharge at  two  riffle zones  in March  2006,  2007,  2008  and  an  additional  sample  in  2009 were  determined  using  regression analysis.   Mean  upstream movement  during  each March  period was  plotted  against  discharge  at  those times and a number of models were  tested with  the highest co‐efficient of determination  fitted.   These models were then rearranged to determine the theoretical discharge level at which zero movement would occur; implying the minimum baseflow required for access to the riffles during baseflow. 

Using the zero‐movement discharge estimates on each riffle and the WSL and cross‐sectional profiles, the minimum depth across each riffle that the Freshwater Cobbler movement would hypothetically cease was determined.   This was achieved by  first using  the non‐linear  relationships of WSL and discharge at each riffle  to  determine  the  stage  heights  at  those  zero‐movement  discharges.    These  zero‐movement  stage heights were then plotted on the three cross‐sections of each riffle zone to determine the maximum depths (deepest passage)  that would be present at  those minimum discharges.   The shallowest maximum cross‐sectional depth was inferred to represent the depth at which Freshwater Cobbler would cease to be able to move upstream over these riffle sections in the Blackwood River. 

16

Mark‐recapture of Freshwater Cobbler 

In order to  investigate whether movements of this species through riffle zones are  localised or associated with  larger distances, a total of 437 were tagged between October and December 2005 using  individually numbered t‐bar tags at each main channel site. One each subsequent sampling occasion, site of recapture was recorded for each individual. 

Reproductive biology 

The  spawning  period  and  length  at  first maturity  of  Freshwater  Cobbler were  determined  in  order  to provide evidence of whether movements may be linked to spawning behaviour.  The temporal trend in the reproductive  biology  of  T.  bostocki  was  determined  by  retaining monthly  samples  of  females  (pooled between sites).   These  fish were euthanased  in an  ice slurry, weighed  to  the nearest 0.01g,  their gonads removed, and also weighed to the nearest 0.01g.  The monthly gonadosomatic indices (GSI) of mature and immature individuals of both sexes were determined using the equation: 

            GSI=100(W1/W2) 

Where W1  is  the wet weight of  the gonad and W2  is  the wet  somatic weight. Ovaries and  testes were assigned on macroscopic appearance using the seven stages adapted from Laevastu 1965, namely: I virgin (immature),  II  maturing  virgin/recovering,  III  developing,  IV  developed,  V  mature  (gravid),  VI  ripe (spawning) and VII spent.   The  lengths at first maturity of female T. bostocki were determined by fitting a logistic  equation  to  the  percentage  contribution made,  during  the  spawning  period,  by  immature  and mature fish in each 10 mm length increment.  

The logistic equation used to predict length at which females commenced maturation was: 

[ ])/())(19ln(exp11

509550 LLLLP

−−−+=    

Where P = the proportion mature, L = fork length in mm, L50 and L95 are lengths in mm at which 50 and 95% of female fish reach sexual maturity, respectively, and ln is the natural logarithm.  Females were classified as mature during stages III to VI because they had the potential to spawn, were spawning or had spawned.   

 

17

Results and Discussion 

Water quality and discharge regimes  

Examination of the climatic conditions  in the Blackwood River study area (Figure 1),  it  is evident that the 2005‐2006  sampling  period was  typified  by  above  average  spring  2005  to  summer  2006  rainfall with  a delayed onset of major winter rainfall in 2006.  During the same period in 2006‐2007, the reverse occurred with a well below average spring and early summer  rainfall  followed by variable  rainfall  in  later summer and autumn 2007 (Figure 2).  The very low late spring and summer rainfall in the 2007‐2008 period was also notable.   

The greater discharge during base flow conditions  in the main channel sites  in early 2006 (i.e. March, see Figures  3‐6)  compared  to  those  experienced  in  2007  and  2008 were  probably  the  result  of  the  above average  rainfall  between October  2005  and  January  2006.    This  also  corresponded with much  stronger movement of Freshwater Cobbler during the baseflow conditions  in 2006 compared with the subsequent two years (see section on Relationship between Freshwater Cobbler and baseflow discharge).  

The water temperature traces from the data loggers between 2005 and 2008 clearly indicate that most are highly associated with ambient air temperatures (Figure 8).  However, along with the instantaneous water temperatures at the times of sampling  in the tributaries (Figure 7), demonstrated that Milyeannup Brook maintained  a  less  variable  and  lower  temperature  than  the  other  tributaries  (Figures  7  and  8).    This  is attributed  to  the  input of  the Yarragadee Aquifer groundwater  that  results  in  the buffering of  the water temperature  against  air  temperature  fluctuations.    That  is,  this  system  maintains  cooler  water temperatures  during  the  baseflow  period  and  is warmer  during  the winter  period  (see  also  section  on Milyeannup  Brook  Baseflow Monitoring).    Poison  Gully,  although  also maintaining  permanency  due  to aquifer discharge, does not display this buffering effect; probably due to the streams morphology in that it is a wider, shallower and more diffuse stream line which would increase the influence of air temperature. 

Main  channel water  temperatures  upstream  and  downstream  of  the major  aquifer  discharge  zone  (i.e. Denny Road and Milyeannup Pool, Figures 7 and 8) did not differ during baseflow period as may have been expected.   This was probably due to the effect of external heating of the cooler aquifer water as  it flows downstream offsetting the lower temperature of the aquifer water. 

Conductivities  in  the  tributary  sites  show  that Milyeannup  Brook  and  Poison  Gully  generally  remained fresher than the other tributaries  in baseflow conditions (see also section on Milyeannup Brook Baseflow Monitoring) (Figure 9).  Those tributaries that cease to flow and pool during baseflow (i.e. St John’s Brook, Rosa Brook and McAtee Brook) showed elevated salinities during baseflow due to evapoconcentration of salt without fresh groundwater input; however, all remain fresh throughout the year.  Although Rosa Brook dries and exhibits elevated salinities at the Denny Road sampling site, further upstream at the confluence of Rosa Brook and Mowen Road permanent flowing water is located.  It is recommended that the Mowen Road site is sampled and compared to the Denny Road site as the permanent flow, and presumably lower salinity, provides an important habitat for the Mud Minnow (Morgan et al. 2003, 2004).   

 

18

Rosa Brook Layman Bk

Milyeannup PoolDenny Rd

Poison GullyMilyeannup Brook

Jalbarragup

McAtee Bk

Quigup

Main channel sites

Tributary fyke net sites

Seine/electrofishing tributary sites

 

Figure 1    Sampling sites in the main channel and tributaries of the Blackwood River.   

 

Gingalup 

19

Month

Oct Jan Apr Jul Oct Jan Apr Jul Oct Jan Apr

Rai

nfal

l (m

m)

0

50

100

150

200

Monthly rainfall during studyLong term monthly rainfall (1887-2008)

2005 2006 2007 2008

 

Month

Oct Jan Apr Jul Oct Jan Apr Jul Oct Jan Apr

Tem

pera

ture

(o C)

14

16

18

20

22

24

26

28

30

32

Mean monthly maximum during study periodLong term mean monthly maximum

2005 2006 2007 2008

 

Figure 2   Mean monthly rainfall (top) and maximum air temperatures (bottom) during the initial period of the study and long term averages (from Bridgetown). Data from Australian Bureau of Meteorology.  

20

Lower Blackwood River

Gingilup

Sues Bridge

HutPool

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

40 50 60 70 80 90 100 110 120Dist from Molloy Is. (km)

Flow

(m3/

s)

Observed SalinityFlow (Mar2003)Flow (Mar2004)Flow (Feb2005)Flow (Mar2006)"LimitsLBF (Mar2006)LBF (Mar2003)LBF (Mar2004)LBF (Feb2005)flow (Feb 2007)2008

Layman Brook

Darradup

Poison Confl

Milyeannup Confl

609-1362

 

Figure 3  Consecutive annual baseflow longitudinal discharge traces in the main channel of the Blackwood River in March. N.B. the relatively high baseflow discharge in March 2006 compared to 2007 and 2008. (Figure from Department of Water, Bunbury). 

Total Monthly flows Blackwood River main channel

0

20000

40000

60000

80000

100000

120000

140000

01-Jan-06

01-Mar-06

01-May-06

01-Jul-06

01-Sep-06

01-Nov-06

01-Jan-07

01-Mar-07

01-May-07

01-Jul-07

01-Sep-07

01-Nov-07

01-Jan-08

01-Mar-08

Date

Mon

thly

flow

ML

Nannup 058Darradup 025Gingilup 041Hut 019

 

Figure 4   Total monthly flows at sites in the main channel of the Blackwood River during the majority of the sampling period (Figure from Department of Water, Bunbury). 

21

 

 

Total monthly summer flows Blackwood River

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

01-Jan-06

01-Feb-06

01-Mar-06

01-Apr-06

01-May-06

01-Dec-06

01-Jan-07

01-Feb-07

01-Mar-07

01-Apr-07

01-May-07

01-Dec-07

01-Jan-08

01-Feb-08

01-Mar-08

01-Apr-08

01-May-08

Date

Mon

thly

tota

l flo

w M

L

Nannup 058Darradup 025Gingilup 041Hut 019

 

Figure 5   Total monthly summer flows at sites in the main channel of the Blackwood River (Figure from the Department of Water, Bunbury). 

Month

Oct05

Nov05

Dec05

Jan0

6

Feb0

6Mar0

6Apr0

6

May06

Jun0

6Ju

l06

Aug06

Sep06

Oct06

Nov06

Dec06

Jan0

7

Feb0

7Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07

Oct07

Nov07

Dec07

Jan0

8

Feb08Mar0

8Apr0

8

Mea

n di

scha

rge

(m3 /s

ec)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500Rosa BrookLaymans BrookMcAtee BrookMilyeannup Brook - upstreamMilyeannup Brook - downstream

 

Figure 6   Mean discharge at tributary sites in the main channel of the Blackwood River.  

22

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Feb

07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Tem

pera

ture

(°C

)

8

10

12

14

16

18

20

22

24

Rosa BrookLaymans BrookMcAtee BrookMilyeannup Brook - upstreamMilyeannup Brook - downstreamSt John Brook Poison Gully

 

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Tem

pera

ture

(°C

)

10

12

14

16

18

20

22

24

26

Rosa CampGingilup Milyeannup pool Jalbarragup Quigup

 

Figure 7   Mean instantaneous water temperature at sites in the tributaries (top) and main channel (bottom) of the Blackwood River.

23

Month

1/11/2

005

1/01/2

006

1/03/2

006

1/05/2

006

1/07/2

006

1/09/2

006

1/11/2

006

1/01/2

007

1/03/2

007

1/05/2

007

1/07/2

007

1/09/2

007

1/11/2

007

1/01/2

008

1/03/2

008

Wat

er te

mpe

ratu

re (°

C)

68

101214161820222426283032343638

Milyeannup Brook - Brockman HwyRosa Brook - Denny RdMcAtee Brook - Longbottom RdLaymans Brook - Denny RdBlackwood River- Milyeannup PoolMilyeannup Brook - Blackwood RdBlackwood River - Denny RdBlackwood River - Jalbarragup RdPoison Gully - Blackwood RdBridgetown mean maximim air temperature

 

Figure 8    Water temperatures from the data loggers (logged every 3 hours) at sites in the Blackwood River and its tributaries. N.B. the close association of water temperatures in all sites and maximum air temperature (in Bridgetown) and cooler water temperature during summer in Milyeannup Brook. 

24

MonthOct0

5

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Con

duct

ivity

(µS/

cm)

0

200

400

600

800

1000

1200

Rosa BrookLaymans BrookMcAtee BrookMilyeannup Brook - upstreamMilyeannup Brook - downstreamSt Johns Brook Poison Gully

 

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Feb

07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Con

duct

ivity

(µS/

cm)

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000Rosa CampGingilupMilyeannup PoolJalbarragupQuigup

 

Figure 9  Mean instantaneous conductivities at sites in the tributaries (top) and main channel (bottom) of the Blackwood  River.  N.B.  fresher  conditions  at  the  more  downstream  sites  (i.e.  Denny  Road  and Gingilup) during baseflow periods.  

25

The trends  in conductivity of the main channel sites clearly show the effects of the  increase groundwater input due to the Yarragadee Aquifer (see Figures 8, 9 and 10) with the Denny Road baseflow conductivity in March 2007 and 2008 ~60% fresher than those upstream of the zone.  This difference is even greater than that  recorded during  the  (relatively high discharge) baseflow conditions  in 2006 when a ~40% difference was  recorded.    The  relationship  between  the  main  channel  baseflow  discharge  and  conductivity  is significantly negatively related (Figure 10).  This clearly demonstrates the importance of groundwater input in  reducing  the  salinity  in  the  main  channel  of  the  river  during  baseflow  period  when  many  of  the tributaries cease  to  flow.   This has  implications  for  the seasonal habitat usage patterns of salt‐intolerant freshwater species in the Blackwood River.  For example, the fact that the Mud Minnow is not found in the main  channel of  the Blackwood River  (Beatty  et  al.  2006,  see  also Mud Minnow  section  in  the  current report) may be due to its inability to tolerate the prevailing conditions in that habitat (particularly salinity).  Phillips  et  al.  (2007)  demonstrated  that  the Mud Minnow  populations  in  the  various  tributaries  of  the Blackwood River have considerable genetic variability; further supporting this theory of isolation.   

The  trends  in PH are generally  to decrease during baseflow conditions compared with high‐flow periods (Figure 11).  This is probably due to the increased  influence of acidic tannins from riparian vegetation and salt water during reduced water  levels. Figure 12 shows that dissolved oxygen  levels were highly variable between sites and seasons.  Generally, dissolved oxygen levels were lower during summer period. 

log10 Discharge (L/sec)

1.8 2.0 2.2 2.4 2.6 2.8 3.0

log1

0 C

ondu

ctiv

ity (µ

S.cm

-1)

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8 log (cond) = 4.73-0.52*log(disch)r2 = 0.87p = 0.00

 

 

Figure 10  Relationship  between  the  baseflow  discharges  (i.e.  in  all  March  samples)  at  all  sites sampled in the main channel of the Blackwood River and the mean water conductivities at those sites. 

26

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Fe

b06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Fe

b08Mar0

8Apr0

8

pH

3

4

5

6

7

8

9

Rosa BrookLaymans BrookMcAtee BrookMilyeannup Brook - upstreamMilyeannup Brook - downstreamSt John Poison Gully

 

MonthOct0

5

Nov05

Dec05Ja

n06Fe

b06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Fe

b08Mar0

8Apr0

8

pH

5.5

6.0

6.5

7.0

7.5

8.0

8.5

9.0

Rosa CampGingilupMilyeannup pool Jalbaragup Quigup

 

Figure 11  Mean instantaneous pH at sites in the tributaries (top) and main channel (bottom) of the Blackwood River. 

27

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Dis

solv

ed o

xyge

n (p

pm)

2

4

6

8

10

12

14

16

18 Rosa BrookLaymans Brook McAtee BrookMilyeannup Brook - upstreamMilyeannup Brook - downstreamSt Johns BrookPoison Gully

 

Month

Oct05

Nov05

Dec05Ja

n06Feb

06Mar0

6Apr0

6

May06Ju

n06Ju

l06

Aug06

Sep06Oct0

6

Nov06

Dec06Ja

n07Fe

b07Mar0

7Apr0

7

May07

June

07Ju

l07

Aug07

Sep07Oct0

7

Nov07

Dec07Ja

n08Feb

08Mar0

8Apr0

8

Dis

solv

ed o

xyge

n (p

pm)

4

6

8

10

12

14

16

18

20Rosa CampGingilupMilyeannup pool Jalbaragup Quigup

 

 

Figure 12   Mean instantaneous dissolved oxygen at sites in the tributaries (top) and main channel (bottom) of the Blackwood River.  

28

 Discharge measurements  at  the  various  gauging  stations  along with  cross‐sectional  discharge  and  depth profiles  at  the  Denny  Road  and  Milyeannup  riffle  zones  in  the  main  channel  suggested  that  baseflow conditions occurred during March in this section of the Blackwood River (Figures 13 and 14).     

 

Upstream

8.9

9.1

9.3

9.5

9.7

9.9

10.1

10.3

10.5

0 5 10 15 20 25Distance (m)

Surv

ey h

eigh

t

WSL March 07 - 425 L/sWSL May 07 - 725 L/sWSL March 08 - 468 L/sWSL April 08 - 742 L/s

    

Mid-riffle

8.5

8.7

8.9

9.1

9.3

9.5

9.7

0 0.4 1 1.8 2.4 3.9 4.7 6.2 7.7 9 9.7 10.1 10.7 10.9 11.9Distance (m)

Surv

ey H

eigh

t

WSL March 07 - 425L/sWSL May 07 - 725 L/sWSL March 08 - 468 L/sWSL April 08 - 742 L/s

 

Downstream

8.5

8.7

8.9

9.1

9.3

9.5

9.7

0 2 4 6 8 10 12Distance (m)

Surv

ey H

eigh

t

WSL March 07 - 425 L/sWSL May 07 - 725 L/sWSL March 08 - 468 L/sWSL April 08 - 742 L/s

  

Figure 13   Cross‐sectional  riffle  profiles  during  base‐flow months  in  2007  and  2008  at  Denny  Road  in  the Blackwood River (Figure from Department of Water, Bunbury). 

Stage Discharge Realationship Rosa Camp R1

y = -0.173x2 + 0.5601x + 8.9186

8.858.9

8.959

9.059.1

9.159.2

9.259.3

9.359.4

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

t

Stage Discharge Realationship Rosa Camp R2

y = -0.2088x2 + 0.5794x + 8.8538

8.88.858.9

8.959

9.059.1

9.159.2

9.259.3

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

t

Stage Discharge Realationship Rosa Camp R3

y = -0.4634x2 + 1.054x + 8.6249

8.5

8.6

8.7

8.8

8.9

9

9.1

9.2

9.3

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

t

29

 

Upstream

9

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

9.6

9.7

9.8

9.9

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9Distance (m)

Surv

ey H

eigh

t

WSL March 07 - 137 L/sWSL May 07 - 376 L/sWSL March 08 - 142 L/sWSL April 08 - 370 L/s

  

Mid-riffle

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

9.6

9.7

9.8

9.9

10

0 2 4 6 8 10 12 14Distance (m)

Surv

ey H

eigh

t

WSL March 07 - 137 L/sWSL May 07 - 376 L/sWSL March 08 - 142 L/sWSL April 08 - 376 L/s

  

Downstream

9

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

9.6

9.7

9.8

0 2 4 6 8 10 12 14Distance (m)

Surv

ey H

eigh

t

WSL March 07 - 137 L/sWSL May 07 - 376 L/sWSL March 08 - 142 L/sWSL April 08 - 370 L/s

  

 

Figure 14   Cross‐sectional  riffle  profiles  during  base‐flow  months  in  2007  and  2008  at  riffle  downstream  of Milyeannup Pool in the Blackwood River. 

 

  

Stage Discharge Realationship Milyeannup R1

y = -0.5944x2 + 1.0464x + 9.1305

9

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

9.6

9.7

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

tStage Discharge Realationship Milyeannup R2

y = -0.345x2 + 0.5993x + 9.1936

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

t

Stage Discharge Realationship Milyeannup R3

y = -0.1993x2 + 0.4386x + 9.0414

9

9.1

9.2

9.3

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2Discharge m3/s

Stag

e H

iegh

t

30

Freshwater Cobbler 

 

 

Spatial and temporal patterns in Freshwater Cobbler migration  

A total of 5972 Freshwater Cobbler were captured in the main channel during the study.  The movement strength generally peaked  in  late spring and summer with considerable differences  in  the  temporal movement patterns existing between  the  sites  (Figure 15).   The mean upstream movement of  Freshwater Cobbler  in  all  sampling months was positively associated with the mean downstream movements during those sampling times (r2=0.32, p=0.000) (Figure 16). 

Of  the 437  tagged Freshwater Cobbler  in  the main channel of  the Blackwood River, a  total of 86  (19.7%) were recaptured  (Table 1).   Of  these, 68 were  recaptured once, 14  twice,  five  three  times and  two were  recaptured four times (Table 1).  With the exception of one fish, all were caught at the initial tag‐capture site.   

 

Table 1: Freshwater Cobbler tagged and recaptured in main channel sites of the Blackwood River. N.B. Includes % recaptured per site and % total of all recaptures when compared to total number tagged. 

  SITE 

     Number Tagged 

# Recaptured (%) 

# Recaptured Twice (%) 

# Recaptured 3 times (%) 

#Recaptured 4 Times (%)  

Denny Road  215  42              (19.5) 

8                  (3.7) 

1                   (0.5) 

 

Milyeannup Pool 

42  7               (16.7) 

2 

(4.76) 

   

Jalbarragup  110  17              (15.5) 

4                  (3.6) 

4                   (3.6) 

2                   (1.8) 

Quigup  70  2               (2.9) 

     

TOTAL  

(%) 

437  68             (15.6) 

14                 (3.0) 

5                   (1.1) 

2                   (0.5) 

31

  

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

. 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Figure 15  Upstream and downstream migration of Freshwater Cobbler in the Blackwood River main channel sites. 

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

Denny Road

Milyeannup Pool

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

Jalbarragup

Month

October 05

November 05

December 05

February 06

March 06June 06

August 06

September 06

March 07May 07

June 07

August 07

September 07

October 07

November 07

December 07

March 08April 0

8

0

200

400

600

800

1000

1200

1400 Quigup

Freshwater Cobbler

0

200

400

600

800

1000

1200

1400Gingilup

NOT SAMPLED 2005

NOT SAMPLED FROM AUGUST 2006

32

 

 

log10 (mean frequency of downtstream moving fish +1)

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

log1

0 (m

ean

frequ

ency

of u

pstre

am m

ovin

g fis

h +1

)

0

1

2

3

4

log10 (Nup+1) = 0.87*log10(dnN+1) + 0.64r2 = 0.32p = 0.000

 

Figure 16   Relationship  between  the  mean  strength  of  upstream  versus  downstream  movements  of  Freshwater Cobbler  in  the Blackwood River main channel  in all sampling months. N.B. Data were  log10  transformed and migration number was standardised for effort; see text for details.  

 

33

 Relationships between Freshwater Cobbler migration patterns and environmental variables  in the Blackwood River 

Correlation  and  stepwise multiple  regression  analysis  revealed  that  the  upstream  (r2  =  0.50,  p  =  0.03)  and downstream (r2 = 0.52, p = 0.026) movements of Freshwater Cobbler in all main channel sites during the period of lowest  flow  (i.e. December  to April) were most  significantly explained by mean discharge at  those  sites during those periods (Table 2, Figure 17).  

The  models  that  gave  the  highest  coefficients  of  determination  for  the  relationship  between  upstream movements  of  Freshwater  Cobbler  over  the  two  riffle  sites  at  baseflow  (i.e. March)  and  levels  of  baseflow discharge  in  those months were  inverse  polynomials  and  these  revealed  a  strong  association  between  these variables at both the Milyeannup Pool (r2 = 0.991, p = 0.004) and Denny Road riffles (r2 = 0.817, p = 0.096) (Figure 18). Using these models, the minimum discharge that Freshwater Cobbler movement would be totally precluded at  the Milyeannup Pool and Denny Road  riffles are estimated  to be 381.5  L/sec and 101.9  L/sec,  respectively.  Based  on  this  zero‐movement  discharge,  analysis  of  the  riffle  cross‐sections  and  the  discharge‐stage  height relationships (Figures 13 and 14), the depth across riffles when zero movement discharge would occur is 0.18 and 0.05 m  for  Denny  Road  and Milyeannup  Riffle,  respectively.   However,  those  individuals  that were  captured moving upstream during the March 2007, and 2008 period were much smaller than those captured during 2006; when the greatest baseflow discharge levels were recorded (Figure 19). 

 

34

 Table 2  Correlations between overall mean upstream and downstream movements of Freshwater Cobber  in  the main channel  sites of  the 

Blackwood River and prevailing environmental variables during the lowest discharge period (December to April). N.B. Data were log10 transformed, * denotes correlation is significant at the 0.05 level (2‐tailed). 

 

     Downstream  Upstream  Discharge  Temperature  Conductivity  pH  Dissolved O2 

Downstream  Pearson Correlation 1             

   Sig. (2‐tailed)               

                 

Upstream  Pearson Correlation  .566  1           

   Sig. (2‐tailed)  .143             

                 

Discharge  Pearson Correlation  .767(*)  .756(*)  1         

   Sig. (2‐tailed)  .026  .030           

                 

Temperature  Pearson Correlation  .455  .851(**)  .673  1       

   Sig. (2‐tailed)  .257  .007  .067         

                 

Conductivity  Pearson Correlation  ‐.747(*)  ‐.502  ‐.905(**)  ‐.366  1     

   Sig. (2‐tailed)  .033  .205  .002  .373       

                 

pH  Pearson Correlation  ‐.193  ‐.396  ‐.288  .073  .365  1   

   Sig. (2‐tailed)  .648  .332  .489  .863  .373     

                 

Dissolved O2  Pearson Correlation  ‐.049  .332  .530  .173  ‐.515  ‐.318  1 

   Sig. (2‐tailed)  .909  .422  .177  .683  .191  .443   

                 

35

log10 mean discharge (L/sec)

2.4 2.6 2.8 3.0 3.2

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0Upstream movement

log10N = 2.20*log10D - 4.15r2 = 0.50p = 0.03

 

 

Downstream movement

log10 mean discharge (L/sec)

2.4 2.6 2.8 3.0 3.2

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

1.6

1.8

2.0

2.2

2.4 log10N = 1.87*log10D - 3.80r2 = 0.52p = 0.026

 

Figure 17    Relationships between the mean strength of upstream movement of Freshwater Cobbler and the mean discharge in the Blackwood River main channel. N.B. Data were log10 transformed and migration number was standardised for effort, see text for details. 

 

36

log10 Discharge (L/sec)

2.0 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6

log1

0 (n

+1) m

ean

frequ

ency

of f

ish

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5 log10 (N+1) = 13.591 - (27.291/log10(D))r2 = 0.991p = 0.004

 

Log10 Discharge (L/sec)

2.60 2.65 2.70 2.75 2.80 2.85 2.90

log1

0 (n

+1) m

ean

frequ

ency

of f

ish

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5 log10 (N+1) = 23.748 - (61.304/log10(D))r2 = 0.817p = 0.096

 

Figure 18   Relationship between mean upstream Freshwater Cobbler movement over the Milyeannup (top) Denny Road (bottom) riffles and the mean discharge at those sites during March 2006‐2009. 

37

 

 

Figure 19  Length‐frequency of Freshwater Cobbler, differentiated by upstream and downstream movement, in the Blackwood River main channel. N.B. the dashed line is the length at maturity (L50) of females (172mm TL). 

0

25

50 Downstream MigrationUpstream Migration

0

25

50

0

25

50

Num

ber o

f Fis

h 0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50Downstream MigrationUpstream Migration

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

0

25

50

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

n=31

n=253

n=283

n=21

n=11

n=108

n=26

n=8

n=255

n=169

n= 185

n=56

n=232

n=86

Freshwater Cobbler

n=334

n=550

Total Length(mm)

0 20 40 60 80100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

300

320

340

360

380

400

420

440

0

25

50

Total Length(mm)

0 20 40 60 80100

120140

160180

200220

240260

280300

320340

360380

400420

4400

25

502007March

2008March

n=116 n=97

38

Reproductive biology 

The  mean  GSI  of  mature  females  of  Freshwater  Cobbler  increased  sharply  between  August  and  October; peaking  in  the  latter month  (Figure  20).    From October  to December  the most  significant  decline  occurred dropping from 4.94 to 1.65 between these two months, respectively; suggesting this is the peak spawning time. The GSI of males, while having far less variability than females, also peaked in October at 0.55.   

The  logistic curve,  fitted to the percentage contribution of Freshwater Cobbler with gonads of stages  III‐VII  in sequential 10 mm TL increments during the spawning period, yielded a L50 of ~172 and L95 of 226 for females i.e. lengths at which 50% and 95% of the population is sexually mature (Figure 21).   

 

 

Mean Gonadosomatic Indices (+1SE)

Month

June

Ju

ly

Augus

t

Septem

ber

Octobe

r

Novem

ber

Decem

ber

Janu

ary

Febru

ary

March

April

Mea

n G

SI

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5Month vs Female Month vs Male

399

68

1018

13

18

19

30

61

10 3 13 10 2 29 6 520 6

 

Figure 20  Mean gonadosomatic indices (GSI) (+ 1SE) for male and female Freshwater Cobbler in the main channel of the Blackwood River.  

39

 

Total length (mm)

100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340 360

Perc

enta

ge (%

)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

% mature (Stage III - VII) % immature (Stage I - II)

1 5 3 3 3 5 3 2 119 18̀ 14 12 11 12115 8 76 9 6 8 7 2 2 2

 

Figure 21  Mean length at first maturity for female Freshwater Cobbler in the Blackwood River. 

 

Freshwater Cobbler: summary and implications 

This study has demonstrated considerable movements of T. bostocki within the main channel of the Blackwood River.   The mark‐recapture program also  suggested  these movements were highly  localised and  suggested  a high degree of site (possibly on the scale of individual pools) fidelity.  Strengths of movements differed markedly both  spatially  and  temporally;  however,  upstream  movement  peaked  at  all  sites  in  spring  and  summer.  Furthermore,  the degree of upstream movement during  the period of  lowest  flow  (and greatest proportional contribution of groundwater to total flow) was significantly related to volume of discharge during that period at those  sites.   The  impetuous  for  these considerable  localised movements  through  riffle  zones  is probably due more to feeding activities rather than spawning as feeding on this habitat type has been shown to occur with other freshwater catfishes (e.g. Pylodictis olivardis, Trautman 1981, Hatcheria macraei Barriga and Battini 2009) and this study demonstrated a wide size range (including smaller  immature  individuals) accessed the riffles at those  times.   However,  for  this  to be  confirmed,  the  feeding ecology of  the  species needs  to be determined along with precise identification of its spawning habitats. 

40

The  significance of  the  considerable  upstream movements of  Freshwater  Cobbler  in  terms of  sustaining  the population  requires  further  validation  (e.g.  by  comparing    levels  of  recruitment,  feeding  and  reproductive ecology of this and other populations), however, it is proposed that this relatively large‐bodied species could be an appropriate  indicator of baseflow  river  connectivity  throughout  south‐western Australia given  (Morgan et al.1998).  The baseflow models presented here may also be used to set minimum baseflow discharges required for  riffle  connectivity  for  this  species.    For example,  the  current  study  suggests  that upstream movement of Freshwater Cobbler during March would be prevented at ~102 L/sec (5cm depth) and 381 L/sec (19 cm depth), for the riffles upstream and downstream of the major zone of groundwater discharge, respectively.   Based on these  lower  limits,  reductions  of  ~33%  and  ~8%  reductions  from  the  relatively  low March  2007  discharges recorded  at Milyeannup  Pool  and Denny Road  riffles,  respectively, would  prevent  any  upstream  Freshwater Cobbler moving over these riffle zones.  As the baseflow discharge rates in this section of the Blackwood River (i.e. Darradup and Gingalup gauging stations) are dependent on the rainfall from the previous 12 month period and abstraction rates (Golder and Associates 2008), the  levels of abstraction rates should be set to ensure the above minimum discharge rates are exceeded to ensure riffle access is maintained for this large bodied species. 

However,  these preliminary minimum estimates are  for zero movements and  it can be seen  from  the  length‐frequencies of  the  relative  few Freshwater Cobbler captured moving over  these  two  riffles  in 2007 and 2008 that  the sizes were  relatively small  (dominated by  juveniles 40‐100 mm TL) compared  to  the greater number that moved over them in the relatively high‐flow event in March 2006 (no fish under 100 mm TL, dominated by mature  adults  180‐340 mm  TL)  (Figure  10).    This  suggests  that  larger, mature  Freshwater  Cobbler may  be inhibited from upstream movement through these riffle zones at a discharge, and associated minimum depths, considerably greater than the estimates in Table 2.      The  relationships  between  Freshwater  Cobbler  movements  through  groundwater‐maintained  riffle  zones demonstrated here could be  further validated by ongoing monitoring of  this population during baseflow and prevailing  hydrology  at  these  sites.    A  tracking  program  (using  acoustic  and  radio‐tracking  techniques)  of Freshwater  Cobbler  at  key  riffle  sites  would  also  provide  fine‐scale  information  on  their  habitat  use  and requirements. Furthermore, understanding spatial and temporal patterns of feeding and reproductive ecology would also enable a better understanding of the purpose of these movements during baseflow conditions and their significance in maintaining populations of this species in the rivers of south‐western Australia. 

41

 

Western Minnow 

 

 

 

The Western Minnow was captured at the majority of sites sampled on most occasions, with large numbers recorded in both the main channel sites and in the tributaries.  This widespread distribution, being present in nearly  all habitats  sampled,  reflects  this  species  tolerance  to  a wide  range of  salinities; having previously been recorded in salinities up to ~24 ppt or ~two thirds the salinity of seawater (Morgan and Beatty 2004).  However, recent rapid change salinity trials on the species  from the Blackwood River have revealed a LD50 (length at 50% of individuals showed severe stress that would lead to death) at ~14 ppt (Beatty et al. 2008).  Furthermore, larval stages of the species may have an even lower tolerance to salinity. 

There  were  limited  movements  of  Western  Minnow  in  the  most  upstream  main  channel  sites  (i.e. Jalbarragup and Quigup) compared to the more downstream sites(i.e. Denny Road, Gingilup and Milyeannup Pool) and the upstream movement of Western Minnow was generally strongest during winter of each year (Figure 22).   The majority of  these  fish were  large adults  (>60 mm TL)  that were  likely  to be moving as a precursor to spawning (Figure 23). 

42

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

200

400

600

800

1000

Denny Road

Milyeannup Pool

0

200

400

600

800

1000

Jalbarragup

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decembe

r 05

Februa

ry 06

March 06

June

06

August

06

Septembe

r 06

March 0

7

May 07

June

07

August

07

Septembe

r 07

Octobe

r 07

Novembe

r 07

December

07

March 08

April 0

8

June 0

8

Augus

t 08

Septem

ber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 08

March 0

9

May 09

July/A

ugust

09

Septem

ber 09

0

50

100

150

200

250

Quigup

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

Gingalup

*

 

Figure 22  Upstream and downstream movement of Western Minnow in the Blackwood River main channel.   

43

0

5

10

15

20 Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

Num

ber o

f Fis

h 0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0102030405060

0102030405060

0

5

10

15

20

0102030405060

Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

10

20

30

40

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

n=37

n=2

n=4

n=193

n=177

n=96

n=255

n=58

n=70

n=77

n= 10

n=117

n=31

n=36

Western Minnow

n=5

n=17

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

20

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90100

110120

130140

150160

0

10

20

30

402007March

2008March

n=37 n=140

 

Figure 23  Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream  movement,  of  the Western Minnow in the Blackwood River main Channel. 

 

44

The migration pattern of the Western Minnow within tributaries exhibited considerable interannual variation (Figures 24‐28).  Migration within the perennial Milyeannup Brook occurred at least one month each year in than in Rosa Brook (Figure 24).  For example, considerable upstream movements occurred in June each year within the perennial Milyeannup Brook that were not yet occurring in Rosa Brook or McAtee at those times. In Milyeannup  Brook  there were  considerable  downstream movements  in  late  spring  and  early  summer (Figure 24).   

Examination of length‐frequency histograms of fish caught in main channel sites compared to tributary sites again  revealed  that  the vast majority of Western Minnows captured  less  than 40 mm TL were only  found within  the  tributaries  (Figures 25‐28).   This,  in  combination with  the  strong upstream migration of adults prior  to  the  known  spawning period  (i.e. winter/early  spring)  strongly  suggests  that breeding  takes place within tributaries and that these habitats are therefore vital spawning areas for this species.  

The upstream and downstream migration of  the Western Minnow  in  the  tributaries were both previously found to be positively correlated with the mean discharge from the tributaries during the major flow period (Beatty  et  al.  2006).   With  the  addition  of  the  2007 migration  period,  this  relationship was  still  evident; however, no longer significant at p < 0.05 (although upstream was significant at p < 0.1, and downstream at p = 0.12, see Figures 29, 30, Table 3).   

The strength of upstream and downstream movement of the Western Minnow during this major migration period  in tributaries was positively and significantly related (r2 = 0.71, p = 0.009, Figure 31).   This  indicates that  upstream movement  of Western Minnows  into  tributaries  can  be  used  to  predict  the  subsequent downstream movement of the species; that is, the return of those mature individuals moving back down into the main  channel of  the Blackwood River and also  the  subsequent degree of downstream  recruitment of juveniles back into the Blackwood River. 

 

45

0

100

200

300

400

500

600

Downstream movementUpstream movement

0

100

200

300

400

500

600

Rosa Brook

Layman Brook

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

100

200

300

400

500

600Milyeannup Brook

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 0

5Fe

brua

ry 06

March

06Ju

ne 06

Augu

st 06

Septem

ber 0

6Mar

ch 07

May 07

June

07Au

gust

07

Septe

mbe

r 07

Octobe

r 07

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7Mar

ch 08

April

08Ju

ne 08

Augu

st 08

Septem

ber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8Mar

ch 09

May 09

July/

Augu

st 09

Septe

mbe

r 09

0

100

200

300

400

500

600

McAtee Brook

NF NFNF NF

 

Figure 24  Upstream and downstream movement of Western Minnow in the tributaries. 

 

 

 

46

 

0

5

10

15 Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

0

50

100

150

Num

ber o

f Fis

h

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

10

20

30

40

0

5

10

15Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

10

20

30

0

5

10

15

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Minnow

n=16

n=54

n=310

n=17

n=46

n=0

n=0

n=11

n=3

n=42

n=85

n=0

n=4

n=65

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

152007March

2008March

n=96 n=0

NOT FLOWING

NOT FLOWING

NOT FLOWING

NOT FLOWING

NOT FLOWING

NOT FLOWING

 

 

 

Figure 25  Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream movement,  of Western Minnow in Rosa Brook. 

 

 

47

0

50

100

150 Downstream MigrationUpstream Migration

0

20

40

60

80

100

0

5

10

15

20

Num

ber o

f Fis

h 0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

20

40

60

80

100

0102030405060

0

10

20

30

40

0

5

10

15

20Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

10

20

30

40

0

5

10

15

20

0102030405060

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Minnow

n=339

n=306

n=117

n=241

n=162

n=40

n=54

n=66

n=163

n=26

n=103

n=104

n=16

n=236

n=34

n=13

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

20

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

10

20

30

402007March

2008March

n=169 n=70

 

 

Figure 26  Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream movement,  of Western Minnow in Milyeannup Brook. 

 

48

 

0

5

10

15

20 Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

Num

ber o

f Fis

h

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Minnow

n=60

n=24

n=0

n=0

n=22

n=0

n=0

n=0

n=50

n=3

n= 0

n=0

n=41

n=43

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

102007March

2008March

n=38 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

 

 

Figure 27   Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream movement,  of Western Minnow in Layman Brook. 

49

05

1015202530 Downstream Migration

Upstream Migration

05

1015202530

0

5

10

15

Num

ber o

f Fis

h 0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

05

1015202530

05

1015202530

0

5

10

15Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

0

5

10

15

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Minnow

n=31

n=68

n=37

n=10

n=99

n=0

n=0

n=31

n=6

n=57

n=5

n=0

n=6

n=31

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

152007March

2008March

n=148 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

 

Figure 28  Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream movement,  of Western Minnow in McAtee Brook. 

 

 

50

log10 mean discharge (M3/sec)

-1.6 -1.4 -1.2 -1.0 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0.0 0.2 0.4

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

0.7

0.8

0.9

1.0

1.1

1.2

1.3log10N = 0.24*log10D + 1.00r2 = 0.44

 

 

Figure 29  Relationship  between  the mean  strength  of  upstream migration  of Western Minnows  within  the major  flow  period  (August  and  December  2005/06‐2007)  and  the  mean  discharge  in  the  four tributaries during that period. N.B. Data were log10 transformed and migration was standardised for effort, see text for details. 

log10 mean discharge (M3/sec)

-1.4 -1.2 -1.0 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0.0 0.2

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

1.6

1.8

2.0log10N = 0.47*log10D + 1.55r2 = 0.50

 

Figure 30  Relationship between  the mean strength of downstream migration of Western Minnows within  the major flow period (August to December 2005/06‐2007) and the mean discharge in the four tributaries during that period. N.B. Data were log10 transformed and migration was standardised for effort, see text for details. 

51

log10 mean frequency of fish downstream

0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

upst

ream

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

1.1

1.2

1.3log10N = 0.54*log10O2 + 0.20r2 = 0.71

 

 

 

Figure 31  Relationship between the mean upstream and downstream migration of Western Minnows in the four tributaries within  the major  flow period  (August  to December 2005/06‐2007) N.B. Data were  log10 transformed and migration was standardised for effort, see text for details. 

52

 

Table 3   Correlations between upstream and downstream movement of Western Minnows in the tributaries of the Blackwood River and prevailing environmental variables during the major migration period. N.B. Data were log10 transformed, * denotes correlation is significant at the 0.05 level ** at 0.01 level (2‐tailed). 

  Log 

temperature Log 

conductivity  Log pH  Log O2  Log discharge Log NTU 

Downstream movement 

Log conductivity  Pearson Correlation  .560             

   Sig. (2‐tailed)  .149             

                 

Log pH  Pearson Correlation  .127  ‐.311           

   Sig. (2‐tailed)  .764  .453           

                 

Log O2  Pearson Correlation  .022  .301  ‐.580         

   Sig. (2‐tailed)  .958  .469  .132         

                 

Log discharge  Pearson Correlation  .140  .731  .022  ‐.174       

   Sig. (2‐tailed)  .765  .062  .963  .709       

                 

Log NTU  Pearson Correlation  .292  .951(*)  ‐.311  ‐.033  .999(*)     

53

  Sig. (2‐tailed)  .708  .049  .689  .967  .023     

                 

Log downstream movement 

Pearson Correlation ‐.251  .453  ‐.419  .017  .708  .465   

   Sig. (2‐tailed)  .549  .260  .301  .968  .075  .535   

                 

Log upstream movement 

Pearson Correlation ‐.345  .220  ‐.265  ‐.016  .666  .045  .841(**) 

   Sig. (2‐tailed)  .402  .601  .527  .971  .102  .955  .009 

*  Correlation is significant at the 0.05 level (2‐tailed). 

**  Correlation is significant at the 0.01 level (2‐tailed). 

54

Mud Minnow 

 

 

The Mud minnow was captured in relatively low numbers and was only captured in tributary sites (Figure 32).  In the current study, it was recorded in Poison Gully, Milyeannup Brook, Rosa Brook and McAtee Brook.  It is also known from Rosa Brook and Red Gully  (Morgan and Beatty 2005).   Phillips et al. (2007) found evidence that there are considerable genetic differences between these tributaries suggesting that the populations do not readily mix.  They also found that Red Gully had the greatest genetic diversity of any population examined.  The current  study  lends  support  to  those  findings and  the  salinity  tolerance and habitat preferences of  the species require determination to elucidate the mechanism by which the main channel of the Blackwood River is preventing mixing of those populations.   

This species is known to have a one year lifecycle (Pen et al. 1991) and in the case of Rosa Brook, the breeding period  is between August  and October  (Morgan  et al. 2004). While  the overall numbers of Mud Minnows captured was low, a large downstream migration of recently metamorphosed juvenile Mud Minnows occurred in Milyeannup Brook during October and November 2005 and again in October 2007 suggesting this to be an important breeding habitat for the species (Figures 32 and 33).   

55

0

5

10

15

20

25

30

Downstream movementUpstream movement

0

5

10

15

20

25

30

Rosa Brook

Layman Brook

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 0

5

Febr

uary

06Mar

ch 06

June

06Au

gust

06

Septe

mber 0

6Mar

ch 07

May 07

June

07Au

gust

07

Septem

ber 0

7Octo

ber 0

7

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7Mar

ch 08

April

08Ju

ne 08

Augu

st 08

Septem

ber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8Mar

ch 09

May 09

July/

Augus

t 09

Septe

mber 0

9

0

5

10

15

20

25

30 McAtee Brook

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

50

300305310315320325330335340345350 Milyeannup Brook

 

Figure 32  Upstream and downstream movement of Mud Minnow in the tributaries. 

 

 

56

0

5

10

15

20 Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

Num

ber o

f Fis

h 0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

10

20

30

40

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Mud Minnow

n=15

n=18

n=0

n=0

n=1

n=0

n=0

n=0

n=1

n=0

n=0

n=0

n=1

n=45

n=3

n=10

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

20

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

5

10

15

202007March

2008March

n=0 n=0

 

Figure 33  Length‐frequency histograms, differentiated by upstream and downstream movement, of Mud Minnow in Milyeannup Brook. 

 

 

 

57

Balston’s Pygmy Perch 

 

 

Balston’s  Pygmy  Perch  is  listed  as  Vulnerable  under  the  EPBC  Act  and  listed  as  Schedule  1  at  State  level (Wildlife Conservation Act, 1950) (Morgan 2009).   This study has demonstrated that Milyeannup Brook  is the only breeding habitat for this species  in the Blackwood River catchment; probably due to the consistency of suitable available habitat facilitated by the permanency of flow due to groundwater discharge in this system.  Much of  the upper catchment of  the Blackwood River  is now unsuitable  for  this endangered species due  to secondary  salinisation.    Acute  salinity  trials  revealed  that  this  species  has  an  acute  tolerance  of  ~8  ppt; compared with ~14 ppt for Western Minnow and Western Pygmy Perch (Beatty et al. 2008).  Although there are areas upstream of the current study area that have salinities  less than 8ppt,  the  tolerance of earlier  life history stages of all of these species (i.e. larvae) is as yet unknown and would probably be lower than the acute tolerance of the adults (Beatty et al. 2008).  

This species was captured on 25 sampling months in Milyeannup Brook.  The large downstream movement of juveniles annually only  in Milyeannup Brook (Figures 34 and 35) demonstrates this tributary as the breeding habitat for the species.  During 2007 and 2008 larger numbers were captured in the main channel than in the previous  year.    This highlights  the  importance of  the  long‐term  sampling  that has been undertaken  in  this study as it allows quantification of interannual variations in migration patterns. The vast majority of these fish were captured in the zone of Yarragadee Aquifer intrusion into the main channel (i.e. Milyeannup Pool (below the  mouth  of Milyeannup  Brook)  and  Gingilup)  and  analysis  of  the  population  structure  confirms  these individuals  correspond  to  the  age  cohorts moving  from Milyeannup Brook  into  the main  channel  at  those times (Figures 36 and 37). These data show that Balston’s Pygmy species utilises the main channel within the major groundwater intrusion zone downstream from Milyeannup Brook.   

58

0

20

40

60

80

100

Downstream movementUpstream movement

0

20

40

60

80

100

Rosa Brook

Layman Brook

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

2000

4000

6000

8000

10000Milyeannup Brook

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 0

5Fe

brua

ry 06

March

06Ju

ne 06

Augu

st 06

Septe

mber 0

6Mar

ch 07

May 07

June

07Au

gust

07

Septem

ber 0

7Octo

ber 0

7

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7Mar

ch 08

April 0

8Ju

ne 08

Augu

st 08

Septe

mber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8Mar

ch 09

May 09

July/

Augus

t 09

Septem

ber 0

9

0

20

40

60

80

100McAtee Brook

 

Figure 34  Upstream and downstream movement of Balston’s Pygmy Perch in the tributaries. 

 

 

59

0

5

10

15

20

020406080

100120

0102030405060

Num

ber o

f Fis

h 0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0102030405060

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

020406080

100120

020406080

100120

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0102030405060

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

n=5

n=270

n=132

n=5

n=123

n=18

n=3

n=83

n=171

n=114

n=33

n=47

n=8

n=0

n=7

n=18

0 510 1520 25 30 3540 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95100

105

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

0

5

10

15

20

Total Length (mm)0 510152025303540455055606570758085909510

010

511

011

512

012

513

013

514

014

515

015

516

00

5

10

15

202007March

2008March

n=41 n=17

  

 

Figure 35  Length‐frequencies of Balston’s Pygmy Perch, differentiated by upstream and downstream movement, in Milyeannup Brook between October 2005 and September 2009.

0

50

100

150

0

20

40

60

80

100

0102030405060

0102030405060

0102030405060

0

20

40

60

80

100

0102030405060

0102030405060

2008June

August

September

November

December

2009March

May

July/August

n=0

n=24

n=20

n=71

n=20

n=4

n=158

n=144

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95100

105

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

0102030405060

September

n=169

60

0

20

40

60

80

100

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

20

40

60

80

100

Denny Road

Milyeannup Pool

0

20

40

60

80

100

Jalbarragup

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 05

Februa

ry 06

March 06

June 0

6

August

06

Septem

ber 0

6

March 07

May 07

June

07

Augus

t 07

Septembe

r 07

Octobe

r 07

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7

March 0

8

April 0

8

0

20

40

60

80

100 Quigup

Balston's Pygmy Perch

0

20

40

60

80

100

Gingilup

 

 

 

Figure 36  Upstream and downstream migration of Balston’s Pygmy Perch in the Blackwood River main channel.  

61

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

Num

ber o

f fis

h

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

n=0

n=0

n=7

n=0

n=2

n=18

n=4

n=1

n=1

n=22

n=5

n=0

n=0

n=0

n=0

n=0

0 510 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95100

105

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

0

5

10

15

20

Total Length (mm)

0 510152025303540455055606570758085909510

010

511

011

512

012

513

013514

0145150155160

0

5

10

15

202007March

2008March

n=0 n=4

 

 

Figure 37  Length‐frequencies of Balston’s Pygmy Perch, differentiated by upstream and downstream movement, in the Blackwood River main channel between October 2005 and September 2009. 

 

0

5

10

15

20 Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

10

20

30

40

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

2008June

August

November

December

2009March

May

n=0

n=4

n=2

n=4

n=0

n=2

n=119

n=2

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95100

105

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

0

5

10

15

20

n=0

62

 

Western Pygmy Perch 

 

 

 

Western  Pygmy  Perch was  recorded  in  the majority  of  sampling  occasions moving within  Rosa  Brook, Milyeannup Brook and McAtee Brook and was absent from Layman Brook (Figure 38).  The species was also recorded moving  in the main channel of the Blackwood River at the more downstream sites  in spring and early summer in 2007 and 2008 (Figure 39).  This movement activity in tributary sites peaked in late winter and early  spring which  corresponds  to  its breeding period  and  the  greatest movement was  recorded  in spring 2008.   Migration strength was greatest within Rosa Brook; which appeared  to support  the  largest population of Western Pygmy Perch of any system.   The majority of movement within  the main channel was in a downstream direction, however, upstream movement was recorded during the period of low flow in  summer  2008/2009.    In  contrast  to  other  tributaries, within  the  perennial Milyeannup  Brook,  there continued to be upstream and downstream migrations throughout summer and early autumn;  facilitated by the continuation of flows in this system resulting from direct groundwater discharge (Figure 38). 

As was  found with  the Western Minnow, mean  upstream  and  downstream movement  of  this  species during the major migratory periods was significantly (p = 0.032) positively related (Figure 40). 

From  the  length‐frequency  distributions  in  Rosa,  McAtee  and  Milyeannup  Brooks,  the  species  clearly breeds in these systems as evidenced by downstream movements of juveniles in these tributaries but not the main channel (Figures 41‐44).  Salinity trials (Beatty et al. 2008) found that the adults of the species are as tolerant as Western Minnow to sudden changes  in salinity (LD50 = ~14ppt).   The continued presence of the species in the main channel confirms that environmental conditions (particularly salinity) in this section of the river continue to be within its tolerance levels and enables it utilise this habitat; however, it breeds within the tributary habitats. 

 

63

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

50

100

150

200

250

Rosa Brook

Layman Brook

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

Milyeannup Brook

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 0

5Fe

brua

ry 06

March

06Ju

ne 06

Augu

st 06

Septe

mber 0

6Mar

ch 07

May 07

June

07Au

gust

07

Septe

mber 0

7Octo

ber 0

7

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7Mar

ch 08

April

08Ju

ne 08

Augu

st 08

Septe

mber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8Mar

ch 09

May 09

July/

Augu

st 09

Septe

mber 0

9

0

50

100

150

200

250McAtee Brook

NF NF

 

Figure 38  Upstream and downstream migration of Western Pygmy Perch in the tributaries. 

 

64

0

100

200

300

400

500

600

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

50

100

150

200

250

300

Denny Road

Milyeannup Pool

0

50

100

150

200

250

300

Jalbarragup

Month

October 0

5

Novembe

r 05

December 0

5

February

06

March 06

June 06

August

06

September

06

March 07

May 07

June 07

August 07

September

07

October 0

7

November

07

Decembe

r 07

March 08

April 08

June 08

August

08

September 08

November 0

8

December 0

8

March 09

May 09

July/A

ugust 0

9

September 09

0

50

100

150

200

250

300 Quigup

0

50

100

150

200

250

300

350

400

Gingalup

 

Figure 39  Upstream and downstream migration of Western Pygmy Perch in the Blackwood River main channel. 

 

 

 

65

 

 

log10 mean frequency of fish downstream

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6

log1

0 m

ean

frequ

ency

of f

ish

upst

ream

-1.5

-1.0

-0.5

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

log10Up = 1.21*log10Dn - 0.48r2 = 0.63

 

 

Figure 40  Relationship between  the mean upstream and downstream migration of Western Pygmy Perch  in the four tributaries within the major flow period. N.B. Data were  log10 transformed and migration was standardised for effort, see text for details. 

 

 

 

 

 

66

0

2

4

6

8

10 Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

010203040506070

Num

ber o

f Fis

h 0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

010203040506070

0

5

10

15

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

05

1015202530

05

1015202530

05

1015202530

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Pygmy Perch

n=19

n=18

n=196

n=138

n=27

n=0

n=0

n=27

n=9

n=84

n=122

n=0

n=20

n=84

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

100110

120130

140150

1600

2

4

6

8

102007March

2008March

n=23 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

 

 

Figure 41  Length‐frequency histograms, differentiated by upstream and downstream movement, of Western Pygmy Perch in Rosa Brook. 

 

 

67

0

2

4

6

8

10 Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

5

10

15

Num

ber o

f Fis

h 0

2

4

6

8

10

0

5

10

15

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Pygmy Perch

n=11

n=6

n=29

n=6

n=5

n=37

n=6

n=9

n=1

n=10

n=41

n=28

n=2

n=3

n=13

n=39

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

100110

120130

140150

1600

2

4

6

8

102007March

2008March

n=8 n=26

 

 

Figure 42  Length‐frequency distributions, differentiated by upstream and downstream movement, of Western Pygmy Perch in Milyeannup Brook. 

68

 

0

2

4

6

8

10 Downstream MigrationUpstream Migration

0

5

10

15

20

0

2

4

6

8

10

Num

ber o

f Fis

h 0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

10

20

30

40

50

0

5

10

15

20

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

10

20

30

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

5

10

15

20

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Pygmy Perch

n=12

n=53

n=19

n=18

n=155

n=0

n=0

n=64

n=2

n=1

n=32

n=0

n=1

n=85

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90100

110120

130140

150160

0

2

4

6

8

102007March

2008March

n=34 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

 

 

Figure 43  Length‐frequency distributions, differentiated by upstream and downstream movement, of Western Pygmy Perch in McAtee Brook. 

69

0

2

4

6

8

10 Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

Num

ber o

f Fis

h 0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

5

10

15

20

0

5

10

15

20

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Western Pygmy Perch

n=4

n=2

n=9

n=13

n=0

n=16

n=3

n=0

n=26

n=49

n= 36

n=0

n=3

n=12

n=0

n=1

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

100110

120130

140150

1600

2

4

6

8

102007March

2008March

n=0 n=4

 

Figure 44  Length‐frequency distributions, differentiated by upstream and downstream movement, of Western Pygmy Perch in the Blackwood River main channel. 

 

70

Nightfish 

 

 

 

The Nightfish was captured within all tributaries sampled and also within each main channel site (Figures 45‐51).   However,  the  species  appears  to  be  reliant  on  tributary  habitats  for  breeding with  juveniles almost exclusively only being recorded from those systems (Figures 46‐49). 

The  Nightfish  bred  annually  in  Layman  Brook  as  indicated  by  an  annual  downstream  movement  of juveniles in November suggesting a spawning in late winter early spring (Figures 45 and 48).  This annual recruitment of  juveniles was also recorded  to a  lesser degree  in Rosa, Milyeannup and McAtee Brooks.  The downstream juvenile migration also corresponds to a reduction in discharge from these tributaries. 

Unlike the Western Minnow and Western Pygmy Perch, the mean upstream and downstream movement of this species during the major migratory periods was not significantly related.  This suggests that greater strength  of  upstream  movement  of  mature  fish  does  not  necessarily  result  in  higher  downstream movement of recruits (Table 6). 

 

71

0

50

100

150

200

250

300

350

Downstream movementUpstream movement

0

50

100

150

200

250

300

350

Rosa Brook

Layman Brook

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

50

100

150

200

250

300

350

Milyeannup Brook

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 0

5

Decem

ber 0

5

Febr

uary

06Mar

ch 06

June

06Au

gust

06

Septe

mber 0

6Mar

ch 07

May 07

June

07Aug

ust 0

7

Septe

mber 0

7Octo

ber 0

7

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7Mar

ch 08

April

08Ju

ne 08

Augu

st 08

Septe

mber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8Mar

ch 09

May 09

July/

Augu

st 09

Septe

mber 0

9

0

50

100

150

200

250

300

350McAtee Brook

 

Figure 45  Upstream and downstream migration of Nightfish in the tributaries. 

72

0

1

2

3

4

5 Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

50

100

150

Num

ber o

f Fis

h 0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

2

4

6

8

10

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

5

10

15

0

1

2

3

4

5

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Nightfish

n=8

n=2

n=198

n=12

n=9

n=0

n=0

n=10

n=8

n=3

n=33

n=0

n=0

n=7

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

1

2

3

4

5

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90100

110120

130140

150160

0

1

2

3

4

52007March

2008March

n=3 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

 

Figure 46  Length‐frequency  histograms,  differentiated  by  upstream  and  downstream  movement,  of Nightfish in Rosa Brook. 

 

73

0

1

2

3

4

5 Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

50

100

150

Num

ber o

f Fis

h

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

05

1015202530

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

2

4

6

8

10

0

1

2

3

4

5

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Nightfish

n=0

n=0

n=190

n=2

n=4

n=13

n=3

n=3

n=112

n=4

n=25

n=16

n=0

n=12

n=7

n=20

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90100

110120

130140

150160

0

2

4

6

8

102007March

2008March

n=12 n=4

 

 

 Figure 47  Length‐frequency histograms, differentiated by upstream and downstream 

movement, of Nightfish in Milyeannup Brook 

74

0

2

4

6

8

10 Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

50

100

150

200

Num

ber o

f Fis

h 0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10Downstream MigrationUpstream Migration

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

0

10

20

30

40

50

0

2

4

6

8

10

0

2

4

6

8

10

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Nightfish

n=3

n=2

n=366

n=0

n=0

n=0

n=0

n=0

n=23

n=59

n=0

n=0

n=7

n=21

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

10

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

2

4

6

8

102007March

2008March

n=3 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

Figure 48  Length‐frequency histograms, separated by upstream and downstream migration, of Nightfish in Layman Brook. 

75

 

 

0

1

2

3

4

5 Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

Num

ber o

f Fis

h

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

2

4

6

8

10

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5 Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

2

4

6

8

10

0

1

2

3

4

5

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Nightfish

n=1

n=1

n=9

n=16

n=45

n=0

n=0

n=12

n=2

n=3

n=31

n=0

n=0

n=4

n=0

n=0

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

1

2

3

4

5

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

1

2

3

4

52007March

2008March

n=3 n=0

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

NOT SAMPLED

Figure 49  Length‐frequency histograms, separated by upstream and downstream migration, of Nightfish in McAtee Brook. 

76

0

100

200

300

400

500

600

700

800

Downstream movementUpstream movement

Mea

n nu

mbe

r of f

ish

0

50

100

150

200

Denny Road

Milyeannup Pool

0

50

100

150

200

Jalbarragup

Month

Octobe

r 05

Novem

ber 05

Decem

ber 0

5

Februa

ry 06

March 0

6

June

06

Augus

t 06

Septem

ber 0

6

March 07

May 07

June

07

Augus

t 07

Septem

ber 0

7

Octobe

r 07

Novem

ber 0

7

Decem

ber 0

7

March 0

8

April 0

8

June

08

Augus

t 08

Septem

ber 0

8

Novem

ber 0

8

Decem

ber 0

8

March 0

9

May 09

July/A

ugus

t 09

Septem

ber 0

9

0

50

100

150

200 Quigup

0

50

100

150

200Gingalup

 

Figure 50  Upstream and downstream movement of Nightfish in the Blackwood River main channel. 

 

77

 

0

1

2

3

4

5 Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

Num

ber o

f Fis

h 0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5Downstream MigrationUpstream Migration

0

1

2

3

4

5

0

2

4

6

8

10

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

0

1

2

3

4

5

2005October

November

December

2006February

March

June

August

September

May

June

August

September

October

November

December

April

Nightfish

n=1

n=1

n=2

n=3

n=5

n=4

n=7

n=0

n=55

n=2

n= 1

n=1

n=0

n=0

n=0

n=3

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

1

2

3

4

5

Total Length(mm)

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

110

120

130

140

150

160

0

1

2

3

4

52007March

2008March

n=2 n=3

 

Figure 51  Length‐frequency histograms, differentiated by upstream and downstream movement, of Nightfish in the Blackwood River main channel. 

78

 

 

Table 6   Correlations between upstream and downstream movement of Nightfish in the tributaries of the Blackwood River and prevailing environmental variables during the major migration periods. N.B. Data were log10 transformed, * denotes correlation is significant at the 0.05 level ** at 0.01 level (2‐tailed). 

   

  Log 

temperature Log 

conductivity  Log pH  Log O2 Log 

discharge Log NTU 

Downstream movement 

Log conductivity  Pearson Correlation  .560             

   Sig. (2‐tailed)  .149             

                 

Log pH  Pearson Correlation  .127  ‐.311           

   Sig. (2‐tailed)  .764  .453           

                 

Log O2  Pearson Correlation  .022  .301  ‐.580         

   Sig. (2‐tailed)  .958  .469  .132         

                 

Log discharge  Pearson Correlation  .140  .731  .022  ‐.174       

79

   Sig. (2‐tailed)  .765  .062  .963  .709       

                 

Log NTU  Pearson Correlation  .292  .951(*)  ‐.311  ‐.033  .999(*)     

  Sig. (2‐tailed)  .708  .049  .689  .967  .023     

                 

Downstream movement 

Pearson Correlation ‐.660  ‐.608  .161  .182  ‐.589  ‐.388   

   Sig. (2‐tailed)  .075  .110  .703  .667  .164  .612   

                 

Upstream movement  Pearson Correlation  .191  .225  .678  ‐.228  .430  .264  ‐.187 

   Sig. (2‐tailed)  .650  .591  .064  .588  .335  .736  .657 

 * Correlation is significant at the 0.05 level (2‐tailed). 

**  Correlation is significant at the 0.01 level (2‐tailed) 

80

Milyeannup Brook baseflow fish habitat associations 

Permanent flow in Milyeannup Brook was found to decrease from a distance of ~2500m from the Blackwood River  in March 2006  (i.e. between Mil 6 and Mil 7)  to between 1600m‐1800  in 2007 and 2008.   Site Mil 6 contained  segmented,  shallow pool habitats  in March 2007 and 2008 and  those  sites upstream of  that  site were  dry  on  both  occasions  (Table  7).    Based  on  discharge  estimates  at Mil  3  in March  2007  and  2008, baseflow discharge was greater in 2007 (3.6 l/sec) compared to 2008 (2.0 l/sec).  Negligible flow was observed at Mil  5  in  both March  2007  and  2008  however;  clearly  deeper  pool  habitats  existed  in  the  former  year presumably as a result of higher groundwater level that increased level of baseflow discharge downstream at Mil 3 (Table 7, Figure 52). 

Densities of fishes  in the habitats at the various sites are presented  in Table 8.   Balston's Pygmy Perch were consistently recorded at sites Mil 3 (2007, 2008) and Mil 4 (in 2007: not sampled in 2006, 2008).  This species was not recorded at Mil 5 suggesting its upstream distribution (despite inter‐annual variations in discharge) to be  consistently between Mil 4 and Mil 5  (i.e. <1600m  from  the Blackwood River).   However, as with other species  it appears  that  it may have a preference  for deeper pool habitats as suggested by  the  fact  that  the species  was  only  recorded  in  pools  and  an  (albeit  relatively  weak  at  this  stage  i.e.,  r2  =  0.35)  positive relationship  existed  between  habitat  depth  and  density  of  the  species  in Mil  3  and Mil  4  (Figures  53‐55).  Balston’s Pygmy Perch were found in pool habitats with an average depth of >~19cm.  

Other native  fishes were  consistently  recorded  as  far upstream  as Mil 5;  further  than  the Balston’s Pygmy Perch  (Figure  53‐55).   Although  the Western Minnow, Western  Pygmy  Perch  and Nightfish were  generally more prevalent and concentrated in pool habitats, each was recorded in riffle zones on at least one occasion during the sampling in the three sites in March 2007 and 2008.  This suggests that these species may occupy a wider range of aquatic habitats in Milyeannup Brook during baseflow conditions than Balston’s Pygmy Perch. 

Freshwater  crayfishes were  shown  to  occupy  both  pool  and  riffle  habitats with  no  clear  preference  being evident  (Figures  53‐55).    The  Gilgie,  Restricted  Gilgie  and  Koonac  are  known  to  occupy  a  wide  range  of permanent and  temporary aquatic systems  in  the south‐west region  (Austin and Knott, 1996) and  therefore the occupation of both riffle and pool habitats within Milyeannup Brook is not unexpected.  Furthermore, their ability  to  tolerate  drought  by  burrowing  into  the watertable  also  allows  them  to  permanently  inhabit  the upstream, seasonally inundated, sections of Milyeannup Brook (and other tributaries of the Blackwood River). 

Milyeannup Brook summary  

• Inter‐annual variation  in baseflow  in Milyeannup Brook  is considerable as evidenced by a  length of flow decrease  from a distance of ~2500m  from the Blackwood River  in March 2006 down to between 1600‐1800m in 2007 and 2008. 

• The  upstream  extent  of  the  baseflow  distribution  of  Balston’s  Pygmy  Perch  in Milyeannup  Brook  is upstream distribution was consistently between Mil 4 and Mil 5 (i.e. <~1600m from the Blackwood River). 

• Balston’s Pygmy Perch was not recorded  in riffle zones on any occasion and were only found  in habitats with an average depth of >~19cm suggesting that it may have a preference for pool habitats. 

• Western Minnow, Western Pygmy Perch and Nightfish were generally more prevalent and concentrated in pool habitats; however, each species was recorded in riffle zones suggesting they may have the ability to  occupy  a  wider  range  of  aquatic  habitats  in  Milyeannup  Brook  during  baseflow  conditions  than Balston’s Pygmy Perch. 

• Freshwater crayfishes were shown to occupy both pool and riffle habitats with no clear preference being evident.  

81

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng

Dep

th (m

)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

Mean depths

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

Riffle 1

Maximum depths

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

2007 D=3.6 l/sec2008D=2.0 l/sec

Section typex-s

ect 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

Pool 1Mil 3

 

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng

Dep

th (m

)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

Mean depths

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

Pool 1

Maximum depths

x-sec

t 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

20072008

Section typex-s

ect 1

x-sec

t 2

x-sec

t 3Lo

ng0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

Pool 2Mil 5

 

Figure 52   Maximum and mean depths of the cross (x‐sect) and longitudinal (long) sections of dominant habitat types (either pool or riffle zones) at Mil 3 and 5. N.B. the greater depths in the pools in Mil 5 in the 2007 during greater discharge (measured at Mil 3) compared with 2008. Note also the lack of clear depth difference between those times in Mil 3 despite the increased discharge measured at that site. 

82

Habitat type

Riffle 1 Pool 1 Pool 2

Den

sity

(m-2)

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

Balston's Pygmy Perch Western Minnow Western Pygmy Perch Nightfish Marron Gilgie Koonac Restricted Gilgie

Habitat type

Riffle 1 Pool 1 Pool 2

Den

sity

(m-2)

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

March 2007

March 2008

  

 

Figure 53  Densities of fish and freshwater crayfish in the three habitat types at Mil 3 during baseflow in 2007  and  2008. N.B.  the  lower diversity  of  fish  in  the  riffle  habitat  compared with  the  pool habitats. 

83

 

Habitat type

Riffle 1 Pool 1 Pool 2

Den

sity

(m-2)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

Balston's Pygmy Perch Western Minnow Western Pygmy Perch Nightfish Marron Gilgie Koonac Restricted Gilgie

 

 

Figure 54  Densities of fish and freshwater crayfish in the three habitat types at Mil 4 during baseflow in 2007. N.B. the relatively high abundance of the Balston’s Pygmy Perch in Pool 2. 

84

 

Habitat type

Pool 1 Pool 2

Den

sity

(m-2)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

Balston's Pygmy Perch Western Minnow Western Pygmy Perch Nightfish Marron Gilgie Koonac Restricted Gilgie

Habitat type

Pool 1 Pool 2

Den

sity

(m-2)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

March 2007

March 2008

 

 

Figure 55  Densities of  fish and  freshwater crayfish  in  the  three habitat  types at Mil 5 during baseflow  in 2007 and 2008. N.B.  the  lack of Riffle habitat  in  this section and  it approximated  the upstream point of permanent aquatic habitat with negligible flow being recorded in both years.  

85

 

Balston's Pygmy Perch

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

Mea

n de

nsity

of f

ish

(m-2

)

0.00

0.25

0.50

0.75Western Minnow

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

0.00

0.05

0.10

0.15Western Pygmy Perch

r ² = 0.12

r ² = 0.37

Mean depth of habitat (m)

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

0.00

0.05

0.10

0.15 r ² = 0.20Nightfish

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5 r ² = 0.35

 

Figure 56   Preliminary  relationships between  the mean depths of habitats sampled within Mil 3, 4 and 5 and the mean density of fish within each of those habitats. N.B. the weak positive relationship between  the depth and  fish density of Balston’s Pygmy Perch and Western Pygmy Perch. 

86

Table 7   Depths of pool and riffle habitats at sites sampled during baseflow period (March) in 2007 and 2008 in Milyeannup Brook. N.B. Included is the mean temperature, conductivity, pH and dissolved oxygen at each site. Note the reduced flow velocity and discharge during 2008 relative to 2007 and the greater depths at pools at Mil 5 in 2007 relative to 2008 whereas no clear differences existed at Mil 3 between those years. *disconnected pool habitats at Mil 6 in March 2007 and 2008. 

 

Site Habitat type

Section taken

2007 2008

Max depth (m)

Av depth (m)

Av vel (m/sec) and disch (l/sec)

Temp (oC)

Cond (µS/cm)

pH DO (ppm) Max

depth (m)

Av depth (m)

Av vel (m/sec) and disch (l/sec)

Temp (oC)

Cond (µS/cm)

pH DO (ppm)

Turb (NTU)

Mil 3 Riffle 1 x sect 1 0.2 0.07

V = 0.06

D = 3.6

16.5 (0)

483 (11.1)

5.69 (0.01)

5.30 (0.06)

0.11 0.07

V = 0.04

D = 2.0

15.1 (0.11)

481 (0.71)

5.26 (0.01)

5.36 (0.01)

1.52 (0.13)

x sect 2 0.11 0.07 0.08 0.06

x sect 3 0.13 0.07 0.12 0.08

Longitudinal 0.14 0.09 0.15 0.11

Pool 2 x sect 1 0.18 0.10 0.28 0.16

x sect 2 0.30 0.16 0.25 0.14

x sect 3 0.35 0.25 0.37 0.27

Longitudinal 0.38 0.30 0.36 0.29

Mil 4 Pool 1 x sect 1 0.45 0.28 15.4

(0.04) 514

(7.79) 5.37

(0.04) 4.44

(0.02)

x sect 2 0.45 0.29

87

x sect 3 0.35 0.24

Longitudinal 0.48 0.41

Pool 2 x sect 1 0.5 0.28

x sect 2 0.75 0.53

x sect 3 0.32 0.21

Longitudinal 0.89 0.57

Mil 5 Pool 1 x sect 1 0.55 0.28

V = ~0

D = ~0

17.6 (0.19)

556 (10.82)

5.38 (0.05)

2.68 (0.04)

0.19 0.11

V = ~0

D = ~0

15.1 (0.14)

591 (4.30)

4.98 (0.03)

4.45 (0.11)

1.51 (0.24)

x sect 2 0.45 0.28 0.44 0.21

x sect 3 0.46 0.26 0.35 0.23

Longitudinal 0.42 0.29 0.43 0.22

Pool 2 x sect 1 0.31 0.17 0.25 0.15

x sect 2 0.61 0.38 0.3 0.14

x sect 3 0.85 0.29 0.29 0.168

Longitudinal 0.47 0.36 0.35 0.23

Mil 6 Pool 1* Length (m) 6 4

Width (m) 1 1.2

Max depth (m) 0.08

0.06

88

Pool 2* Length (m) 4 1

Width (m) 0.8 1.2

Max depth (m) 0.1

0.05

Pool 3* Length (m) 5 4

Width (m) 1 1

Max depth (m) 0.1

0.08

Mil 7A

DRY DRY

Mil 7B

DRY DRY

Mil 7 DRY DRY

Mil 8 DRY DRY

Mil 9 DRY DRY

Mil 10

DRY DRY

Mil 11

DRY DRY

89

Season 

Site 

    Total area 

sampled (m2) 

Mean Species Density m2 (total number captured 2006, S.E. 2007, 2008) in Milyeannup Brook using Seine and/or Electrofishing.  

Lat  Long  Native Fishes  Feral Fishes  Freshwater Crayfishes 

        Nannatherina balstoni 

Galaxias occidentalis 

Edelia vittata 

Bostockia porosa 

Galaxiella munda 

Oncorhynchus mykiss 

Cherax cainii  Cherax quinquecarinatus 

Cherax preissii 

Cherax crassimanus 

Mil 3  34.09882 

115.5699                       

Autumn 2006 

    NS                     

Autumn 2007 

    51  0.12

(0.08)

0.14

(0.09)

0.01 (0.01)

0.06 (0.04)

0.24

(0.07)

0.25 (0.08)

0.06 (0.08)

Autumn 2008 

    65  0.01 (0.02)

0.17

(0.11)

0.03 (0.03)

0.23

(0.04)

0.04 (0.05)

0.04 (0.02)

Mil 4  34.10128 

115.5700   

Summer 2006 

    20  

1.25 

(20) 

0.20 

(4) 

0.10 

(2) 

0.10 

(2)    

0.70 

(14)  

0.15 

(3) 

Winter 2006 

    125  0.07 

(9) 

0.40 

(50) 

0.10 

(13) 

0.064 

(8) 

0.024 

(3)    

0.06 

(7)  

0.01 

(1) 

Autumn 2007 

    64  0.17

(0.14)

0.14

(0.13)

0.09 (0.04)

0.11 (0.04)

0.16

(0.05)

0.03 (0.03)

0.09 (0.04)

90

Table 9 Mean densities of fish and freshwater crayfish during baseflow sampling in sites in Milyeannup Brook in 2006, 2007, 2008. 

 

Autumn 2008 

     

Mil 5  34.10403 

115.57085 

                    

Summer 2006 

    30  

0.83 

(25) 

0.03 

(1) 

0.03 

(1) 

0.03 

(1)   0.03 (1) 

0.30 

(9)    

Autumn 2007 

    44.5 

0.39

(0.27)

0.09 (0.06)

0.22 (0.12)

0.02

(0.03)

0.04 (0.06)

Autumn 2008 

    37.5 

Mil 6  34.10682 

115.56996 

                    

Summer 2006 

    20      

0.600 

(12) 

0.300 

(6)    

0.100 

(2)    

Autumn 2007 

Disconected pools  14                    

Autumn 2008 

Disconected pools  10                     

91

References 

Austin,  C.M.  and  Knott,  B.  (1996).  Systematics  of  the  freshwater  crayfish  genus  Cherax  Erichson  (Decapoda: Parastacidae) in south‐western Australia: Electrophoretic, Morphological and Habitat Variation. Australian Journal of Zoology 44: 223‐58. 

Barriga J.P. and Battini M.A. (2009). Ecological significance of ontogenetic shifts in the stream‐swelling catfish, Hatcheria 

macraei (Siluriformes, Trichomycteridae), in a Patagonian River.  Ecology of Freshwater Fish 18: 395‐405. 

Beatty S.J., McAleer F.J., Morgan D.L., Koenders A. and Horwitz P.H.J. (2006). Influence of surface and groundwater on the  fish and crayfish  fauna of  the Blackwood River.   Report  to Department of Water, Government of Western Australia. Centre  for Fish and Fisheries Research, Murdoch University and Centre  for Ecosystem Management, Edith Cowan University, Perth, Western Australia. 

Beatty  S.,  Rashnavidi M., Morgan  D.  and  Lymbery  A.  (2008).  Salinity  tolerances  of  native  freshwater  fishes  of  the Blackwood River. Centre for Fish and Fisheries Research, Murdoch University report to South West Catchments Council. 

Bunn S.E. and Davies P.M.  (1992). Community structure of  the macroinvertebrate  fauna and water quality of a saline river system in south‐western Australia. Hydrobiologia 248: 143‐160.  

Hart B.T., Bailey P., Edwards R., Hortle K., James K., McMahon A., Meredith C. and Swadling K. (1991). A review of the salt sensitivity of the Australian freshwater biota. Hydrobiologia 210: 105‐44. 

Hassan M., Jones B. and Lymbery A. (2009). A new species of Dermoergasilus Ho and Do, 1982 (Copepoda: Ergasilidae) from freshwater fishes in the south‐west of Western Australia. Systematic Parasitology A: 112:1‐20. 

Hodgkin E.P. (1978). Blackwood River Estuary. An Environmental Study of the Blackwood River Estuary Western Australia 1974‐1975. A Report to the Estuarine and Marine Advisory Committee of the Environmental Protection Authority No. 1. Department of Conservation and Environment. 

Hughes L. (2003). Climate change and Australia: Trends, projections and impacts. Austral Ecology 28: 423‐443. Hyde N.L. (2006). A summary of investigations into ecological water requirements of groundwater‐dependent ecosystems 

in the South West groundwater areas. Environmental Water Report 3, Department of Water, Perth. Lenanton  R.C.  (1977).  Aspects  of  the  ecology  of  fish  and  commercial  crustaceans  of  the  Blackwood  River  Estuary, 

Western Australia. Western Australian Fisheries Bulletin 19:1‐72. Lymbery A.J., Hassan M., Morgan D.L., Beatty S.J. and Doupe R.G. (in press, October 2009). Parasites of native and exotic 

freshwater fishes in south‐western Australia. Journal of Fish Biology. Mayer X, Ruprecht J, and Bari M. (2005). Stream salinity status and trends in south‐west Western Australia. Department 

of Environment Salinity and Land Use Impact Series, Report No. SLUI 38. Morgan D.L. (2009). Threatened fishes of the world: Nannatherina balstoni Regan 1906 (Nannopercidae). Environmental 

Biology of Fishes 84: 409‐410. Morgan D.L. and Beatty S.J. (2005).  Baseline study on the fish and freshwater crayfish fauna in the Blackwood River and 

its  tributaries  receiving  discharge  from  the  Yarragadee  Aquifer.  Report  to  the  Department  of  Environment, Government of Western Australia. Centre  for Fish and Fisheries Research, Murdoch University, Perth, Western Australia. 

Morgan D. and Beatty S.  (2004). Monitoring the Lion’s Weir Fishway Hotham River, Western Australia. Centre  for Fish and Fisheries Research Murdoch University. Report to the Department of Environment, Government of Western Australia. 

Morgan D.L., and Beatty S.J. (2005). Baseline study on the fish and freshwater crayfish fauna in the Blackwood River and its tributaries receiving discharge from the Yarragadee Aquifer. Centre for Fish and Fisheries Research Murdoch University.  

Morgan D.L. and Gill H.S.  (2000). Fish associations within the different inland habitats of lower south‐western Australia.  Records of the Western Australian Museum 20: 31‐37. 

92

Morgan  D.L.,  Gill H.S.  and  Potter  I.C.    (1998).  Distribution,  identification  and  biology  of  freshwater  fishes  in  south‐western Australia.  Records of the Western Australian Museum Supplement No. 56, 97 pp. 

Morgan  D.L.,  Thorburn  D.C.,  and  Gill  H.S.  (2003).    Salinization  of  south‐western Western  Australian  rivers  and  the implications  for the  inland  fish fauna – the Blackwood River, a case study.   Pacific Conservation Biology 9: 161‐171. 

Morgan D., Beatty S., Gill, H., Thorburn, D. and Rowland, A.    (2004). Assessment of groundwater discharge  from  the Yarragadee  Aquifer  on  the  fish  and  decapod  fauna  of  Rosa  Brook.    Centre  for  Fish  and  Fisheries  Research Murdoch University. Report to the Water Corporation of Western Australia. 

Morrissy N.M.  (1978). The past and present distribution of marron, Cherax  tenuimanus  (Smith),  in Western Australia. Fisheries Research Bulletin of Western Australia 22: 1‐38. 

Pen L.J. (1997). A systematic overview of environmental values of the wetlands, rivers and estuaries of the Busselton‐Walpole  region. Report  to  the Water and Rivers Commission, Water Resource Allocation and Planning Report Series No. WRAP 7. 

Phillips N., Chaplin J., Morgan D. and Beatty S. (2007). The evolutionary significance of Balston’s Pygmy Perch and Mud Minnow populations in the Blackwood River. Centre for Fish and Fisheries Research (Murdoch University) report to Department of Water. 

State Water Plan (2007).  Government of Western Australia. Strategen  (2006). South West Yarragadee Water Supply Development: Sustainability Evaluation/Environmental Review 

and Management Programme Volume 2. Report for the Water Corporation, Perth, Western Australia. Suppiah R., Hennessy K.J., Whetton P.H., McInnes K., Macadam I., Bathols J., Ricketts J. and Page C.M. (2007). Australian 

climate change projections derived from simulations performed for the  IPCC 4th Assessment Report. Australian Meteorological Magazine 131: 131‐52. 

Trautman M.B. (1981). The Fishes of Ohio, revised edition. Columbus: Ohio State University Press. 782 pp. 

Valesini F.J., Potter I.C., Platell M.E. and Hyndes G.A. (1997). Ichthyofauna of a temperate estuary and adjacent marine embayment.  Implications  regarding  choice  of  nursery  area  and  influence  of  environmental  change.  Marine Biology 128:317‐328.