1 | P a g e   

 

2011

Report to the Department of Water, 

Government of Western Australia 

2011 

 

AddressingknowledgegapsandquestionsfromtheFitzroyRiver(Kimberleyregion,Western

Australia)fishwayreview.

 

2 | P a g e   

Addressing knowledge gaps and questions from the Fitzroy River (Kimberley 

region, Western Australia) fishway review. 

 

Prepared for the Department of Water, Government of Western Australia.  

This project is supported by funding from the Western Australian Government’s State NRM Program.  

 

Prepared by the Freshwater Fish Group, Murdoch University 

www.freshwaterfishgroup.com 

Contributors: D. Morgan, S. Beatty, M. Allen, A. Gleiss, J. Keleher and J. Whitty 

December 2011  

 

 

 

 

 

 

 

 

Disclaimer: The views in the document represent the view of the authors and do not necessarily 

represent the views of the Department of Water, Government of Western Australia. Much of the data 

in this report represents the authors background intellectual property and is not be used for any 

purpose without the authors consent. 

 

3 | P a g e   

Contents

Background…………………………………………………………………….………………….. 4

Executive summary………………………………………………………….….………………… 5

Introduction………………………………………………………………………………………… 9

Chapter 1

Ecology of Freshwater Sawfish, including migratory periods and habitat utilisation….. 11

1.1 Interannual variation in recruitment and flow…………………………….…………………. 14

1.2 Acoustic tracking of Freshwater Sawfish……………………………..……………………... 19

1.3 An assessment of Freshwater Sawfish habitat in the Fitzroy River catchment………….. 25

Chapter 2

Camballin Barrage: a barrier to Freshwater Sawfish movement in the Fitzroy River?..... 30

2.1 Population abundance estimate below the Camballin Barrage during 2011…………….. 30

2.1.1 Results and discussion………..……………………………………………………… 31

2.2 Impacts of the barrage on Freshwater Sawfish………………….…………………………. 32

2.3 Consideration of Myroodah Crossing as a management priority…………………………. 35

Chapter 3

Critical flow levels for Freshwater Sawfish migration in the Fitzroy River……………….. 36

Chapter 4

Utility of acceleration data-loggers for enhancing fishway design………….…..………… 45

4.1 Field deployments……………………………………………………………..……………….. 45

4.2 Processing of acceleration data………………………………………………………….....… 46

4.3 Preliminary results……..……………………………………………………………………….. 47

4.4 Future applications of the technology………………………………………………….……... 50

4.4.1 Informing fishway design………………………………………………………………. 50

4.4.2 Population monitoring: from individual to population health……………………….. 51

General conclusions………………………………………………………………………….……… 52

References……………………………………………………………………………………..……… 53

 

4 | P a g e   

Background

The  Department  of Water,  Government  of Western  Australia,  has  posed  a  series  of 

questions  relating  to  the  ecological benefits of  constructing a  fishway at  the Camballin 

Barrage  on  the  Fitzroy River  in  the Kimberley  region  of Western Australia. This  is  in 

particular  reference  to  the  Freshwater  Sawfish  (Pristis microdon). As well  as  providing 

background information of the ecology of Freshwater Sawfish in the Fitzroy River, which 

is based on a  long‐term data  set  (2002‐2011),  this  report addresses  the knowledge gaps 

posed by DoW with regard to (1) the bathymetry of pools upstream and downstream of 

the barrage using  satellite  imagery;  (2) duration of  flow events and  significance  to  fish 

migration;  (3)  factors  on  the migratory period  of  key  species  and depth utilisation  for 

migrating up a fishway; (4) flow requirements for drowning out natural barriers and the 

barrage and the level of enhancement to migratory periods if a fishway was installed and 

functional; (5) impact of the barrage on fish populations; (6) whether the other barrier on 

the river  (Myroodah Crossing)  is a priority  for management response over  the barrage; 

and  (7)  the degree of Freshwater Sawfish habitat above and below  the barrage and  the 

ecological significance of this. 

 

Plate 1 Clockwise from top left: the Camballin Barrage 29/6/07, Myroodah

Crossing (July 2007), Freshwater Crocodiles below the barrage August 2006 (photographs D. Morgan and S. Visser).

 

5 | P a g e   

Executive Summary

 

This report provides an overview and summary of the research that has been conducted 

to date on Freshwater Sawfish (Pristis microdon)  in the Fitzroy River, Western Australia, 

by the Centre for Fish and Fisheries Research at Murdoch University. The report utilises 

this  research  to  address  knowledge  gaps  and  questions  arising  from  the  Fitzroy River 

fishway  review  (see Background) and seeks  to address  the core question underpinning 

this review: “Is a fishway at the Camballin Barrage necessary?”  

The Freshwater Sawfish  is  listed as critically endangered by the International Union for 

Conservation  of  Nature  (IUCN)  and  is  the  only  freshwater  fish  in  the  Fitzroy  River 

protected  at  both  State  and  Federal  level  under  the  relevant  Acts.  The  species  has 

declined massively over  large parts of  its geographical  range  (East Africa  to Australia‐

New  Guinea)  and  is  particularly  susceptible  to  commercial  net  fishing.  The  highest 

abundance for this species anywhere in the world has been recorded in the Fitzroy River 

in  the  pool  located  immediately  below  the  Camballin  Barrage  (Money  Pool).  Sawfish 

become  congregated  below  the  barrage which  is  an  impassable  obstacle  to  upstream 

migration for large portions of the year, on average.  

Sawfish are born (pupped)  in coastal waters from January to April (i.e. the wet season), 

and it is believed that the major pupping ground in W.A. is King Sound in the vicinity of 

the Fitzroy River mouth.   Newborn sawfish have an instinct to migrate into the nursery 

habitat of the riverine environment where they spend their first 4 or 5 years. Their growth 

is  rapid  and  they  attain  a  length  in  excess  of  two metres  during  these  years  before 

migrating back downstream  to  coastal waters  to mature and  reproduce. The  species  is 

reliant  on  seasonal  and  predictable  river  flow  for  both  upstream  and  downstream 

migration.   

The  number  of  sawfish  recruits  (and  other  important  freshwater  species  such  as 

Barramundi and Cherabin)  is closely  linked  to  river  flow each year.  In years with high 

freshwater  discharge  and  sustained  river  flow  late  into  the wet  and  early  dry  season 

catches of 0+ recruits comprise a significantly higher proportion of the total sawfish catch 

than  in  years  with  low  discharge.  In  2011,  the  number  of  0+  sawfish  captured  was 

unprecedented suggesting that conditions were ideal for their recruitment this year with 

high  wet  season  rainfall  and  sustained  river  flow  throughout  the  dry  season. 

Consequently,  the  negative  impact  of  the  barrage  on  sawfish  has  been  especially 

pronounced this year as large numbers of recruits have become congregated in the pool 

immediately downstream. Evidence of attempted predation by sharks and crocodiles  in 

 

6 | P a g e   

the  form  of bites  and wounds were  recorded  on  roughly  45%  of  individuals  captured 

which reflects a build‐up in numbers of large predators of sawfish. The carcasses of four 

0+ sawfish, including one tagged animal, were also found dragged up on the bank below 

the  barrage  where  they  had  been  left  to  die  by  anglers.  Furthermore,  many  tagged 

animals that were re‐captured towards the end of 2011 were found to have reduced body 

mass and girth and were visibly emaciated, which suggests that food resources below the 

barrage  had  become  scarce  due  to  competition  within  and/or  between  species.  This 

weight  of  evidence  suggests  that  the  potential  for  an  increase  in  sawfish  numbers 

resulting from the boom recruitment event of 2011 has been counteracted to some extent 

by  the  restriction  on  natural  upstream  migration  imposed  by  the  Barrage  and  its 

associated effects. 

Much  information  on movement  and  habitat  utilisation  of  Freshwater  Sawfish  in  the 

Fitzroy  River  has  been  gathered  in  recent  years  through  the  use  of  acoustic  tags  on 

animals in combination with an array of acoustic receivers. Habitat partitioning by depth 

has been demonstrated between different age classes, with 0+ animals occupying shallow 

water  (<0.6  m)  and  1+  and  older  animals  occupying  deeper  water.  Additionally, 

accelerometer  tags  are  now  being  used  on  sawfish  and  the  data  gathered  from  this 

research  (currently  being  analysed) will  be  extremely  valuable  for  informing  fishway 

design by ensuring  that  flow characteristics of any proposed  fishway do not exceed  the 

swimming capacity of the 0+ sawfish.  

No tagged fish have been detected by acoustic receivers moving over the barrage into the 

pools upstream, however, we know that sawfish are capable of moving past the barrier as 

they have been captured much further inland. Indeed, there is a total of about 179 km of 

suitable refuge pool habitat situated in the main channel of the Fitzroy River upstream of 

the  barrage  compared  to  about  84  km  below  the  barrage.  If pool  habitat  in  the  larger 

tributaries upstream such as Margaret River are taken into account this disparity is even 

greater.  

An analysis of stage heights and stream connectivity both upstream and downstream of 

the  vicinity  of  the  barrage  revealed  that  a  fishway  structure would  lead  to  at  least  a 

threefold increase in the window of opportunity to allow sawfish and other key species to 

bypass  this barrier and migrate well upstream of  it, which equates  to about 3‐4 months 

extra per year on average.   A  fishway over  the barrage has  the potential  to be of great 

benefit  to  Freshwater  Sawfish  by:  a)  allowing  extended  access  to  large  amounts  of 

upstream  refuge  habitat,  b)  alleviating  high  rates  of mortality  due  to  predation  and 

competition for  limited food resources while densely congregated  in the pool below the 

barrage.  Additionally,  other  species  such  as  Barramundi  and  Cherabin,  which  are 

 

7 | P a g e   

important species for recreational and Indigenous fisheries, will have improved access to 

areas  upstream  of  the  barrage  as  well.  The  likely  increase  in  abundance  of  these 

important angling  targets will be well received by  fishers  throughout  the upper Fitzroy 

River catchment. 

The  pool  below  the  causeway  at  Myroodah  Crossing  (situated  roughly  50  km 

downstream of  the barrage) has had a high CPUE  for sawfish  throughout  the course of 

the  monitoring  program  indicating  that  this  structure  is  another  barrier  to  sawfish 

migration. We  argue  that  it  is  not  a management  priority  as  any measures  taken  to 

enhance  fish  movement  beyond  the  causeway  would  only  allow  upstream  migrants 

access  to  a  relatively  short  section  of  river  before  they  encountered  the  impassable 

obstacle of the barrage, and would only be of benefit in drier than average years with low 

discharge in the later part of the wet season.  

 

Recommendations 

Continuation  of Murdoch University’s  long‐term  sawfish monitoring  program  in 

the Fitzroy River. This will allow the robustness of the Freshwater Sawfish population in 

the  river,  including  recruitment  success,  to  be  gauged  into  the  future  (with  particular 

emphasis on determining the potential  impacts of climate change). It will also allow for 

further exploration of the relationship between river flow and sawfish recruitment in the 

Fitzroy. 

Deployment of an expanded acoustic array consisting of numerous receivers above 

and  below  the  barrage. Considering  there were  ~200  Freshwater  Sawfish  congregated 

below  the barrage  in  June 2011, an excellent opportunity  to determine  the number  that 

move  upstream  or  downstream  with  the  first  floods  of  the  2012  wet  season  has 

unfortunately been missed.  

A more detailed analysis of stream connectivity and stage height for the entire main 

channel of the Fitzroy River to more accurately quantify the extension of the window of 

opportunity  for  upstream  migration  past  the  barrage  for  sawfish  and  other  aquatic 

species if a fishway were installed.  

Further  experiments  to  quantify  the  relationship  between  swimming  speed  and 

acceleration of sawfish to ensure that any proposed fishway design does not exceed their 

swimming capabilities. 

 

8 | P a g e   

An  experiment  comparing  sawfish  recruits  that  have  been  captured  below  the 

barrage,  tagged with  accelerometers  and  translocated  into  the pool  immediately  above 

the barrage with animals from the same cohort that remain downstream of the barrage. 

This will provide data to determine if any behavioural differences exist between animals 

occupying  the  two  different  pools  which  might  provide  evidence  of  a  competitive 

advantage for animals that move over a fishway. 

Design a concept  for an experimental  fishway project  that could be used  to assess 

swimming performance of  captive Freshwater  Sawfish  (housed  in public  aquaria)  in  a 

fishway under different flow regimes.  

 

 

9 | P a g e   

Introduction

This  report  synthesises  all  knowledge  of  Freshwater  Sawfish  (Pristis  microdon)  in  the 

Fitzroy River, Western Australia, gained  from a  long‐term monitoring study.  It aims  to 

address a number of knowledge gaps on the impact that instream barriers have on the life 

history and conservation of the species, and the data presented herein provide objective 

evidence  that  can  be  used  to  inform  the  planning  and management  of  the  proposed 

construction  of  a  vertical‐slot  fishway  over  the  Camballin  Barrage.  The  Freshwater 

Sawfish  is  listed  as  vulnerable  under  the  Environment  Protection  and  Biodiversity 

Conservation Act 1999 in Commonwealth waters of Australia, as fully protected under the 

Fisheries Management Act 1994  in Western Australian waters, and  is  listed by  the  IUCN 

(2006) as critically endangered. This is the only listed fish species under the various Acts 

that occurs in the fresh waters of the Fitzroy River (Morgan et al. 2004, 2011), although a 

number  of  other  species  are  recognised  as  threatened  by  the  IUCN  including  the 

Freshwater Whipray (Himantura dalyensis) and the Bull Shark (Carcharhinus leucas).  

It  is  only  very  recently  that  any  ecological work  has  been  conducted  on  fishes  in  the 

Fitzroy River. The first study on the distribution of fishes was conducted in 2001 and 2002 

and the species distributions were mapped across 70 sites in the catchment, which drains 

~90,000km2  (Morgan  et  al. 2004).    In  that  study, 40  species of  fish were  recorded, 23 of 

which are  freshwater species,  the  remainder being diadromous species  that spend only 

part  of  their  life‐cycle  in  fresh  water.  This  latter  group  includes  Barramundi  (Lates 

calcarifer) and Freshwater Sawfish, which hatch or are born in the estuary (or King Sound) 

and  then migrate  into  the  freshwater pools of  the Fitzroy River, which  they utilise as a 

nursery (Morgan et al. 2004, 2011, Thorburn et al. 2007, Whitty et al. 2009a). The access to 

these upstream nursery areas  is  largely dependent on  river  flow and  thus stage height, 

and  although  somewhat  variable  between  years,  it  is  believed  that  the  climate  of  the 

Kimberley  and  resultant  predictable wet  and  dry  seasons  of  this  river  provides  these 

diadromous  species  with  the  environmental  stability  required  to  maintain  large 

population sizes. It is also a key reason that populations of these, and other, diadromous 

species  are  far  greater  than  in  rivers  to  the  south  (Pilbara), which  only  flow  during 

epizootic rainfall events and thus provide little suitable habitat due to their unpredictable 

flow  regimes  and  ephemeral nature. Their  ecology  is not  only  reliant  on  seasonal  and 

predictable  flows  for  the  annual  upstream  migration  of  the  new  recruits  to  the 

population, but it also allows large  juveniles and sub‐adults to migrate downstream out 

of the river during the wet season where they mature and breed.  

 

10 | P a g e   

Figure 1 Map of localities in the Fitzroy River catchment referred to in this report.

 

11 | P a g e   

Chapter 1

Ecology of Freshwater Sawfish, including migratory periods and habitat utilisation

 

The Freshwater Sawfish has suffered massive declines throughout its geographical range, 

largely due to  loss of habitat and from being particularly vulnerable to entanglement  in 

fishing  nets  (Simpfendorfer  2000,  Peverell  2005, Morgan  et  al.  2011).  Furthermore,  the 

rostra  are  also  often  taken  as  curios,  and  this  is  evident  in Western Australia, where 

Morgan  et  al.  (2011)  provide  the  distribution  of W.A.  sawfish  species  based  on  376 

sawfish  captures  and  283  occurrences  of  removed  rostra  held  in  various  private  and 

public collections. Freshwater Sawfish are found in northern W.A. between the Ord River 

and Cape Keraudren, but there are scant records of mature individuals in this region (see 

Figure 2), and  the vast majority of  juvenile Freshwater Sawfish  in  this  state have been 

recorded from the Fitzroy River (Thorburn et al. 2007, Whitty et al. 2008, 2009a, b, Morgan 

et al. 2011, Phillips et al. 2011). The Fitzroy River  is  indisputably W.A.’s most  important 

nursery  for Freshwater Sawfish and  is arguably  the world’s most  important nursery as 

well  in  terms of abundance  (Morgan  et al. 2011). However,  there  is genetic  subdivision 

between  the west coast populations and  those  in  the Gulf of Carpentaria  (Queensland), 

and  females  are  thought  to  be philopatric,  and  thus  return  to  their  natal  river  to pup 

(Phillips et al. 2009, 2011).  

Limited  information  suggests  that  females have  litter  sizes of between  six and 12 pups 

(Peverell  2008),  and  that  the major  pupping  ground  in W.A.  is  in  the  vicinity  of  the 

Fitzroy  River mouth, which  is  based  on  the  presence  of many  newborn  pups  in  this 

region with fresh umbilical scars (Whitty et al. 2008, 2009a, b, Morgan et al. 2011). Pups are 

born at between 72 and 90 cm total length (TL), with the smallest recorded in the Fitzroy 

River estuary being 76.3 and 78.9 cm TL for males and females, respectively (Whitty et al. 

2009, Morgan et al. 2011). Pupping  is  thought  to occur  from at  least  January until April 

 

12 | P a g e   

and coincides with the high flow period of the river. From the estuary, new recruits then 

undertake an upstream migration where they colonise the majority of the main channel of 

the Fitzroy River as far upstream as Dimond Gorge and Margaret Gorge (i.e. over 400 km 

from the coast, Figure 2) (Morgan et al. 2004, 2011, Thorburn et al. 2007). They utilise the 

river’s food resources and growth  is remarkable, with males remaining  in the river  to a 

maximum  length  of  235  cm TL  and  females  to  277  cm TL  (Morgan  et  al.  2011). These 

lengths  are  attained  by  about  four  or  five  years  of  age  (Thorburn  et  al.  2007).  Rapid 

growth  in  the early  life stage helps  to reduce predation  levels as once a  large body size 

(i.e.  total  length    >  2 m)  is  attained  there  are  very  few  animals, with  the  exception  of 

humans, that are capable of preying upon them. Natural mortality is believed to be high 

for  the  new  recruits, with  only  one  in  five  thought  to  reach maturity  (Simpfendorfer 

unpublished data).    

Stable isotope analyses below the Barrage have suggested that the primary food source of 

Bull  Sharks  (Carcharhinus  leucas)  that  is  assimilated  into  their  tissue  is  sourced  from 

Freshwater Sawfish (Thorburn 2006), and newly recruited Freshwater Sawfish have been 

found  in  the  stomachs of Bull Sharks below  the Barrage  (Morgan  et  al. 2005, Thorburn 

2006). The other main predators  include Estuarine Crocodiles  (Crocodylus  porosus),  and 

humans,  although  many  juvenile  Freshwater  Sawfish  have  been  captured  that  have 

obvious bites  from Freshwater Crocodiles  (Crocodylus  johnstoni). Within  this  report, we 

document attacks on multiple Freshwater Sawfish from predators below the Barrage for 

the  first  time, and  report on  recent human  related  impacts. This was due  to a boom  in 

recruits  from  the 2011 year  class  that  is unprecedented  since monitoring of Freshwater 

Sawfish began in 2002. The increase in attacks is likely a result of the large congregation 

of migratory  species below natural or  artificial barriers, which  is often  followed by  an 

increase in predators, and increased angler interaction. Mortality is likely to be increased 

when  Freshwater  Sawfish  become  congregated  below  artificial  barriers,  such  as  at  the 

Camballin Barrage. 

The annual recruitment of Freshwater Sawfish  in  the Fitzroy River has been monitored 

since 2002  (see Thorburn  et al. 2003, 2004, 2007, Whitty  et al. 2008, 2009a, Morgan  et  al. 

2011). This is the only long‐term monitoring of the species in Australian waters, and has 

provided  information  on  recruitment  and  flow  regimes  that  would  not  have  been 

possible  in  short‐term  monitoring  programs.    For  example,  poor  recruitment  of  the 

species  occurred  in  each  year  between  2002  and  2005,  and was  also marginal  in  2010 

(Figure  4).  In  contrast,  recruitment  was  high  in  2007  and  2009  and  in  2011  was 

unprecedented.  It  is  plausible  that  these  high  recruitment  years  are  crucial  to  the 

maintenance of the W.A. population of Freshwater Sawfish.  

 

13 | P a g e   

 

Figure 2 Map of Freshwater Sawfish (Pristis microdon) records in the Kimberley and

Pilbara regions of Western Australia, from Morgan et al. (2011).

Plate 2 A juvenile (0+) Freshwater Sawfish (Pristis microdon) trapped below the barrage in May 2009.

 

14 | P a g e   

Figure 3 The distribution of Barramundi (Lates calcarifer) in the Fitzroy River (from

Morgan et al. 2004).

 

 

Plate 3 A juvenile (0+) Barramundi (Lates calcarifer) trapped below the barrage in May 2009.

 

1.1 Interannual variation in recruitment and flow

Although there is virtually no information on the adult phase of Freshwater Sawfish life‐

cycle  our  long‐term  monitoring  of  the  juvenile  population  in  the  Fitzroy  River  has 

allowed us to explore the relationship between river flow and recruitment. Between 2002 

and 2009 there was a general decline in catch‐per‐unit‐effort (CPUE) in the Fitzroy River 

(Figure 5a). The CPUE data is presented separately for 2011 (Figure 5b) where catches of 

 

15 | P a g e   

new  recruits surpassed all years combined between 2002 and 2010. Note  that sampling 

generally occurred in each year in the early dry (June) and during the late dry (October). 

A decline in the CPUE also occurred between the early dry and late dry in most years and 

probably  reflects  the mortality  of  new  recruits  between  these  periods  (Figure  5).  This 

mortality is likely to have increased as fish become congregated below the barriers on the 

river at Myroodah Crossing and at the Barrage, which are two of our main sampling sites.  

In  most  years  our  only  other  consistently  sampled  location  is  in  the  tidal  pools 

downstream  of  Langi  Crossing,  where,  interestingly,  we  had  zero  captures  in  2011, 

compared  to  a  population  estimate  of  ~200  0+  Freshwater  Sawfish  trapped  below  the 

Barrage  (see  section 2.1). We had previously hypothesised  that  that  the Barrage would 

have had a higher impact on recruits during drier years (see Morgan et al. 2005, Thorburn 

et al. 2007), as the upstream migratory path is obstructed for a longer period, however, the 

boom  in new recruits  (0+) during 2011 has  led us  to revisit  this hypothesis.    In years of 

sustained flow, such as in 2011, new recruits, which have an instinct to migrate upstream, 

have a longer upstream migratory period and thus rather than being spread throughout 

the  lower  section of  the  river as  it  contracts and pools up during  the dry  season,  they 

have unimpeded access as far upstream as the Barrage throughout the dry season where 

they congregate in large numbers. 

The  relationship between  the proportion of new  recruits of Freshwater  Sawfish  in our 

catches  in  each year between  2002  and  2011  and  the  river  stage height  in  the  late wet 

season, i.e. April, is presented in Figure 6.  A number of different data models were tested 

(in  the  statistical  program  SPSS)  in  order  to  determine  the  model  with  the  highest 

coefficient  of determination  that was  significant  (p<0.05), which was  then  fitted  to  the 

scatterplot (produced in SIGMAPLOT).   

The relationship between the percentage of the population that consisted of new recruits 

in the Fitzroy River and mean stage height in April of each year was significant (p=0.03).  

This  suggests  that  the  length  of  the wet  season  flows  has  a  significant  influence  on 

relative recruitment of pups to the population each year.  As mentioned previously, this 

is based on the assumption that the same number of pups enter the year each river (as we 

consider that the number of mature (philopatric) females remains unchanged).  

 

 

16 | P a g e   

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

12

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

2002

2003

2004

2005

2006

2007

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

5

10

15

20

25

2002-2011

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

2008

2009

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

FemalesMales

Total length (mm)

010

020

030

040

050

060

070

080

090

010

0011

0012

0013

0014

0015

0016

0017

0018

0019

0020

0021

0022

0023

0024

0025

0026

0027

0028

0029

0030

00

Nu

mb

er

0

2

4

6

8

10

12

14

FemalesMales

2010

2011

Figure 4 Length-frequency histograms of Freshwater Sawfish (Pristis microdon) captured throughout the Fitzroy River between 2002 and 2011 by Murdoch University’s Freshwater Fish Group (from unpublished data and Thorburn et al. 2007, Whitty et al. 2008, 2009a).

 

17 | P a g e   

Site

Telegr

aph

Pool

Myr

ooda

h Poo

l

Barra

ge

Geikie

Gorge

CP

UE

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

Figure 5 Catch-per-unit-effort (CPUE) of Freshwater Sawfish (Pristis microdon) in the Fitzroy River for (a) all sites combined between 2002 and 2009; and (b) at the four main sampling sites during June 2011 (from unpublished data and Thorburn et al. 2007, Whitty et al. 2008, 2009a).

(a)

(b)

 

18 | P a g e   

y = 272.8 - (2637.4/x)r2 = 0.46 p = 0.03

Mean April Stage Height (m)

10 11 12 13 14 15 16

Per

cent

age

of n

ew r

ecru

its (

%)

0

20

40

60

80

100

Figure 6 Proportion of new recruits in our catches of Freshwater Sawfish (Pristis

microdon) between 2002 and 2011 and the relationship to mean daily April stage height of the Fitzroy River at Noonkanbah (from unpublished data and Thorburn et al. 2007, Whitty et al. 2008, 2009a).

Higher water  levels  are  thought  to  provide  juvenile  Freshwater  Sawfish,  and  indeed 

other  species  that  spend  part  of  their  life‐cycle  in  both  marine  and  freshwater 

environments (e.g. Barramundi), with more habitat that leads to a reduction in predator 

interactions.    The  CPUE  data  between  2002  and  2009,  for  Freshwater  Sawfish  in  the 

Fitzroy River, suggests  that  there has been an overall decline  in  the  juvenile population 

during  this period. This  is despite  the  capture, during 2007‐9, of a  comparatively  large 

number  of new  recruits  (i.e.  0+  fish), unlike  between  2002  and  2005  (see  Figure  4  and 

Whitty et al. 2008, 2009a).  This may be a continuous overall decline from years past, but a 

more parsimonious explanation could be that it is a decline from an unusually large and 

temporary  recruitment‐boom  in  the  year  2000  which  was  an  exceptionally  wet  year 

(similar  to  2011). Whatever  the  cause,  the observed  trend of declining CPUE  reflects  a 

drop in captures of larger Freshwater Sawfish (i.e. presumably 2‐4 year old animals) post 

2006  (see  Figure  4) which most  likely migrated  out  of  the  river  into  coastal waters  to 

breed.  Often, an observed decrease (relative to years prior) in the numbers of an age class 

can  be  traced  back  to  a weak  year‐class/recruitment,  like  those  observed  in  2002‐2005 

2002 

2003 

2005 

2004

2006

2007

2008

2009 

2010 

2011 

 

19 | P a g e   

(McGlennon  et al. 2000).   A weak year‐class/recruitment can be caused by a number of 

factors  including  increased  predation,  reduced  health  of  breeding  stocks  and  reduced 

river  levels,  to name a  few. River discharge has been shown  to be positively correlated 

with  the  survivorship  of  estuarine  and  freshwater  species  (Mills  &  Mann  1985, 

Drinkwater & Frank  1994),  including Freshwater Sawfish  in  the Fitzroy River between 

2002  and  2007  (Whitty  et  al.  2008). Although  no  significant  relationship was  observed 

between wet season river stage height and CPUE, the significant difference between early 

and  late dry  season CPUE, and  the  correlation between  late wet  season discharge and 

proportion  of  new  recruits  in  our  catches  does  suggest  that  water  level  influences 

survivability  of  Freshwater  Sawfish  juveniles.  It  is  reasonable  to  hypothesise  that  a 

sustained  increase  in  water  levels  would  increase  the  survivability  of  newborn 

Freshwater Sawfish by increasing productivity and available habitat as well as decreasing 

predation  (Flores‐Verdugo  et al. 1990, Staunton‐Smith  et al. 2004, Whitty  et  al. 2008).    It 

could also be suggested that the drop in CPUE between early and late dry season is due 

in part to dispersal of the animals through the river.  However, as upstream movement of 

Freshwater Sawfish has been shown  to be extremely restricted by  low water  levels and 

made  impossible  beyond  the Camballin  Barrage  during  this  time  (Morgan  et  al.  2005, 

Whitty et al. 2008), dispersal  is not as  likely  to be  the cause  for  this decrease.   To better 

understand  the  exact  influences  causing  this  decrease,  continued  sampling  efforts  are 

needed.   As  this project  is  in a unique position having monitored CPUE since 2002,  the 

continuance of sampling would also allow for this project to be able to establish a better 

understanding of what a current ‘typical’ CPUE is for this system. 

 

1.2 Acoustic tracking of Freshwater Sawfish

Our recent studies (see Whitty et al. 2008, 2009a, b) utilised an acoustic array (Figure 7) for 

the  passive  tracking  of  P. microdon  in  the  Fitzroy  River.  Tag  and  receiver  details  are 

provided  in Whitty  et al.  (2009a). Although a  receiver was placed above and below  the 

barrage, no detections of tagged sawfish were recorded  immediately above the barrage. 

This suggests that no tagged sawfish below the barrage moved over the structure during 

the wet season, or that due to high flows they were not detected. It is recommended that 

an  acoustic  array  consisting  of  numerous  receivers  above  and  below  the  barrage  be 

installed. Considering there was ~200 Freshwater Sawfish congregated below the barrage 

in June 2011, this would provide an excellent opportunity to determine the number that 

move upstream or downstream with the first floods.   

 

 

20 | P a g e   

 

 

Plate 4 Acoustic tag (left) and acoustic receiver placed throughout the Fitzroy River (see Whitty et al. 2009a).

 

Figure 7 Map of the acoustic receiver array deployed throughout the lower Fitzroy River catchment to passively track movements and habitat utilisation of Freshwater Sawfish.

 

 

 

21 | P a g e   

Whitty et al. (2009a) demonstrated a high degree of habitat partitioning between different 

age  classes, with  the new  recruits  (0+  fish)  clearly  remaining  in  the  shallows  (typically 

<0.6 m depth, see Figure 8‐10) for much of the day compared to the larger 1+ individuals 

that  rarely  moved  into  the  extreme  shallows.    Furthermore,  these  larger  individuals 

moved  to deeper water at dawn  (Figure 10), before moving shallower  in  the afternoon.  

Thus,  the  1+  fish  displayed  predictable movements,  exhibiting  diel  vertical migration 

patterns and  similar diel movement patterns have been observed  in a number of other 

predatory  elasmobranchs  (Skomal & Benz  2004). This  ontogenetic  habitat  stratification 

may  be  related  to  foraging  activities  and/or  predator  avoidance,  noting  that  these 

environments  are  also  inhabited  by  Estuarine Crocodiles  (Crocodylus  porosus)  and  Bull 

Sharks (Carcharhinus leucas).   The smaller individuals are potentially more susceptible to 

predation by these species, and it is particularly relevant that C. leucas has been shown to 

predate  on  P.  microdon  in  the  Fitzroy  River  (Thorburn  et  al.  2004,  Thorburn  2006).  

Simpfendorfer  (2006) reported similar behaviour  for Pristis pectinata and suggested  that 

along with decreasing predation,  the occurrence of  the  larger  individuals  in  the slightly 

deeper water allows the animal more space to manoeuvre while also maintaining a close 

proximity  to  potential  prey.    Simpfendorfer  (2006)  also  suggested  that  the  smaller 

individuals (< 1 m) of P. pectinata may reside in the shallows to take advantage of warmer 

temperatures to maximise growth rates. 

 

 

 

22 | P a g e   

Depth of individual sawfish (V13 - Acoustic tags)

Depth (m)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

1.1

1.2

1.3

1.4

1.5

1.6

1.7

1.8

1.9

2.0

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

2.7

2.8

2.9

3.0

3.1

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

3.9

4.0

Per

cen

tag

e (%

)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

1042224104222610422271042229

Mean depth of sawfish tagged with V13s

Depth (m)

0-0.

49

0.5-

0.99

1-1.

49

1.5-

1.99

2-2.

49>2

.5

Pe

rcen

tag

e (%

)

0

20

40

60

80

100

V13

 

Figure 8 Depth utilisation of 0+ (new recruits) of Freshwater Sawfish (Pristis microdon) in the Fitzroy River (from Whitty et al. 2008, 2009a).

 

 

 

 

 

23 | P a g e   

Depth of individual sawfish (V16 - Acoustic tags)

Depth (m)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

1.1

1.2

1.3

1.4

1.5

1.6

1.7

1.8

1.9

2.0

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

2.7

2.8

2.9

3.0

3.1

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

3.9

4.0

Per

cen

tag

e (%

)

0

10

20

30

40

50

1038503 1038505 1038506

Mean depth of sawfish tagged with V16s

Depth (m)

0-0.

49

0.5-

0.99

1-1.

49

1.5-

1.99

2-2.

49>2

.5

Pe

rcen

tag

e (%

)

0

10

20

30

40

50

60

V16

 

 

Figure 9 Depth utilisation of 1+ (one year old) Freshwater Sawfish (Pristis microdon) in the Fitzroy River (from Whitty et al. 2008, 2009a).

 

 

24 | P a g e   

Depth v Time of day

Time of day (hours)

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23

Dep

th (

m)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

1.1

1.2

1.3

1.4

V13V16

 

Figure 10 Depth utilisation of 0+ (new recruits) (blue circles) and 1+ (white circles) Freshwater Sawfish (Pristis microdon) in the Fitzroy River during the different times of the day (from Whitty et al. 2008, 2009a).

 

 

Importantly, the acoustic study demonstrated that the small P. microdon in the estuarine 

reaches of the river moved between pools at will, even though most pools at low tide are 

separated by very long stretches of shallow waters.  Furthermore, on the incoming tides, 

~98% of movements of the 0+ fish between pools was in an upstream direction, i.e. they 

moved  in  the  same  direction  as  the  tide.    This  contrasts  the  1+  fish, which moved  to 

another pool only when tidal waters reached the sites and this movement was in both an 

upstream  (i.e. 50% with  the  tide) and downstream  (i.e. 50% against  the  tide) direction.  

The ability to swim between pools and utilise the shallow runs and riffle zones between 

both tidally influenced and riverine pools is a beneficial adaptation.  It allows the 0+ fish 

to not only avoid deeper bodied predators but to also forage in areas not being exploited 

by larger fishes, such as older P. microdon, L. calcarifer, C. leucas or crocodiles.  Moreover, it 

allows  the new recruits  to continue  to migrate upstream relatively unimpeded until  the 

late dry;  to at  least  the Barrage  (Plate 1), a  substantial unnatural barrier on  the  system 

(Morgan et al. 2005). 

 

 

25 | P a g e   

A number of 0+ P. microdon have been observed over 100 km upstream within a month or 

two after peak river discharge, which would suggest that there is an instinct within in at 

least a  few  individuals  to move upstream  to  the upper pools.   As Telegraph Pool and 

Langi Crossing are the two most upstream pools that P. microdon can access with the aid 

of tides in the dry season, this requirement to move upstream or a preference to inhabit 

areas of lower salinity may be a reason for the occurrence of P. microdon in these pools in 

the late dry season.  Further investigation is needed to determine the explanation for the 

inhabitation of Telegraph Pool. 

Previous findings (Whitty et al. 2008, 2009a, b) demonstrated flow to be highly influential 

on P. microdon, dictating interpool movements of 0+ P. microdon and aiding in movement 

upstream  for  larger  bodied  P.  microdon  in  the  tidally  influenced  estuarine  pools.  

Increased river  flows have also been shown  to be a  trigger  for  the migration of various 

fish species.  During the current study, large (> 2 m) individuals were also documented to 

leave  freshwater pools, where  they had previously been  confined, and  estuarine pools 

that they could move between with the aid of tides, almost immediately at the onset of a 

flood  event,  caused  by  increased water  flows.    Three  of  the  four  P. microdon  tracked 

during  these  flood events were > 2 m TL and had all moved downstream, one moving 

over 100 km  to  the  river mouth  (Milli Milli), where  it was  last  recorded.   A  second of 

these  was  last  recorded  at  Milli  Milli  at  the  initiation  of  the  first  flood  event.  

Disappearance  of  these  large  fish  from  the  acoustic  array  at  the mouth  of  the  river  is 

potentially evidence of their migration back to the marine environment and could be the 

completion of the freshwater phase in their lifecycle.  This corresponds with the fact that 

few P. microdon greater than 2.5 m TL have been recorded in the freshwater pools, and is 

likely to be approximately the size at which they leave the river.  While few P. microdon 

greater than 2.5 m have been captured, all have been female (Thorburn et al. 2007), which 

further suggests that females may remain in the river longer than males.  

For a Freshwater Sawfish to use a fishway, the above data suggest that 0+ fish can swim 

through very shallow depths (see Figure 8).  

 

1.3 An assessment of Freshwater Sawfish habitat in the Fitzroy River catchment

A  detailed  habitat  assessment  of  the  Fitzroy  River  catchment,  both  upstream  and 

downstream of the Camballin Barrage, was undertaken in order to determine the extent 

of suitable sawfish habitat on either side of this structure. Aerial imagery available on the 

Landgate website (www.landgate.wa.gov.au) was assessed  to quantify  the  total amount 

of  deep‐water  pool  habitat  situated  between  Langi  Crossing  and Dimond Gorge  (see 

 

26 | P a g e   

Figure 11 for localities). The imagery assessed was captured during the months of August 

and November 2007. All deep‐water pools were first  identified using Landgate  imagery 

and  subsequently  located  in  the web  application  Google Maps  (maps.google.com.au) 

where  the  length  of  each  pool  was measured  using  the  line  tool.  The  Fitzroy  River 

channel between Langi Crossing and Dimond Gorge was measured at 434.2 km in length 

using  the distance measurement  tool  in Google Maps. Camballin Barrage  lies at a point 

148.8 km upstream of Langi Crossing (Figure 11).   

Deep‐water pool habitat is hereby defined as any continuous stretch of open water in the 

main river channel of sufficient depth to conceal the underlying river bed as viewed on 

aerial  imagery  (see  Figure  12).  These  pools  are mostly  in  excess  of  1.5 m  depth  and 

capable of housing sawfish. The pools appear on aerial imagery as dark green or blackish 

in  colour,  and  are  separated  by  shallow  sections  of  river  and/or  dry  sand  bars which 

appear brown  to  reddish‐orange  in  colour  (see Figure  12).  It  should be noted  that  the 

analysis of pool habitat  covers  the dry  season of  a  single year  for which  imagery was 

available (i.e. 2007). Some variation occurs  in the dimensions of pools from year to year 

due  to variability  in  freshwater discharge  and  sediment deposition  and  this  constrains 

our ability to precisely estimate the amount of deep‐water pool habitat. Nonetheless, this 

analysis is useful for making a comparison of the extent of sawfish habitat on either side 

of the Barrage.  

Just  less  than  63%  of  the  total  length  of  the  Fitzroy  River  channel  above  the  barrage 

comprised deep‐water pool habitat  compared  to around 56% of  the  channel below  the 

barrage  (Table 3). Although  the proportional difference was not  large,  this  translates  to 

almost 100 km of additional deep‐water pool habitat  lying above  the barrage, or nearly 

double that found below, due to the disparity in total length of river channel analysed on 

either side of the barrage (Table 3). The mean deep‐water pool length was greater above 

the barrage  (1.72 km vs 1.25 km). Additionally,  there was a greater prevalence of  long 

pools  (i.e. > 3 km  long) above compared  to below  the barrage  (11 vs 4), with  the  three 

longest pools identified in the analysis all being situated above the barrage. The longest 

pool below the barrage was approximately half the length of the longest pool (i.e. Geikie 

Gorge – 14.1 km) above (Table 3).  

 

27 | P a g e   

       

Figure 11 Aerial image of the Fitzroy River catchment showing the extent of the deep-water pool habitat mapping (blue lines indicate pools). Image courtesy of Google Maps (maps.google.com.au).

 

28 | P a g e   

Table 1 Summary of deep-water pool characteristics in the Fitroy River catchment located between Langi Crossing and Dimond Gorge.

.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Whether critical habitat will be lost if fish can not move over the barrier is a moot point as 

we know  that  they  are  capable of bypassing  the barrier during periods of  inundation. 

This  is evidenced by  the  fact  that  juvenile sawfish have been captured upstream of  the 

barrage (Morgan et al. 2004). More important is whether critical habitat will be gained if 

sawfish  can  move  over  the  barrier  and  the  answer  to  this  is  resoundingly  in  the 

affirmative. A substantial amount (i.e. almost 180 km) of suitable deep‐water pool habitat 

exists upstream of the Camballin Barrage to Dimond Gorge (Table 3).  

An assumption of the population model used in this study is that the greater the habitat 

area  (in  this  case,  pool  length),  the  larger  the  carrying  capacity  for  fish  communities, 

including sawfish. There  is a much greater extent of deep‐water pool habitat above  the 

barrage than below it. Therefore, it stands to reason, that by allowing sawfish (and other 

fish  species)  improved  access  to  these  pool  habitats  above  the  barrage  by means  of  a 

fishway, it will be of great benefit to the species in this system.  

  ABOVE 

BARRAGE 

BELOW 

BARRAGE 

 

TOTAL 

 

Total number of pools  104  67 

 

171 

   

Total pool length (km)  178.9 83.7 262.6 

River channel length 

(km) 

285.4 148.8 434.2 

% pool habitat 62.70% 56.24% 60.48% 

Mean pool length (km)  1.72 1.25 1.54 

Median pool length 

(km) 

1.02 0.94 0.96 

Maximum pool length 

(km) 

14.10 7.18 14.10 

Minimum pool length 

(km) 

0.15 0.10 0.10 

 

 

29 | P a g e   

 

Figure 12 An example of the method used for measuring the length of deep-water pools. First, Landgate aerial imagery (upper screenshot) is used to identify the extent of each pool in the dry season of 2007, and; second, the line tool in Google Maps (lower screenshot) is used to measure the length of the pool.

 

30 | P a g e   

Chapter 2

Camballin Barrage: a barrier to Freshwater Sawfish movement in the Fitzroy River?

2.1 Population abundance estimate below the Camballin Barrage during 2011

An  analysis  of  the  raw multiple mark‐recapture  data  obtained  during  sampling  that 

occurred between 9 – 21 June 2011 below the Camballin Barrage was undertaken in order 

to  determine  the  abundance  of  P.  microdon  in  those  habitats  at  that  site.  This  was 

undertaken in order to: 

1) Quantify the degree to which juvenile P. microdon congregate below the Barrage. 

2) By estimating  the absolute abundance of  this species  for  the  first  time  in  the Fitzroy 

River (or Western Australia), provide a baseline upon which future absolute and relative 

population estimates of P. microdon may be monitored at that site.   

By relating the absolute estimate to the CPUE of the species at that site in June 2011, an 

indication  of  actual  abundance  of  juvenile  sawfish  below  the  barrage during previous 

sampling  occasions  could  occur  to  enable  an  overall  assessment  of  the  degree  of 

impediment to the species the barrage represents.   

A  total of seven sampling occasions occurred within  the 12 day sampling period using 

the methods  previously  described  (see Whitty  et  al.  2009a). On  each  occasion,  newly 

captured  (i.e.  un‐tagged  individuals)  were  tagged  (using  unique  tags  as  previously 

described) which  allowed  subsequent  re‐captures during  the period  to be  individually 

identified.    As  the  sampling  area  below  the  barrage  was  connected  to  downstream 

habitats  during  sampling  in  June  2011,  the  Jolly  Seber  open  population  model  was 

employed  to  provide  estimates  of  population  abundance.    The  POPAN  formulation 

(Schwarz & Arnason, 1996) in the MARK software program was used to parameterise the 

Jolly  Seber model  (White  &  Burnham,  1999).    This  allows  estimates  of  the  trappable 

population on each of  the seven sampling occasions  (Nj),  the super‐population size  (N) 

(which  is  an  estimate  of  the  total  number  of  sawfish  present  throughout  the  entire 

sampling  period),  the  apparent  survival  rate  (Φ)  between  sampling  events  (combines 

mortality  and  emigration),  the  probability  of  capture  at  each  sampling  event  (p),  and 

probability of entry into the sampled population (b).   

 

31 | P a g e   

A number of  assumptions  are  associated with  the open population model  (Schwarz & 

Arnason 2006), these include: 

1) No  heterogeneity  of  captures  (i.e.  all  sizes  of P. microdon  are  equally  susceptible  to 

capture). 

2) Catchability does not differ between marked and non‐marked P. microdon. 

3) Emigration is permanent. 

4) No tag loss and tags are read properly (i.e. no mis‐identification). 

5) Each sampling period is short and study area is constant. 

Although some bias may have occurred with  regard  to emigration  (i.e. sawfish  leaving 

downstream  then  re‐entering  the  sampled  area),  the  sampling  regime  and  tagging 

methods  deployed  would  have  ensured  the  other  assumptions  would  have  been 

generally adhered to. 

A  number  of  models  were  tested  in  POPAN  which  allowed  the  above  estimated 

parameters  to either vary between  the sampling occasions  (t) or  to be  fixed  throughout 

the  sampling period  (.)  (Schwartz & Arnason 1996).   The most appropriate model was 

then selected using the Akaike Information Criterion (AIC) which weights for quality of 

fit (deviance) and number of estimated parameters (precision) (White & Burnham, 1999). 

2.1.1  Results and discussion 

Based on the most appropriate open population model according to AIC (which was the 

Φ(t),  p(.)  b(t)  model),  the  POPAN  formulation  in  MARK  revealed  that  the  super‐

population  size N  below  the  Camballin  Barrage  (i.e.  the  total  number  of  P. microdon 

within the sampling area throughout the entire 12 day sampling period in June 2011) was 

195.5  (±38.7  S.E.)  individuals between  June  9‐21,  2011. Therefore,  almost  200 new‐born 

pups had become  trapped below  the barrage, although  there  is  the possibility  that  they 

could migrate downstream. However, our long‐term acoustic data (see Whitty et al. 2008, 

2009a,  b)  suggests  that  new  recruits  possess  an  instinct  to  migrate  in  an  upstream 

direction, i.e. into the flow. Based on the limited information available on litter size, this 

also  suggests  that  these  new  recruits  were  from  a  minimum  of  20  mature  females, 

however,  in  reality  the  number  is  likely  to  be  far  greater.  It  also  is  unprecedented 

recruitment, and  it  is of  concern  that  these  individuals are exposed  to greater  levels of 

competition and predation when trapped below the barrage. 

 

32 | P a g e   

2.2 Impacts of the barrage on Freshwater Sawfish

An unusually large number of Freshwater Sawfish were captured from the pool located 

approximately  two  kilometres  downstream  of  the Camballin  barrage  (Money  Pool)  in 

June 2011 (see section 2.1). In total, 47 individuals (all juveniles under 1,600 mm TL) were 

caught,  examined  for  scarring/evidence  of  attack  and  then  released.    Of  these, 

approximately 45% showed evidence of scarring from prior attacks, presumably by Bull 

Sharks  and/or  Freshwater  Crocodiles  (Plate  5).  The  fact  that  so  many  sawfish  were 

captured  from  this  site  is  due  to  them  banking  up  below  the  barrage,  and  the  high 

incidence of bite marks and scarring is an indication that their predators (i.e. Bull Sharks 

and Freshwater Crocodiles) are also building up to unnaturally high densities below this 

barrier. This is not an isolated phenomenon as high occurrences of Bull Sharks have been 

previously  reported  below  the  barrage  (Morgan  et  al.  2005),  and  Thorburn  (2006) 

demonstrated  that Freshwater Sawfish are  the main prey assimilated  into  the  tissues of 

Bull Sharks below the barrage. There is clearly a competitive advantage to be gained by 

juvenile sawfish if they were able to bypass the barrage that is currently impeding natural 

migratory movements  and  leading  to  a high  incidence of  attack by predators. Rainfall 

was higher than average in the wet season of 2011 which has triggered what appears to 

be a keystone recruitment event for Freshwater Sawfish (as well as Barramundi and the 

freshwater prawn known  locally as Cherabin). More  juvenile Freshwater Sawfish were 

captured in June 2011 than in the past nine years of sawfish monitoring combined. 

While it is impossible to know the extent of predation resulting in mortality of Freshwater 

Sawfish recruits, it is reasonable to assume that it has been significant. It is plausible that 

the  potential  for  an  increase  in  sawfish  numbers  resulting  from  this  year’s  boom 

recruitment  event  has  been  counteracted  to  some  extent  by  the  restriction  on  natural 

upstream migration imposed by the Barrage.  

 

 

33 | P a g e   

 

 

 

 

 

 

Plate 5 Scars from attempted predation, fishing and overcrowding on juvenile sawfishes caught below the Camballin Barrage in June 2011. Arc-shaped scars (B, C and F) are bites from Bull Sharks (Carcharhinus leucas); the double row of teeth marks (D) are wounds from another Freshwater Sawfish (Pristis microdon); humans sometimes remove the rostrum of Freshwater Sawfish (G) as a trophy and many are found entangled with fishing line (H); and other wounds (A and E) are from unknown sources.

B

D

F

C 

A 

E 

HG 

 

34 | P a g e   

The  impact of recreational and Indigenous fishing  is also  likely to be higher during this 

period. For example, five captures of tagged Freshwater Sawfish have been reported to us 

by the public at this site since July, while a further four sawfish were found dead on the 

banks, including a tagged sawfish (see Plate 6). These sawfish had been dragged up the 

river  bank  and  left  to  die.    A  further  tagged  sawfish was  recaptured  by  a Nyikina‐

Mangala ranger in November 2011 with its rostrum removed. 

 

 

Plate 6 Tagged Freshwater Sawfish (Pristis microdon) (tag #1114) killed by a recreational fisher in the large pool downstream of the barrage (found October 2011). Three other untagged sawfish were also found dead nearby.

 

The  construction  of  a  fishway  on  the  barrage  also has potential  to  offer  a  competitive 

advantage  to  sawfish  (and other  species  like Barramundi) via  increased  access  to  food 

resources.  Important  fodder  species  such  as  bony  bream  (Nematalosa  erebi),  have  been 

shown  to occur  in high abundance above  the barrage but are rare below  (Morgan et al. 

2005). Morgan  et  al.  (2005)  stated  that  “a high degree of predation below  the Barrage” 

accounted for this difference. Construction of a fishway over the Camballin barrage will 

allow  threatened sawfish, as well as recreationally and culturally  important species  like 

Barramundi,  access  to  currently  underutilised  pool  habitats  upstream  where  food 

resources  are  in much  greater  abundance. Recaptured  juvenile  sawfish were  found  to 

have  sharply declined  in weight and body  condition  (i.e. body girth at  the  level of  the 

pectoral fins) between the months of June (i.e. early dry season) and October (i.e. late dry 

season)  in  2011,  to  the  point  where  some  individuals  appeared  emaciated  (Gleiss  & 

Morgan unpublished data). This is further evidence of the deleterious effect of the intense 

level of competition occurring among sawfish congregating below the Barrage. 

 

 

 

35 | P a g e   

2.3 Consideration of Myroodah Crossing as a management priority

The initial work on Freshwater Sawfish by Thorburn et al. (2003, 2004) demonstrated that 

CPUE  in  the pools  located  immediately  below Myroodah Crossing  and  the Camballin 

Barrage  were  the  highest  for  this  species  in  any  river  system  in  northern  Australia. 

Collecting  efforts by our  research group have  concentrated  on  these  areas  (more  so  at 

Camballin) to best utilise the  limited amount of time available to conduct  field research 

into the biology, ecological requirements and habitat utilisation of this species.  

In  light of  the  fact  that CPUE  is  so high below Myroodah Crossing,  this human‐made 

structure is unquestionably a barrier to the upstream movement of sawfish. Regardless of 

this,  we  argue  that  it  is  not  a  management  priority  over  the  proposed  fishway  at 

Camballin  for  several  reasons. Myroodah  is  situated  only  50  km  downstream  of  the 

barrage, so any measures  taken  to  facilitate easier passage over  this barrier would only 

allow  migrants  access  to  a  relatively  short  section  of  river  upstream  before  they 

encountered  the  impassable  obstacle  of  the  Barrage.  Furthermore,  any  such measures 

would only be beneficial in drier than average years with low discharge in the later part 

of  the wet  season, as  in wetter years  the vast majority of  fish are capable of bypassing 

Myroodah  crossing. Therefore, we  recommend  that  the mitigation  of negative  impacts 

upon fish migration of Camballin Barrage be given management priority over Myroodah 

Crossing.   

 

36 | P a g e   

Chapter 3

Critical flow levels for Freshwater Sawfish migration in the

Fitzroy River

Flow  requirements  that would  result  in natural  instream barriers  (i.e.  sand bars) being 

drowned  out were  determined  by  an  analysis  of  level  1  processed  LandSat5  satellite 

images  (path 109, row 73).  Images with a swath width of 128km and a resolution of 30 

meter pixels were obtained from the U.S. Geological Survey website. 

Images  were  analysed  using  IDRIS  Taiga  software,  Clark  labs  2009.  Based  on  the 

principals of  the  interactions between surface water and near  infra‐red  radiation  (NIR), 

analysis was undertaken using the NIR‐band (0.75 ‐ 0.90μm). Reflectance of the NIR band 

on deep water (> ~ 0.1) is represented as a value below 20 and as the water decreases in 

depth, in combination of the presence of sandbars, this value increases. Based on this, the 

first disconnection points were located by screening the high quality satellite images for 

areas  that  increased  in  reflectance  within  the  riverbed  (Note:  images  decreased 

dramatically  in quality when transferred to Microsoft Word, also  in IDRISI high quality 

magnification of areas was possible.). 

Visual  inspections of satellite  images were made  for each month during  the dry season 

(i.e. May to December) during 2009, in order to determine the approximate date (imagery 

was available at 16‐32 day intervals) at which the river became disconnected both below 

and above  the Barrage. The  first  significant natural barriers appeared at points  located 

9.46 km downstream and 13.69 km upstream of the Barrage (Figure 13). On average, the 

river  became  disconnected  at  these  points  on  July  22  and August  6  each  year  for  the 

downstream and upstream barriers respectively (Figure 14, Tables 2, 3).   

Morgan et al. (2005) determined the stage height at which the barrage became negotiable 

by fish to be 10.99 m. An analysis of data between the years 1998‐2010 inclusive, revealed 

that  the water  level at  the barrage was above  this height  for approximately 20% of  this 

time  period.  The  stage  height  when  the  nearest  natural  barrier  below  the  barrage 

emerged was 10.37 m. Water levels in excess of this height were recorded approximately 

61% of the time during the same period (Table 2, Figures 14, 15). At this stage height there 

is sufficient stream connectivity  to allow sawfish and other migratory species relatively 

unimpeded access to the foot of the barrage from at least as far away as 10 km. A fishway 

at  the  Barrage would  therefore  allow  sawfish  and  other migratory  species  an  almost 

threefold  increase  in  the  duration  of  the  window  of  opportunity  for  bypassing  this 

instream  barrier.  This  figure  is,  in  reality,  an  underestimate  of  the  true  extent  of  the 

 

37 | P a g e   

window of opportunity for upstream migration, as Money Pool remains connected to the 

pool at the foot of the barrage beyond the point  in time when the stage height drops to 

10.37 m. 

At a stage height of 10.35 m the pool above the barrage becomes disconnected from the 

river further upstream. This water level was recorded just over 68% of the time between 

1998 and 2010  (Figures 14, 15, Table 3), meaning  that  sawfish and other  species would 

have had the opportunity to migrate beyond the first pool above the barrage for almost 

two thirds of the time had a vertical slot fishway been in place during this time period.  

This analysis reveals that a fishway structure at the barrage would lead to a lengthening 

of the window of opportunity to not only allow sawfish and other key species to bypass 

this barrier, but to migrate well upstream of it. The important issue to consider here is the 

timing of migratory movements of  these species. As  the situation stands,  the ability  for 

fish to bypass the barrage during periods of drown out is relatively short lasting owing to 

the  fact  that  breeding  and  pupping, which  occurs  outside  the  Fitzroy  River  in  King 

Sound,  is  triggered  by wet  season  flows.  By  the  time  newborn  recruits  have  had  the 

chance  to migrate upstream a distance  in excess of 150 km  to  the barrage, water  levels 

may be  insufficient  to allow  them  to bypass  it, particularly  in years when discharge  is 

below average. The key benefit offered by the construction of a fishway  is the extended 

access it would allow fishes to bypass the barrier in the latter part of the wet season and 

early  to  middle  parts  of  the  dry  season,  periods  when  these  species  are  currently 

becoming  congregated  below  the  barrage  and  suffering  high  levels  of mortality  as  a 

result.  

Freshwater elasmobranchs (i.e. sharks, rays and their relatives including sawfishes) have 

never  been  recorded  as  utilising  a  fishway  structure  in Australia  (Morgan  et  al.  2005, 

AECOM 2009). Therefore it is of paramount importance that any proposed fishway that is 

designed with the specific objective of facilitating movement of sawfish over the Barrage 

be  built  to  specifications  that will deliver  this  objective.  In  light  of  this,  the minimum 

requirements, in terms of depth and width of water, which juvenile (i.e. < 1,200 mm TL) 

sawfish  required  to  sustain  swimming  effort, were  ascertained  by  an  analysis  of body 

dimensions  and  the  extent  of  tail  swing  during  energetic  swimming  by  visual 

determination  in  the  field. The minimum water depth was determined  to be 0.2 m and 

tail swing was determined to lie within the maximum body width (i.e. distance between 

both pectoral fin tips) of 0.36 m.  

 

 

38 | P a g e   

   

31 May 2009

 

2 July 2009

 

Camballin 

Barrage 

 

39 | P a g e   

Figure 13 Near infra-red band (0.75-0.9 µm) satellite imagery of the Fitzroy River channel in the vicinity of Camballin Barrage captured during late May to late September 2009. The formation of the most proximate barriers below (top of images) and above (bottom of images) are circled. Dashed circle is when the barrier begins to form (based on shallowing of water by increased reflectivity of the image). Solid circle indicate the barrier was completely formed. N.B. image quality was substantially reduced during the transfer of these images to Microsoft Word for this report.

03 August 2009

 

20 September 2009

 

 

40 | P a g e   

Date

1/Ja

n

1/Feb

1/M

ar

1/Apr

1/M

ay

1/Ju

n

1/Ju

l

1/Aug

1/Sep

1/Oct

1/Nov

1/Dec

1/Ja

nS

tage

hei

ght (

m)

10.0

10.5

11.0Average stage height 1998-2010

Lower CI

Upper CI

Disconnection below barrage Disconnection above barrage

 

Figure 14 Average daily stage height at the barrage (including 95% confidence intervals) over the period 1998-2010. The horizontal lines are the stage height at which the Fitzroy River becomes naturally disconnected below (solid line = 10.37 m, barrier located 9.46 km below the barrage) and above (dotted line = 10.35m, barrier located 13.69 km upstream of the barrage). On average, this date was 22nd July below the barrage, and 6th August above the barrage. See text for details.

Barrage able to be negotiated by fish (stage height = 10.99 m)

 

41 | P a g e   

Table 2 Dates (based on available satellite passes) when the natural barrier 9.46 km below the Camballin Barrage disconnects the Fitzroy River. N.B. the river often disconnects and reconnects more than once within each year.

Year 1st

disconnection 1st

reconnection 2nd

disconnection 2nd

reconnection 3rd

disconnection 3rd

reconnection 4th

disconnection 4th

reconnection

Days (%) 

connected 

1998  10‐May  1‐Dec              159 (43.6) 

1999  24‐Jun  9‐Nov  20‐Nov  29‐Nov          217 (59.5) 

2000  23‐Oct  24‐Oct  14‐Nov  12‐Dec          327 (89.6) 

2001  19‐Oct  14‐Nov              340 (93.2) 

2002  22‐Aug  4‐Dec              262 (71.8) 

2003  13‐Jul  25‐Dec              200 (54.8) 

2004  4‐Aug                215 (58.9) 

2005    7‐Jan  24‐Apr  27‐Jun  1‐Jul  19‐Dec      125 (34.2) 

2006  7‐Aug  14‐Nov  9‐Nov  28‐Nov  3‐Dec  28‐Dec      231 (63.3) 

2007  12‐Aug  18‐Nov  28‐Nov  20‐Dec          246 (67.4) 

2008  21‐Jul  30‐Nov  3‐Dec  9‐Dec          227 (62.2) 

2009  3‐Jul  20‐Dec              196 (53.7) 

2010  9‐Jan  15‐Jan  3‐May  27‐May  4‐Jun  16‐Oct  29‐Oct  12‐Dec  161 (44.1) 

Total                  223.5 (61.2) 

 

42 | P a g e   

Table 3 Dates (based on available satellite passes) when the natural barrier 13.69 km above the Camballin Barrage disconnects the Fitzroy River. N.B. the river often disconnects and reconnects more than once within each year.

Year  1st disconnection

1st reconnection

2nd disconnection

2nd reconnection

3rd disconnection

3rd reconnection

4th disconnection

4th reconnection

Days (%) 

connected 

1998 17-May 1-Dec 166 (45.5) 

1999 11-Jul 9-Nov 20-Nov 29-Nov 238 (65.2) 

2000 27-Nov 9-Dec 353 (96.7) 

2001 365 (100) 

2002 5-Oct 4-Dec 305 (83.6) 

2003 12-Aug 25-Dec 230 (63.0) 

2004 1-Sep through 242 (66.3) 

2005 through 7-Jan 1-May 27-Jun 3-Jul 19-Dec 134 (36.7) 

2006 1-Sep 14-Nov 11-Nov 30-Nov 5-Dec 28-Dec 263 (72.1) 

2007 1-Sep 18-Nov 1-Dec 20-Dec 269 (73.7) 

2008 15-Aug 29-Nov 5-Dec 8-Dec 258 (70.7) 

2009 31-Jul 20-Dec 231 (63.3) 

2010 13-Jan 15-Jan 8-May 26-May 8-Jun 16-Oct 1-Nov 12-Dec 181 (49.6) 

Total       248 (68.2) 

 

43 | P a g e   

Figure 15 Percentage of time that the Fitzroy River is connected and disconnected above and below the Camballin Barrage between 1998-2010. N.B. green bars is when no natural barriers are present in the River either below or above the Barrage, orange bars are when the barrier is present 9.46 km downstream of the Barrage, red is when a barrier also exists 13.69 km upstream of the Barrage.

Other  key  species  that  are  predicted  to  benefit  from  the  installation  of  a  fishway  are 

Barramundi  (Lates  calcarifer)  and Cherabin  (Macrobrachium  rosenbergii). Both  species  are 

culturally  important  to  the Traditional Owners of  the Fitzroy River  (Morgan et al. 2004, 

Thorburn  et  al.  2004)  and  are  highly  sought  after  by  recreational  fishers.  Barramundi 

recruits  (0+) migrate upstream  from  estuarine waters during  the wet  season when  the 

river is flowing. This can result in large numbers congregating below the Barrage as was 

recorded  during  sampling  in May  2009  (see  also Morgan  et  al.  2005).  The  swimming 

ability of 0+ barramundi  (mean TL 43 mm ± 4) was determined to be 0.66 ms‐1  (Mallen‐

Cooper 1992) which is well below the maximum velocity of flow (i.e. 1.52 ms‐1) through 

the proposed  fishway  (AECOM  2009). However,  these  experiments were performed  at 

lower water temperatures than would be experienced in the Fitzroy River during periods 

of upstream migration (i.e. May‐June), and furthermore, our data show that Barramundi 

typically  range  in size between 180 and 300 mm TL at  this  time  (Morgan, unpublished 

data) and therefore are likely to have far greater swimming abilities. As there are genetic 

differences  in Barramundi populations across northern Australia and  the population  in 

the Fitzroy River is genetically distinct from those elsewhere (Marshall 2005), swimming 

abilities  can not be  inferred with  complete  confidence based on previous  studies  from 

 

44 | P a g e   

other  populations.  Furthermore,  Mallen‐Cooper’s  (1992)  experiment  trialled  the 

swimming ability of hatchery‐reared fish, which are known to be poorer swimmers than 

wild caught fish (Taylor & McPhail 1985). Further work is required to establish the size of 

Barramundi  and  other migratory  species when  they migrate upstream  and  congregate 

below the barrage.  

Barramundi recruits, owing to their smaller size, can remain in the small pool that forms 

at  the  foot of  the barrage structure as  the water  level drops  in  the river  for  longer  than 

sawfish recruits which must retreat to the large pool downstream of the barrage (‘Money 

Pool’)  to  access  adequate  refuge  habitat. We  predict  that  this will  allow  Barramundi 

recruits and other smaller‐bodied migratory species such as mullet, Oxeye Herring, and 

Giant  Herring,  an  even  longer  ‘window’  of  utilisation  of  the  proposed  fishway.  As 

discharge  in  the  river  reduces with  the  cessation  of wet  season  flow  each  year water 

velocity in the proposed fishway will also reduce which will likely give species with even 

poorer swimming ability (i.e. those of smaller maximum size such as rainbowfishes and 

hardyheads) some chance of negotiating the proposed fishway as well. 

 

 

45 | P a g e   

Chapter 4

Utility of acceleration data-loggers for enhancing fishway design

Studying  the  ecology  and  behaviour  of  large  mobile  aquatic  vertebrates  presents  a 

number of  logistical challenges, mainly relating  to our  inability to directly observe such 

animals.  This  in  turn  complicates  our  ability  to  effectively  assess  the  impact 

anthropogenic disturbance  has  on  such  animals.  Freshwater  Sawfish  are no  exception, 

despite  often  only moving  over  relatively  small  areas during  the dry  season,  they  are 

almost never directly observed impeding any quantification of their behaviour. Whereas 

acoustic telemetry can provide some insight regarding the location (both horizontal and 

vertical)  of  the  tagged  animal,  it  is not  able  to provide  any  information  regarding  the 

actual behaviour of the animal.  Here we performed the first trials to utilise cutting edge 

acceleration data‐loggers to document the behaviour of free‐ranging sawfish with respect 

to their potential in aiding in pressing management issues, such as fishway construction 

and population monitoring. 

4.1 Field deployments

In order to gain insight into the time and energy‐budgets and swimming performance of 

Freshwater  Sawfish, we  equipped  five  0+  sawfish  and  a  single  1+  sawfish  during  the 

month of June at the Lower Barrage Pool (Plate 7). Sawfish were captured using standard 

gill‐net protcols and were subsequently fitted with a data‐logger (G6a, Cefas Technology 

Limited,  Lowestoft,  UK)  and  a  V9  continuous  pinger  (Vemco,  Halifax,  Canada). 

Acceleration was set to be recorded at a frequency of 25 samples per second in all three 

planes  (x,y,z) and depth and  temperature was  recorded at a  frequency of 1 sample per 

second  for a  total of 6 days. The data‐logger was  fixed  to  the  first dorsal  fin using  two 

strands  of monofilament  and  crimped  to  plastic  sleds  (see  Plate  7)  after  piercing  two 

small holes  (2mm diameter)  into  the  fin using a dart‐tag applicator  (Hallprint Pty Ltd, 

Victoria). The entire  tag‐package weighed 22g, representing <1% of  the mass of  the  fish 

(2.5‐15 kg). Data‐loggers were recovered by selectively recapturing with either net or line, 

using the acoustic pingers to locate individuals. After recapturing sawfish, loggers were 

removed by simply cutting the monofilament and removing all foreign objects. Data were 

subsequently downloaded to a laptop PC. 

 

46 | P a g e   

4.2 Processing of acceleration data

Acceleration data consist of two components, dynamic and static acceleration (Shepard et 

al.  2009). Whereas  static  acceleration  gives  an  indication  of posture with  regard  to  the 

gravitational field, dynamic acceleration represents the body motion of the tagged animal 

(Shepard et al. 2010; Gleiss et al. 2011b). The two were separated  in order to analyse the 

dynamic  acceleration  to  allude  to  swimming  performance  of  sawfish.  We  used  a 

Sovitzky‐Golay filter to estimate body‐orientation and isolate dynamic acceleration with a 

smoothing  window  of  50  samples  (2  seconds)  and  added  the  absolute  dynamic 

acceleration from all three axes to yield a single proxy for body motion, Overall Dynamic 

Body Acceleration (ODBA) (Wilson et al. 2006). ODBA has been shown to tightly correlate 

with  oxygen  consumption  in  a  range  of  species  (Halsey  et  al.  2011),  including 

elasmobranchs (Gleiss et al. 2010) due to the  link between body acceleration and energy 

expenditure  (Gleiss  et al. 2011b). All Signal Processing was performed  in  the OriginPro 

software package. 

 

 

 

 

Plate 7 Data-logger employed in the current study attached to a continuous pinger using marine-grade silicone (1). 2-4) series of photos showing the attachment procedure for the tag package. 5-6) showing the attached accelerometer (6) and the sleds (5) to which the monofilament has been crimped. Accelerometers are required to sit tight against the body of fish to avoid any residual movement biasing estimates of body motion.

 

47 | P a g e   

4.3 Preliminary results

We  successfully  equipped  and  retrieved  data‐loggers  from  six  individual  Freshwater 

Sawfish during the early dry season and obtained a total of 840 hours of high‐resolution 

time‐series acceleration and depth data. This data‐set represents  the  largest acceleration 

data‐set on any species of elasmobranch obtained to date (Whitney et al. 2010; Gleiss et al. 

2011a). Five individuals were 0+ sawfish and a single individual most probably was a one 

year old animal. 

 

Table 4 Details of the six individual sawfish that were successfully equipped with acceleration data-loggers in June 2011 at the Lower Barrage Pool, Fitzroy River, Western Australia.

Fish ID  Sex  Total Length (mm) 

Weight (g) Volume of Data (h) 

1209  M  1088 4950 144 1210  F  1152 5600 144 1213  F  1064 3400 144 1208  F  1144 4330 144 1214  F  1115 3200 144 1120  F  1580 14200 120 

 

Acceleration data presented quantitative information on both the time‐budgets of sawfish 

(time  spent  swimming  and  resting),  as well  as  the  intensity  of  swimming  events,  by 

documenting  the kinematics  of  individual  tail‐beats  (Figures  16,  17)  (Gleiss  et  al.  2009; 

Whitney et al. 2010). Sawfish generally swim at a constant and sustained speed and only 

undertake very infrequent burst events, which is typical of most elasmobranchs (Gleiss et 

al. 2009, Gleiss  et al. unpublished data). Burst events were generally short‐lived  (Figure 

17)  (4.2 ± 7.4 s; n=22) but of very high  intensity  (0.70 ± 0.46 g; n=22, compared  to 0.12 ± 

0.11g  during  routine  swimming  activity),  probably  representing  the  relatively  poor 

capacity of the species to swim at very high intensity for prolonged durations. Time series 

depth  data  confirmed  the  finding  of  previous  acoustic  telemetry  studies,  namely  that 

juvenile sawfish spent significant  time  in very shallow waters of <1.5 m. Moreover, our 

time  series  data  also  showed  that  individuals  spent  a  significant  amount  of  time 

swimming  in  shallow  waters,  confirming  their  ability  to  traverse  very  shallow  runs 

between pools during the early dry season (Figure 18). 

 

48 | P a g e   

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Figure 16 a) 12 hours of time-series acceleration and depth data from a single Freshwater Sawfish equipped at Lower Barrage Pool. Note the variations in the amplitude of the acceleration signal which gives an indication of activity. B) 40 second section showing the composition of acceleration signals in relation to swimming activity, note the repetitive signal in the x-axis (lateral acceleration, blue line) representing individual tail-beats. The segment further shows high-activity sustained swimming (1), as shown by high frequency and amplitude in the signal and low activity sustained swimming (2), indicated by lower frequencies and smaller amplitudes.

 

49 | P a g e   

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Figure 17 a) Burst events occurred infrequently in Freshwater Sawfish, but were easily identified by increased acceleration amplitudes in the Z-axis acceleration, coding for tail-beating activity. These high acceleration events resulted in clear peaks in the Overall Dynamic Body Acceleration (red arrows). B) Burst events in this case usually consisted of 1-4 rapid tail-beats with high frequency (1) Note the frequency of the z-axis acceleration, resulting in a ~20 fold increase of activity (as ascertained by our activity metric, ODBA).

 

50 | P a g e   

 

 

 

 

 

 

 

Figure 18 11 hours of time series depth data for a 0+ Freshwater Sawfish (1144 mm TL). Note the projected time the individual is spending in shallow water.

 

4.4 Future applications of the technology

4.4.1  Informing Fishway design 

Some  of  the main  issues  surrounding  the  efficacy  of  a  fishway  is  ensuring  that  flow 

characteristics are adjusted to the swimming capacity of the species they are designed for. 

Whereas  for many  smaller  species,  swim‐tunnel  respirometry  can  be  utilised  to  gain 

quantitative  insight  into  critical  parameters,  such  as  critical  swimming  speed,  such 

approaches  are  logistically  challenging  for  larger  species,  such  as  sawfish.  Although 

construction of a large respirometer for juvenile sawfish is feasible, it comes at very high 

cost,  in  addition  to  having  to  house  sawfish  at  a  research  facility  for  protracted  time 

intervals.  Accelerometers  may  provide  an  alternative  to  such  experimental  protocols 

through measuring the swimming performance of sawfish in their natural environment. 

Our success in implementing such field studies will be able to significantly contribute to 

successful  design  by matching  flow  characteristics within  a  fishway  to  the  ability  of 

sawfish to overcome the hydrodynamic regime present. Further experiments are needed 

to quantify  the  relationship between  swimming  speed and acceleration, which  is easily 

conceivable  with  the  use  of  commercially  available  miniature  speed‐sensors,  which 

would be deployed and  recovered  in  the  same  fashion as accelerometers  in  this  study. 

Furthermore, after the installation of a fishway, such units could be employed to test how 

efficiently  sawfish  ascend  the  fishway  and where  potential  problems may  limit  their 

passing. 

 

 

51 | P a g e   

4.4.2  Population Monitoring: from Individual to Population Health 

The currently employed monitoring of population size is a simple method to detect large 

scale changes  in demographics as a  function of natural and anthropogenic disturbance.  

However, such approaches may often fail to capture impact at the individual level, which 

is  the underlying  cause  for  changes  in  the population.   Our new protocol of weighing 

individual sawfish and identifying suitable proxies for body condition are a further step 

towards  more  efficient  monitoring,  but  still  only  represent  a  proximate  response  to 

underlying changes in the physiology and ecology of individuals.  The behavioural data 

collected by accelerometers permit a detailed comparison of time and energy budgets of 

individuals  exposed  to  broadly  different  conditions,  by  comparing  incidence  of 

ecologically  important  activities,  such  as  daily  number  of  prey  strikes,  time  spent 

swimming  or  escape  responses.    Together  with  conventional  monitoring  described 

elsewhere,  such data  can provide unparalleled  insight  into  the underlying mechanisms 

behind changes in population health and provide an invaluable management tool. 

Our  preliminary  analysis  shows  that  sawfish most  likely  have  the  ability  to  ascend  a 

vertical‐slot fishway, due to their ability to swim in short bursts, which would allow them 

to clear slots between chambers with high water flow. However, the specifics of optimal 

design will require further work of this nature, which is on‐going. The implementation of 

a  large‐scale project using  such  technology would provide  a  valuable  tool  to  quantify 

population health beyond  standard monitoring and allow  the  efficacy of a  constructed 

fishway to be tested. 

 

 

52 | P a g e   

General conclusions

Much  information  is  yet  to  be  gathered  comparing  sawfish  recruits  upstream  and 

downstream  of  the  barrage.  Plans  are  in  place  to  conduct  an  experiment  comparing 

sawfish  recruits  that  have  been  captured  from  below  the  barrage,  tagged  with 

accelerometers and then translocated into the pool immediately upstream of the barrage 

with  animals  from  the  same  cohort  that  remain  downstream  of  the  barrage.  It  is 

anticipated  that  this will provide data  to  ascertain  if  any  behavioural differences  exist 

between  animals  below  and  above  the  barrage  which  might  provide  evidence  of  a 

competitive advantage  for animals above. Such data will help  to objectively  inform  the 

decision as to whether a vertical‐slot fishway is needed. Further data, using acoustic tags 

(see Whitty et al. 2009a) could be generated on the actual stage heights that sawfish move 

over  the  barrage,  and  this  could  be  achieved  by  placing  a  ‘gate’  of  acoustic  receivers 

above and below the barrage.   

Negative  impacts upon  recruitment  in  species, not only have  short  term  consequences, 

but also have an insidious trickle‐down effect throughout successional generations. For a 

species  like  Freshwater  Sawfish  which  appears  to  experience  infrequent  successful 

recruitment  events  (for  example,  as  occurred  in  2011), perhaps  occurring  only  once  or 

twice per decade in response to ideal wet season flow conditions, it seems almost certain 

that the restriction of access to critical habitat upstream of the barrage has counteracted a 

potential boost in sawfish numbers.  

We would  argue  strongly  that  any  effort  to  alter  existing  habitat  downstream  of  the 

Barrage to offset a  loss of species fitness due to restriction of access to upstream habitat 

would be ineffective. The main difficulties for sawfish recruits as the situation stands are 

at  least  twofold. Firstly, stress on recruits and mortality due  to predation by apex  level 

predators  such as  sharks and crocodiles, and  illegal poaching by humans  is of concern 

when  large numbers  congregate below  the Barrage. Secondly,  those  recruits  that avoid 

predation are exposed to increased competition amongst themselves for food resources in 

the  limited amount of deep‐water pool habitat downstream of  the Barrage. To mitigate 

these  pressures,  one would  have  to  either  reduce  the  numbers  of  apex  predators  by 

means of an annual  cull, and/or  to  increase  the availability of prey  in  the downstream 

habitats by means of annual stocking. Both of these options are not only ecologically (and 

perhaps also ethically) unsound, but would also be much  less cost effective  in  the  long 

term compared to constructing and maintaining the proposed vertical‐slot fishway.  

The  data  gathered  during  our  long‐term monitoring  program  thus  far  points  strongly 

towards a benefit that will be provided for Freshwater Sawfish and other key fish species 

 

53 | P a g e   

in  the  Fitzroy  River  by  the  construction  of  a  vertical‐slot  fishway  at  the  Camballin 

Barrage. However, a shortfall in our knowledge remains on crucial aspects of the design 

and utilisation of the proposed fishway. Highly targeted additional research (mentioned 

throughout this report) will be extremely beneficial in order to maximise the effectiveness 

of a proposed  fishway as part of a  strategy  to ensure  the  sustainability of  the critically 

endangered Freshwater Sawfish in the Fitzroy River.  

References

AECOM Australia Pty Ltd (2009). Fitzroy River Barrage Fishway Scoping Study. Report 

prepared for Environs Kimberley. 

 

Drinkwater, K. F.  and Frank, K. T.  (1994). Effects  of  river  regulation  and diversion  on 

marine  fish and  invertebrates. Aquatic Conservation: Marine and Freshater Ecosystems 

4: 135‐151. 

 

Flores‐Verdugo, F., González‐Farías, F., Ramírez‐Flores, O., Amezuca‐Linares, F., Yáñez‐

Arancibia, A., Alvarez‐Rubio, M., and Day, J. W. (1990). Mangrove ecology, aquatic 

primary productivity, and  fish community dynamics  in  the Teacapán‐Agua Brava 

Lagoon‐Estuarine system (Mexican Pacific). Estuaries and Coasts 13: 219‐230. 

 

Gleiss, A. C., Dale, J. J., Holland, K. N., and Wilson, R. P. (2010). Accelerating estimates of 

activity‐specific metabolic rate in fish: testing the applicability of acceleration data‐

loggers. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 385: 85‐91.  

 

Gleiss,  A.  C.,  Gruber,  S.  H.,  and  Wilson,  R.  P.  (2009).  Multi‐channel  data‐logging: 

Towards determination of behaviour and metabolic  rate  in  free‐swimming sharks. 

In ʹTagging and Tracking of Marine Animals with Electronic Devicesʹ. (Eds J. L. Nielsen, 

H. Arrizabalaga, N. Fragoso, A. Hobday, M. Lutcavage and  J. Sibert.) pp. 213‐228. 

(Springer: New York.)  

 

Gleiss, A.  C., Norman,  B.,  and Wilson,  R.  P.  (2011a). Moved  by  that  sinking  feeling: 

variable diving geometry underlies movement strategies in whale sharks. Functional 

Ecology 25: 595–607.  

 

 

54 | P a g e   

Gleiss, A. C., Wilson, R. P., and Shepard, E. L. C. (2011b). Making overall dynamic body 

acceleration work: on the theory of acceleration as a proxy for energy expenditure. 

Methods in Ecology and Evolution 2: 34‐42.  

 

Halsey, L. G., Shepard, E. L. C., and Wilson, R. P. (2011). Assessing the development and 

application  of  the  accelerometry  technique  for  estimating  energy  expenditure. 

Comparative Biochemistry  and Physiology  ‐ Part A: Molecular &  Integrative Physiology 

158: 305‐314.  

 

Marshall,  C.  R.  E.  (2005).  Evolutionary  genetics  of  barramundi  (Lates  calcarifer)  in  the 

Australian region. PhD Thesis, Murdoch University, Perth, Western Australia. 

 

Mallen‐Cooper,  M.  (1992).  Swimming  ability  of  juvenile  Australian  bass,  Macquariua 

novemaculeata (Steindachner), and  juvenile Barramundi Lates calcarifer (Bloch), in an 

experimental  vertical‐slot  fishway.  Australian  Journal  of  Marine  and  Freshwater 

Research 43: 823‐834. 

 

McGlennon, D., Jones, G. K., Baker, J., Jackson, W. B., and Kinloch, M. A. (2000). Ageing, 

catch‐at‐age and relative year‐class strength for snapper (Pagrus auratus) in northern 

Spencer Gulf, South Australia. Marine and Freshwater Research 51: 669‐677. 

 

Mills, C. A.  and Mann, R. H. K.  (1985). Environmentally‐induced  fluctuations  in  year‐

class strength and their implications for management. Journal of Fish Biology 27: 209‐

226.   

 

Morgan, D., Thorburn, D., Fenton, J., Wallace‐smith, H., and Goodson, S. (2005). Influence 

of  the  Camballin  Barrage  on  fish  communities  in  the  Fitzroy  River, Western Australia. 

Murdoch University/Kimberley Land Council/Department of Environment report to 

Land and Water Australia.  

 

Morgan, D.  L., Allen, M. G.,  Bedford,  P.,  and Horstman, M.  (2004).  Fish  fauna  of  the 

Fitzroy River in the Kimberley region of Western Australia – including the Bunuba, 

Gooniyandi, Ngarinyin, Nyikina and Walmajarri Aboriginal names.   Records of  the 

Western Australian Museum 22: 147‐161. 

 

Morgan,  D.  L., Whitty,  J.  M.,  Phillips,  N.  M.,  Thorburn,  D.  C.,  Chaplin,  J.  A.,  and 

McAuley,  R.  (2011).  North‐western  Australia  as  a  hotspot  for  endangered 

 

55 | P a g e   

elasmobranchs with particular reference to sawfishes and the Northern River Shark.  

Journal of the Royal Society of Western Australia 94: 345‐358. 

 

Peverell,  S.  C.  (2005). Distribution  of  sawfishes  (Pristidae)  in  the Queensland Gulf  of 

Carpentaria, Australia, with  notes  on  sawfish  ecology.  Environmental  Biology  of 

Fishes 73: 391‐402. 

 

Peverell,  S.  C.  (2008).  Sawfish  (Pristidae)  of  the  Gulf  of  Carpentaria,  Queensland 

Australia. MSc Thesis, James Cook University, Townsville, Queensland. 

 

Phillips, N., Chaplin, J., Morgan, D., and Peverell, S. (2009). Extraction and amplification 

of  DNA  from  the  dried  rostra  of  sawfishes  (Pristidae)  for  applications  in 

conservation genetics. Pacific Conservation Biology 15: 128‐134. 

 

Phillips, N. M., Chaplin, J. A., Morgan, D. L., and Peverell, S. C. (2011). Population genetic 

structure  and  genetic  diversity  of  three  critically  endangered  Pristis  sawfishes  in 

northern Australian waters. Marine Biology 158: 903‐915.  

 

Schwarz, C.  J.,  and Arnason, A. N.,  (1996). A general methodology  for  the  analysis  of 

openmodel capture recapture experiments. Biometrics 52: 860–873. 

 

Shepard, E. L. C., Wilson, R. P., Halsey, L. G., Quintana, F., Laich, A. G., Gleiss, A. C., 

Liebsch, N., Myers, A. E.,  and Norman, B.  (2009). Derivation  of body motion via 

appropriate smoothing of acceleration data. Aquatic Biology 4: 235‐241.  

 

Shepard, E. L. C., Wilson, R. P., Quintana, F., Gomez Laich, A., Liebsch, N., Albareda, D. 

A.,  Halsey,  L.  G.,  Gleiss,  A.,  Morgan,  D.  T.,  Myers,  A.  E.,  Newman,  C.,  and 

Macdonald, D. W. (2010). Identification of animal movement patterns using tri‐axial 

accelerometry. Endangered Species Research 10: 47‐60.  

 

Simpfendorfer, C. A. (2000). Predicting population recovery rates for endangered western 

Atlantic  sawfishes using demographic  analysis. Environmental Biology  of  Fishes  58: 

371‐377. 

 

Simpfendorfer, C.A.  (2006). Movement and habitat use of Smalltooth Sawfish. Mote Marine 

Laboratory Technical Report 1070: 26 pp. 

 

56 | P a g e   

 

Skomal, G. B. and Benz, G. W. (2004). Ultrasonic tracking of Greenland sharks, Somniosus 

microcephalus, under Arctic ice. Marine Biology 145: 489‐498. 

 

Staunton‐Smith, J., Robins, J. B., Mayer, D. G., Sellin, M. J., and Halliday, I. A. (2004). Does 

the  quantity  and  timing  of  fresh water  flowing  into  a  dry  tropical  estuary  affect 

year‐class  strength of barramundi  (Lates  calcarifer)? Marine  and Freshwater Research 

55: 787‐797. 

 

Taylor,  E.  B.  and McPhail,  J.  D.  (1985).  Variation  in  burst  and  prolonged  swimming 

performance  among  British Columbia  populations  of  coho  salmon, Oncorhynchus 

kisutch. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 42: 2029‐2033. 

 

Thorburn, D. C.  (2006). Biology,  ecology  and  trophic  interactions  of  elasmobranchs  and  other 

fishes in riverine waters of northern Australia. PhD Thesis, Murdoch University, Perth, 

Western Australia. 

 

Thorburn, D. C., Morgan, D. L., Rowland, A. J., and Gill, H. S. (2007). Freshwater Sawfish 

Pristis microdon Latham, 1794 (Chondrichthyes: Pristidae) in the Kimberley region 

of Western Australia. Zootaxa 1471: 27–41. 

 

Thorburn,  D.  C.,  Peverell,  S.,  Stevens,  J.  D.,  Last,  P.  R.,  and  Rowland,  A.  J.  (2003). 

Elasmobranchs  in the Fitzroy River, Western Australia. Report to the Natural Heritage 

Trust. 

 

Thorburn,  D., Morgan,  D.,  Rowland,  A.  J.,  Gill,  H.,  Johnson, M., Wallace‐Smith,  H., 

Vigilante,  T.,  Gorring,  A.,  Croft,  I.,  and  Fenton,  J.  (2004).  Biology  and  cultural 

significance  of  the  freshwater  sawfish  (Pristis microdon)  in  the  Fitzroy River Kimberley, 

Western  Australia.  Report  to  the  Natural  Heritage  Trust.  Murdoch  University, 

Kimberley Land Council, Kimberley Language Resource Centre.  

 

White,  G.  C.  and  Burnham,  K.  P.  (1999).  Program MARK:  survival  estimation  from 

populations of marked animals. Bird Study 46: (Suppl.) 120‐138. 

 

 

57 | P a g e   

Whitney,  N.,  Pratt,  H.  J.,  Pratt,  T.,  and  Carrier,  J.  (2010).  Identifying  shark  mating 

behaviour using three‐dimensional acceleration loggers. Endangered Species Research 

10: 71‐82.  

 

Whitty,  J. M., Morgan, D. L., Peverell, S. C., Thorburn, D. C., and Beatty, S.  J.  (2009a). 

Ontogenetic  depth  partitioning  by  juvenile  freshwater  sawfish  (Pristis  microdon: 

Pristidae) in a riverine environment. Marine and Freshwater Research 60: 306‐316. 

 

Whitty,  J. M., Morgan, D. L., and Thorburn, D. C.  (2009b). Movements and  interannual 

variation  in  the  morphology  and  demographics  of  Freshwater  Sawfish  (Pristis 

microdon) in the Fitzroy River. In: Phillips N M, Whitty J M, Morgan D L, Chaplin J 

A,  Thorburn  D  C  &  Peverell  S  C  (Eds).  Freshwater  Sawfish  (Pristis  microdon) 

movements  and  population  demographics  in  the  Fitzroy  River, Western  Australia  and 

genetic analysis of P. microdon and Pristis zijsron. Centre for Fish & Fisheries Research 

(Murdoch  University)  report  to  the  Department  of  the  Environment,  Water, 

Heritage and the Arts, Australian Government. 

 

Whitty, J. M., Phillips, N. M., Morgan, D. L., Chaplin, J. A., Thorburn, D. C., and Peverell, 

S. C.  (2008). Habitat associations of Freshwater Sawfish  (Pristis microdon) and Northern 

River  Shark  (Glyphis  sp.  C):  including  genetic  analysis  of  P. microdon  across  northern 

Australia.  Centre  for  Fish  &  Fisheries  Research,  Murdoch  University  report  to 

Australian Government, Department of  the Environment, Water, Heritage and  the 

Arts. 

 

Wilson, R. P., White, C. R., Quintana, F., Halsey, L. G., Liebsch, N., Martin, G. R., and 

Butler,  P.  J.  (2006). Moving  towards  acceleration  for  estimates  of  activity‐specific 

metabolic  rate  in  free‐living  animals:  the  case  of  the  cormorant.  Journal  of Animal 

Ecology 75: 1081‐1090.