Biologiska metoder för recipientkontrollprogram med tonvikt på gruvindustri En litteraturstudie. Ola Löfgren

Transkript

1 Biologiska metoder för recipientkontrollprogram med tonvikt på gruvindustri En litteraturstudie Ola Löfgren

2 Vindeln 15 november 2010 Ola Löfgren, EkoVision Nord Granvägen 22, Vindeln Omslagsbild; Relativ reaktionstid på miljöförändringar för olika organismgrupper i sötvattensmiljöer (efter naturvårdsverket, 2007b). 2

3 Förord Denna litteraturstudie har genomförts som ett samverkansprojekt med deltagande och finansiering av såväl gruvindustri som miljömyndigheter. Studien har samordnats av Georange ideella förening. Idén till litteraturstudien väcktes av Per Lundström, Hushållningssällskapet Rådgivning Nord AB, Skellefteå. Utifrån sina erfarenheter av provtagningar inom ramen för gruvindustrins kontrollprogram påpekade Per Lundström i en skrivelse daterad juni 2009 att innehållet i recipientkontrollprogrammen varierar högst avsevärt vad avser biologiska provtagningar. I vissa fall speglar dessa provtagningar väl de förändringar i påverkan som kan ske. I andra fall saknas provtagning helt i recipienter eller det genomförs onödiga undersökningar. Det finns även provtagningsprogram som är för trubbiga, d.v.s inte specifika nog för att snabbt ge svar på frågor om biota påverkas eller inte. I sin skrivelse föreslog Per Lundström att en systematik i upprättande av recipientkontrollprogram (en Best Practise Manual) skulle eftersträvas för att minska kostnader för icke ändamålsenlig provtagning minska oförutsedd miljöpåverkan och återställningskostnader även tjäna som vägledning vid genomförande av baseline-undersökning inför uppstart av gruva, och att effektivisera gruvindustrins och myndigheters arbete med recipientkontroll Skrivelsen cirkulerades under hösten 2009 inom gruvindustrin (SveMins miljökommitté) och bland ansvariga tjänstemän inom länsstyrelserna i Norrbotten och Västerbotten. Gensvaret var enstämmigt positivt till att en genomlysning av frågan borde ske. Den 20 januari 2010 hölls ett möte i Skellefteå med deltagande av representanter för de båda länsstyrelserna, Skellefteå kommun, Hushållningssällskapet och gruvindustrin. Gruppen var enig om att gå vidare med frågan. Ett nytt övervakningsprogram för vattenområden ska igång fr o m 2012 för att uppfylla vattenförvaltningarnas krav. Det är dock inte klart vilka faktorer som ska beaktas. Biologin har varit styrande, men data har i många fall saknats. Biologiska faktorer ska in i bedömningen, men det måste ske på ett välgrundat sätt. Från gruvindustrins sida framhölls även att man lägger ut stora belopp på kontrollprogrammen och att det därför är viktigt att man mäter rätt saker. Det som är intressant är ju effekten på miljön. Därför bör kontrollprogrammen inriktas på detta, dvs mot biologiska effekter. Gruppen enades om att i en första fas genomföra en litteraturstudie med syfte att hämta in goda exempel från andra delar av världen likväl som från Sverige. Efter upphandling utsågs Ola Löfgren, EkoVisionNord att genomföra litteraturstudien. Studien har finansierats av svensk miljöövervakning, genom Länsstyrelsen Norrbotten och Naturvårdsverket, samt av gruvindustrin genom Boliden Mineral AB och LKAB. Som referensgrupp för studien har följande församling fungerat: Sara Elfvendahl, Länsstyrelsen Norrbottens län, Hans-Erik Johansson, Länsstyrelsen Västerbottens län, Maria Forsell, Boliden Mineral AB, Tina Hedlund, LKAB, Karl-Erik Nilsson, Fiskeriverkets utredningskontor, Luleå samt Ulrika Stensdotter Blomberg, Naturvårdsverket. Lars Lövgren, Georange, har varit samordnare för projektet. Lars Lövgren, föreståndare för Georange miljöforskning 3

4 Innehåll 1 Introduktion Inventering och beskrivning av metoder Växter Växtplankton Påväxtalger Makrofyter Djur Djurplankton i sjöar Bottendjur (makroevertertebrater) Fiskar Mikroorganismer Sammanfattande diskussion och slutsatser Erkännanden Referenser

5 1 Introduktion Biologiska indikatorer och biologiska monitoringssystem används vanligen med syfte att beskriva miljötillståndet i ett ekosystem eller recipient under en längre tid. Bioindikatorer används i stor utsträckning inom nationell miljöövervakning i de flesta länder inom Europa, USA och Kanada. Samma eller liknade metoder används ofta också inom regional och lokal miljöövervakning. De biologiska metoderna används vanligen som komplement till kemiska och fysikaliska mätmetoder för att ge ett integrativt mått över en längre tid. Ofta återspeglar de biologiska metoderna inte specifika miljöhot, utan belyser tillståndet i stort för grupper eller samhällen av organismer. Ibland används förekomst eller frånvaro av specifika arter eller grupper av arter som biologiska indikatorer. Vanligen beräknas även index för att belysa specifika tillstånd ex ph eller grad av eutrofiering. Organismer som är lämpliga för biomonitoring och recipientkontrollprogram karaktäriseras vanligen av att: De är allmänt förekommande i den miljö som ska undersökas och i referensområden Är stationära i den miljö/recipient som ska undersökas Är väl kända med avseende miljökrav och livscykler De reagerar tydligt och förhållandevis snabbt på aktuella föroreningar. Är förhållandevis lätta att bestämma taxonomiskt och går att räkna/kvantifiera Utvärderings- och bedömningsgrunder för miljötillstånd finns En genomgång av olika länders/staters/regioners organisation för miljöövervakning visar på en förvånansvärt likartad struktur. På sidan Bioworld: är det möjligt att gå vidare för att få information om olika länders/staters organisation. I Sverige leds den övergripande miljöövervakningen av Naturvårdsverket; Länsstyrelser ansvarar för regional övervakning och kommuner för lokal kommunal övervakning. Miljöövervakningen inom industrin bedrivs vanligen i form egenkontroll i program som arbetats fram tillsammans med Länsstyrelser och/eller Naturvårdsverket. Organisationen i övriga nordiska länder är mycket lika den svenska;. Norge; Finland; Island : Övriga nordliga europeiska länder; England, Skottland och Wales; UK Environment Agency (EA); Irland; Även USA och Kanada har ett system med över och underordnade organisationer för miljöövervakning, samt egenkontroll som utförs av industrin. USA : US Environmental Protection Agency eller US Bioassessment and Biocriteria Basics (EPA-OST), Kanada; eller En översikt av de metoder som används inom respektive land/stat eller distrikt finns normalt som länkade hemsidor (se ovan). En sammanställning av metoder för biomonitoring i sötvattensmiljöer, som var etablerade i slutet av 90-talet inom de nordiska länderna, sammanfattas i en rapport från Nordiska Ministerrådet (2001). I Kanada finns en mycket omfattande sammanställning av organisation och rekommenderade metoder för kontroll av miljöparametrar (inklusive biologiska metoder) specifikt inriktat på gruvverksamhet (EPA Kanada, 2002). 5

6 2 Inventering och beskrivning av metoder Innehållet i rapporten är baserad på en genomgång av ett urval befintliga litteraturdatabaser. Tonvikten har lagts på studier som behandlar bioindikatorer och biomonitorprogram i förhållande till metallföroreningar, och i synnerhet gruvindustri i nordliga miljöer. Endast metoder som har anknytning till sötvattensmiljöer har beaktats. Ekotoxikologiska studier, skulle enligt uppdraget inte ingå, men har i vissa fall ändå används eftersom de har ansetts viktiga vid beskrivningen av vissa metoder. Vid litteratursökningarna har i huvudsak databaserna; ALBUM (Umeå universitet), ELIN (Naturvårdsverket), LIBRIS (svensk nationell databas) och internationella artiklar i företrädesvis ScienceDirect, använts. Förutom litteraturgenomgång har viktig information tillförts projektet, genom personliga kontakter med specialister och synpunkter från referensgruppen. Strukturen på rapporten är baserad på i första hand typen av organism och därefter på miljötyp/recipient. Metoder som bedömts som mindre relevanta för metallföroreningar behandlas endast kortfattat. I beskrivningen av de enskilda metoderna ingår en subjektiv bedömning av användbarhet och potential för recipientkontroll i relation till gruvindustri under rubriken kommentar. Även i avsnitt 3 Sammanfattande diskussion och slutsatser ingår subjektiva bedömningar. Samtliga referenser presenteras i slutet av rapporten. 2.1 Växter Växtplankton Växtplankton (Phytoplankton) är den största autotrofa komponenten i akvatiska miljöer och de är därför mycket betydelsefulla och utgör basen för hela näringskedjan (växtplankton-djurplanktonbottendjur-fisk). Växtplankton produceras huvudsakligen i den fria vattenmassan i sjöar och driver till viss del nedströms i vattendrag. Systematiskt är gruppen heterogen och består av såväl alger, bakterier och encelliga organismer som t ex amöbor och flagellater. I nationella miljöövervakningssammanhang är det huvudsakligen marina miljöer och större sjöar som följs. Vanligen är det tecken på näringsbelastning och försurning som undersöks. Naturvårdsverket följer årligen förändringar av mängden växtplankton (biomassa) och sammansättningen av växtplanktonarter i ett landstäckande stationsnät av så kallade trendsjöar. Dessa ligger i områden som är så opåverkade som möjligt av lokala föroreningskällor. Mängden växtplankton och vilka taxa/arter av växtplankton som finns i sjöarna används för att bedöma sjöarnas ekologiska status (speciellt näringsbelastning, ph, och alkalinitet). Normalt används vattenhämtare och kvantitativa metoder för bestämning av både antalet taxa, biomassa och klorofyllhalt. Dessa metoder finns beskrivna i detalj i Naturvårdsverket (2010d). Varken i Sverige eller internationellt, används växtplankton i större omfattning som specifika indikatorer på metallbelastning. Anledningen till detta är främst att relationen mellan metallföroreningar och växtplankton är dåligt kända. Sten Backlund, Umeå universitet, har kontaktats och han anser att kännedom om effekter av metaller på växtplankton är idag alltför dåligt kända och att det krävs ytterligare utvärderingar/studier av befintliga material om denna grupp ska användas som indikator på metallförorening. Bedömningsgrunder för svenska förhållanden finns, men de belyser främst eutrofiering och allmän föroreningsgrad. Effekter av metallföroreningar ingår inte i de parametrar och index som används. Se Naturvårdsverket (2007a, b). Eftersom monitoring av växtplankton inte ingår i de gängse metoderna för undersökning av metallbelastning i sjöar, varken i Sverige eller internationellt, behandlas de inte ytterliggare i denna rapport. 6

7 2.1.2 Påväxtalger Påväxtalger är mycket viktiga primärproducenter i akvatiska miljöer. I vattendrag är kiselalger vanligen de dominerande primärproducenterna. Metoder för övervakning av miljökvalitet med påväxtalger är bäst utvecklade i rinnande vatten och finns beskrivna från både norra och södra halvklotet, se t.ex. (Davies m fl 1992).Metoder lämpade för sjöar är mindre utvecklade. I Sverige pågår studier för att ta fram metoder för att kunna använda kiselalger även i sjöar Se t.ex. Naturvårdsverket (2009b). Användningen av påväxtalger är ofta ett bra komplement till kemiskt/fysikaliska undersökningar av vattenkvalitet eftersom de speglar förhållande under en längre tid (flera månader till år). Kraftiga förändringar i miljön med punktutsläpp av föroreningar kan ibland ge snabbare förändringar. Eftersom påväxtalgerna är fastsittande speglar de förhållandena på en specifik plats och kan användas till att beskriva förhållanden över ett större geografiskt område eller i anslutning till punktutsläpp. Analys av påväxtsamhället i rinnande vatten syftar vanligen till att beskriva tillstånd och förändringar med avseende på artsammansättning, artantal och relativ förekomst av arter, inklusive indikatorarter. Förhöjda halter av näringsämnen gynnar ofta förekomsten av blågrönalger och vissa grupper grönalger. Organiska föroreningar och höga humushalter gynnar som regel bakterietillväxt men minskar diversiteten hos många grupper av alger. Försurning och metallföroreningar medför ofta minskat antal arter/taxa och en förändring av artsammansättningen (Jarlman m fl. 1996, Naturvårdsverket 2009a). En studie på 70-talet i den metallbelastade Vormbäcken, Lycksele kommun, (Sten Backlund, Umeå universitet) visade bl.a. på dominans av en grönalg, som förmodligen är mycket tolerant för metallbelastning (Cu, Zn, Cd). I Sverige finns metoder för att studera påväxt i vattendrag, och då speciellt för studier av kiselalger. Dessa beskrivs i Naturvårdsverket (2009a): Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten. Påväxt i rinnande vatten kiselalgsanalys Version 3:1: Metodiken beskrivs kortfattat i avsnittet nedan Påväxt av kiselalger i vattendrag Påväxt av kiselalger förekommer i de flesta rinnande vatten. Taxonomi, ekologi samt miljökrav är förhållandevis väl dokumenterade. Kiselalgerna är encelliga och omslutna av 2 skal uppbyggda av kisel. Taxonomisk är kiselalger en mycket stor grupp med hundratals taxa bara i Sverige. Det innebär att fullständiga taxonomiska bestämningar av prov på kiselalger kräver specialistkompetens och är mycket tidsödande. Utveckling av metoder för att förenkla användande av kiselalger som miljöindikatorer pågår både inom Europa, USA och Kanada. Se t.ex. Jarhlman m fl. (1996). Kiselalger är ofta bra miljöindikatorer pg a att olika arter/grupper har specifika toleransområden för olika typer av föroreningar, som metaller och organiska föroreningar och surhet.studier av kiselalgers skal har visat att andelen av deformerade skal ökar i vatten som är förorenade av metaller och/eller organiska miljögifter som pesticider (Falasco mfl 2009a, b, Jan Ers 2009). I undersökningar av kiselalger ingår därför ofta att bestämma andelen deformerade (teratologiska) skal i proven. Syftet med att undersöka påväxt av kiselalger i rinnande vatten är i huvudsakligen att; Upprätta taxonomiska listor och göra en bedömning av föroreningsgrad och typ av förorening utifrån speciella arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven. Beräkna olika slag av index som belyser artrikedom/biodiversitet, surhet och grad av förorening. Beräkna andelen kiselalger med deformerade skal i proven (ger en uppfattning om föroreningsgrad) 7

8 Metoder för kiselgsanalys ingår i den svenska miljöövervakningen och beskrivs i Naturvårdsverket (2009a). För beskrivning av tillståndet i ett kiselalgsamhälle används som regel olika index. Utifrån den lista med arter som erhålls vid undersökningen beräknas antal funna taxa, abundans samt klassiska diversitetsindex som Simpson s, Shannon, Hills N. Hur dessa beräknas finns beskrivet bl.a. i Begon, Harper, och Townsend. (1990), Hill (1973). Det finns också ett stort antal index som mer eller mindre specifikt beskriver tillståndet i miljön Se tex Andrén & Jarlman (2008), Naturvårdsverket (2009a).. För att beskriva ett vattens surhet används ofta ACID (Acidity Index for Diatoms). Se t ex van Dam, mfl. 1994, Andrén & Jarlman 2008, Naturvårdverket 2009a.). Ett index som bygger på påverkan av höga halter näringsämnen IPS (Indice de Polluo-sensibilité Spécifique, Cemagref 1982), kan också beräknas. Båda dessa index används inom det svenska nationella övervakningsprogrammet och ingår i bedömningsgrunderna för miljökvaliet(naturvårdsverket, 2009a). I Sverige finns det flera undersökningar som visar på samband mellan index på föroreningsgrad av näringsämnen och surhet baserade på analys av kiselalger. Se tex. Kahlert,& Gottschalk (2008), Jan Ers (2009), Länsstyrelsen Västerbotten (2009). Normalt använder man flera index och stödparametrar för den slutliga bedömningen, se Naturvårdsverket (2009a). Bedömningsgrunder för svenska förhållanden finns för påväxt av kiselalger, men de belyser främst eutrofiering och allmän föroreningsgrad. Specifika effekter av metallföroreningar ingår inte i de parametrar och index som används. Se Naturvårdsverket (2007a, b) och Sundberg & Jarlman (2010). I nuläget finns det inga index som specifikt beskriver påverkan av metaller eller organiska miljögifter, men flera undersökningar har visat att vissa släkten och arter påverkas negativt av metallföroreningar. Det finns också arter som är förhållandevis toleranta mot metallföroreningar och därför är vanliga i vatten med hög metallbelastning (Kelly, 2007, Falasco mfl., 2009). En koppling mellan ökad andel missbildade skal och metallföroreningar redovisas bl.a. i (Falasco mfl, 2009). Svenska undersökningar (Karlert & Gottschalk, 2008, Jan Ers, 2009).beskriver en liknande koppling. Utveckling av metoder och räkning av deformerade skal för att specifikt bestämma förorening av metaller pågår på flera håll i Europa och Kanada (pers. komm. Maria Kahlert, miljöanalys, SLU). Den svenska metodiken för analys påväxt av kiselalger beskrivs utförligt i Naturvårdverket (2009a) och SS-EN (2005). En kortfattad beskrivning av metodiken ges nedan samt beräkning av parametrar och index. Enligt den svenska modellen för provtagning tas skrapprov från stenar på en 10 m lång sträcka i vattendraget som är representativ för lokalen/biotopen. Hur många lokaler som ska provtas beror på frågeställningen. Ska hela eller delar av vattendraget beskrivas? Vid punkutsläpp är det lämpligt att prov tas på lokaler uppströms och nedströms utsläppet. Påväxten på stenar (minst 5 stenar/lokal) skrapas/borstas med tandborste ner i en vanna och övers därefter till burkar (en alternativ metod till borstning av stenar presenteras av Persson m fl 2006) Detaljerade information, om metodiken, inklusive hantering och beräkningar på kiselalgsprov ges i Naturvårdsverket (2009a). Liknade metodik förordas och används i många andra länder i Europa samt USA och Kanada. Metodiken är i grunden kvalitativ i det att man bara upprättar taxonomiska listor på art eller annan taxonomisk nivå. Men möjligheter till kvantitativa bedömningar finns. Man kan t ex avgränsa områden i ett kiselalgpreparat och räkna antalet individer av olika arter inom denna avgränsning. Se tex. Länsstyrelsen Västerbotten (2009). Kostnaderna för kiselalgsanalys är svåra att uppskatta och beror till största del på den ambitionsnivån. Provtagningen är förhållandevis enkel, men den vidare behandlingen kan bli kostsam om avsikten är att göra fullständiga taxonomiska listor och täthetsbestämningar. I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella datavärden. Nationell datavärd är Institutionen för vatten och miljö, SLU 8

9 Kommentar kiselalger Metodiken och analysmöjligheterna vid användande av fastsittande kiselalger är väl beprövad och kiselalgernas miljökrav är förhållandevis väl kända. Det finns flera index som indikerar försurningstillstånd och näringsbelastning samt allmän föroreningsnivå, men inte specifikt för metallföroreningar. Med tanke på att kunskapen om kiselalgernas autekologi är stor och att flera forskargrupper i Europa, USA och Kanada arbetar med denna grupp, är det förvånade att det inte har tagits fram index/bedömningsgrunder som mer specifikt skiljer på effekter av organiska miljögifter eller metallbelastning. Arbete pågår och det är mycket troligt att kiselalger kommer att utvecklas och har förutsättningar att bli en kostnadseffektiv metod för att indikera metallbelastning (Kahlert, personlig kommentar). I de flesta undersökningar baserade på kiselalger genomförs en omfattade bestämning av ingående taxa vilket både kräver expertkompetens och är mycket kostsamt. I rapporten Länsstyrelsen Västerbotten (2009). konstateras att ambitionsnivån inte behöver vara så hög och att det räcker att koncentrera sig på de taxa som är vanligast förekommande. Man konstaterar också att antalet kiselalgskal (400 st.) i komplexet Achanthidium minitissimum/ Eunotia som räknas i den svenska metoden för beräkningar av surhetsindexet ACID, är fler än vad som krävs. Enligt både, Maria Kahlert SLU och Sten Backlund Umeå universitet, finns det goda möjligheter att nyttja kiselalger för bedömning av metallbelastning, det krävs dock utvärdering av redan befintliga material, samt i vissa fall insamling av ytterligare data. Alternativa metoder, som användande av Near infrared spectroskopy (NIRS) har bedömts som lovande för enklare och kostnadseffektivare analys av epilitiskt material (Dåbakk 1999, Brooks & Renberg 2004, Persson 2007). NIRS has testas även för best av metaller och association med humus på bottnar (Malley & Williams, 1997) Makrofyter I gruppen makrofyter ingår vattenlevande växter som kan observeras med blotta ögat och i allmänhet också identifieras utan mikroskop. I gruppen ingår vissa arter makroalger, kransalger, vattenlevande mossor och levermossor samt kärlväxter (rosettväxter och långskottsväxter, flytbladsväxter samt vissa igelknoppsarter). Makrofyter har inte använts i någon större omfattning i Sverige när det gäller att regelbundet bedöma miljötillståndet i akvatiska miljöer i förhållande till gruvindustri och metallbelastning. Metoder är under utveckling, men för närvarande saknas kriterier för hur makrofyter skall bedömas kvalitativt och kvantitativt i relation till metallbelastning. I förhållande till många andra organismgrupper, har de flesta makrofyter förhållandevis lång reaktionstid på miljöförändringar, vilket försvårar användning av denna grupp vid recipientkontroll i anslutning till gruvindustri. Metoder för inventering av makrofyter är generellt beskrivna i Naturvårdsverket (2003a). I Sverige och internationellt är det främst vattenmossa (Fontinalis spp.), som används för recipientkontroll och miljöövervakning av metallbelastning Se avsnitt nedan Vattenmossa (Fontinalis antipyretica.) i vattendrag Vattenmossan, näckmossa (Fontinalis antipyretica), förekommer allmänt i rinnande vatten på norra halvklotet. Den växer oftast fastsittande på stenar i mindre vattendrag och är känd för att ta upp de flesta metaller som förekommer i sötvattensmiljöer, se tex. Bengtsson & Lithner. (1981), Bruns mfl (1997), Cenci (2001)., Siebert mfl (1996). Att använda vattenmossa för att påvisa metallbelastning baseras på att mossans vävnader tar upp metaller i nära proportion till halterna i omgivande vatten. Processen med upptag av metaller går förhållandevis snabbt från några dagar upp till några veckor, därefter uppstår en jämvikt mellan halterna i vattnet och mossans vävnader. Se tex. Naturvårdsverket (2004), Mouvet, mfl (1993) Siebert m f.(1996). Vattenmossa som indikator på metallbelastning används på flera håll i Europa, USA och Kanada. Det finns inga studier som tyder på att höga 9

10 metallhalter är direkt toxiska för vattenmossor, men halterna av metaller i mossans vävnader används för uppskattning av metallbelastning. En studie (Davies 2007) visar att höga svavelhalter kan vara toxiska. Till skillnad från tex. kiselalgsanalys, krävs ingen specialistkompetens för genomförande och taxonomisk bestämning. I Sverige ingår analys av metaller i vattenmossa som en del i Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). Metodiken för insamling och preparering inför analys är beskriven i Naturvårdverkets handbok för miljöövervakning (Naturvårdsverket 1986, 2004). För arsenik, kadmium, kobolt, krom, koppar, kvicksilver, nickel och zink finns en kalibrering av den uppmätta metallhalten i mossa till rådande miljötillstånd i vatten, Naturvårdsveket (2004). Metoden bygger på att halten av metaller analyseras i skott från mossplantor. Skotten är som regel 3-4cm långa. Användande av senaste årsskott rekommenderas. Vanligen frystorkas de insamlade skotten och uppslutes därefter innan kemisk analys. Om prover ska tas en gång per är det lämpligt att ta dessa på hösten då vegetationssäsongen är avslutad. Det finns i princip 2 varianter på metodik: 1. I normalfallet samlas mossplantor och skott på de lokaler som ska undersökas. Tex. före och efter en utsläppskälla. Antalet och läge på provtagningslokaler anpassas efter frågeställningen 2. Om det vattendrag som ska undersökas inte är homogent m.a.p. förekomst av mossa, kan det vara bättre att flytta mossa från ett referensvattendrag till de lokaler som ska undersökas. Detta kan göras genom att man klipper toppskott och placerar dessa i burkar försedda med nät. Som en variant på detta kan man flytta hela stenar beväxta med mossa från referensen och placera ut dessa på undersökningslokalerna. I båda fallen kan skotten som regel insamlas efter några veckor och därefter analyseras på innehåll av metaller. Detaljerade beskrivningar av dessa metoder ges i Naturvårdsverket (2004). Kommentar vattenmossa Metodiken och analysmöjligheterna vid användande av vattenmossa, i synnerhet Fontinalis antipyretica, är väl beprövad och miljökraven samt mekanismerna för upptag av metaller är väl studerade. Metoderna är förhållandevis kostnadseffektiva eftersom de inte kräver expertkompetens. Metallhalterna i mossans vävnader är i jämvikt med omgivande vatten redan inom 3-4 veckor vilket gör att resultaten beskriver tillståndet under en kortare tid förre provtagningstillfället Numera finns det kemiska provtagningsmetoder, tex. passiva provtagare (typ DGT) som ger en integrativ bild av det kemiska tillståndet över en längre tid (1-2 månader), och bör därför ge liknade resultat som vid provtagning på vattenmossa. Se t ex Dragun m fl (2009). 10

11 2.2 Djur Endast akvatiskt levande djur har beaktats. Det finns studier där man undersökt metallhalter i landlevande djur som t ex smågnagare, groddjur och kräldjur i gruvrecipienter Djurplankton i sjöar Med djurplankton avses mikroskopiska djur, som lever i den fria vattenmassan. Djurplankton produceras huvudsakligen i sjöar och driver till viss del nedströms i vattendrag. Till gruppen hör de flercelliga djuren hinnkräftor (Cladocera), hoppkräftor (Copepoda) och hjuldjur (Rotatoria), samt encelliga djur (Protozoa; t.ex. amöbor, ciliater och flagellater). Storleken varierar från 0,05 mm (encelliga) till några få mm (flercelliga). De minsta organismerna (encelliga) beaktas vanligen inte i undersökningar av djurplankton. Djurplankton är viktiga i näringsväven i sjöars pelagial (den fria vattenmassan). De intar en central plats i näringsväven eftersom de både är konsumenter av växtplankton och utgör födounderlag för många fiskar (speciellt unga stadier) och makroevertebrater. Vissa arter lever även som parasiter. Sammansättningen och biomassan i djurplanktonsamhällen förändras beroende på olika miljöförändringar, som t.ex. eutrofiering, försurning, kontaminering med metaller samt förändringar av fiskfaunans sammansättning. En analys av djurplanktonsamhällen ger därför en övergripande information om effekter av många olika typer av miljöstörningar. Känsligheten för metallbelastning är för flera planktoniska kräftdjur och hjuldjur, väl dokumenterat med toxikologiska laboratorie experiment, se t.ex. Pierce & Spear (1979), Koivisto m fl. (1992), Zou.& Bu. (1994), Bart m fl. (2005). Det är också vanligt att man genomför toxikologiska test på förorenat vatten (inkl. metallföroreningar) med denna typ av organismer (ofta på arter av släktet Daphnia spp). Tillståndet hos planktondjursamhällen kan beskrivas med kvalitativa eller kvantitativa metoder. Med kvalitativa metoder bestäms planktonbestånden utan vetskap om vattenvolym och täthet kan inte beräknas. Kvalitativa prov tas vanligen med en planktonhåv från en obestämd volym vatten. Med kvantitativ metodik kan bestånden relateras till en given volym, t. ex genom provtagning med vattenhämtare. Även håvar med registrering av passerad vattenvolym kan användas. Kvantitativ metodik ger fler utvärderingsmöjligheter än de kvalitativa, men är mer arbetskrävande. Fullständiga taxonomiska bestämningar kräver expertkompetens och blir därför förhållandevis kostsamma. Även behandling av prov och räkning av antalet individer inom taxa är tidsödande och kostsamma. I Sverige ingår provtagning och analys av djurplanktonsamhällen i både nationella och regionala övervakningsprogram. Det genomförs dessutom lokala undersökningar bl.a. i anslutning till gruvindustri. Syftet med att undersöka djurplankton i sjöar är i huvudsakligen att; 1. Med kvalitativ provtagning upprätta taxonomiska listor och göra en bedömning av föroreningsgrad och typ av förorening utifrån speciella arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven. 2. De kvantitativa metoderna ger, förutom möjlighet att upprätta taxonomiska listor, möjlighet till att beräkna artrikedom och olika slag av diversitetsindex. 3. Kvantitativa metoder ger också möjlighet till att beräkna olika slag av index som belyser abundans av indikatorarter eller grupper av taxa som är speciellt känsliga för föroreningar. 4. Med kvantitativa metoder finns också förutsättningar för att bestämma biomassa/biovolym på djurplanktonsamhället. De svenska metoderna för provtagning av djurplankton i sjöar är detaljerat beskrivna i Naturvårdsverket (2003b) och Persson & Svensson (2004). Principen för provtagning är densamma i 11

12 de flesta länder i Europa, samt /stater/distrikt i Nordöstra USA och Kanada. Nedan ges en kortfattad beskrivning av den svenska metodiken. Aspekter på var och när man ska ta prov ges av frågeställningen. Om frågeställningen är att göra en enstaka bedömning av ingående arter/taxa räcker det i de flesta fall med att genomföra kvalitativ provtagning med planktonhåv. Ska undersökningen upprepas och vara underlag för tidsserier bör läget på provtagningslokalen noteras med GPS koordinater eller i förhållande till landmärken. Frågeställningar som abundans av arter eller grupper av taxa biomassa/biovolymer kan besvaras med kvantitativ provtagning. I de flesta fall används en förhållandevis stor vattenhämtare, t. ex. Limnoshämtare (4,3 l), Rodhe-hämtare (5 1). Det finns även större hämtare. Hämtarna kan stängas på olika djup så att en hel vattenpelare kan provtas. Proverna filtreras genom en silduk (vanligen med porstorlek 40 µm). Prover som ska sparas konserveras. Vid den kvantitativa analysen artbestäms och räknas individerna i hela provet eller i en bestämd del av provet. Delning av prov är vanligt om provet innehåller många individer. Bedömningsgrunder enligt Naturvårdsverket, saknas för närvarande, men är under utarbetande. I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella datavärden. Nationell datavärd för djurplankton är Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala. Kommentar djurplankton Djurplankton är en förhållandevis heterogen grupp och består huvudsakligen av primära konsumenter och utgör mycket viktig föda för makroevertebrater och fisk i främst i unga stadier. Toxikologiska test på kräftdjur (hinn- och hoppkräftor) visar generellt att gruppen är förhållandevis känslig för förhöjda metallhalter (Bellavere 1981, Koivisto m fl 1992, Zou & Bu 1994, Bossuyt & Janssen 2004, Bart m fl 2005). Djurplankton reagerar också förhållandevis snabbt på miljöförändringar. Fältstudier i Hornträsket, Lycksele kommun, som har förhöjda halter av Cu, Zn och Cd, visar klart att artantal och biodiversitet avviker från ett normalt tillstånd (Roslund 2002, GeoEnvix 2005 Löfgren & Roslund 2008). Det har genomförts ett flertal inventeringar i anslutning gruvrecipienter i Sverige som visar på liknande avvikelser i djurplanktonsamhället, med låg artrikedom och biodiversitet (Persson & Svensson, 2004, Persson 2009). Provtagningar på djurplankton är förhållandevis enkla att genomföra, men artbestämning kräver expertkompetens. Sammantaget är kostnaderna inte speciellt höga vid djurplanktonundersökningar i förhållande till andra metoder. Bedömningsgrunder och index som pekar specifikt på metallbelastning finns inte i nuläget. Enligt Gunnar Person, SLU (personlig kommentar) finns det många material och tidigare studier som inte har utvärderats i förhållande till metallbelastning och en utvärdering av dessa bör ge underlag för mer specifika bedömningsgrunder Bottendjur (makroevertertebrater) Bottenfaunan består främst av mindre kräftdjur, insektslarver och snäckor. Insektslarverna är den i särklass största gruppen och består av ett stort antal ordningar och funktionella grupper. Både primära (filtrerare, betare, detritusätare) och sekundära konsumenter (rovlevande) ingår i gruppen. Undersökningar av bottenfauna för att beskriva miljötillstånd är mycket vanliga i Europa och i USA, Kanada. I samtliga nordiska länder bedrivs nationella monitorprogram där undersökningar på bottenfauna ingår. Se t.ex. Nordic Council of Ministers (1995, 2001). Liknande program finns också i USA (US EPA) och i Kanada (Canadian EPA). I Kanada rekommenderas/krävs regelbundna inventeringar av bottenfauna som generell övervakningsmetod av recipienter i samband med gruvdrift AQUAMIN (1996), Canadian EPA (2002, kapitel 5). Metoder för undersökningsmetodik och kvalitetsbedömning är som regel väl utvecklade och likartade i samtliga länder. Metoderna är oftast av kvalitativ eller semikvantitativ natur vid undersökning av vattendrag och sjöars litoral (strandnära områden). På större djup i sjöar (> 1m), provtas oftast en bestämd yta/volym bottensubstrat med bottenprovtagare som ger ett kvantitativt mått. 12

13 Det övergripande syftet med undersökningar av bottenfauna kan sammanfattas i nedanstående punkter; Oberoende av provtagningsmetod (kvalitativ, semikvantitativ, kvantitativ) är det primära målet att upprätta taxonomiska listor och räkna antalet funna individer för respektive taxa. Göra en bedömning av föroreningsgrad och typ av förorening utifrån speciella arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven. De semikvantitativa och kvantitativa metoderna ger, förutom möjlighet att upprätta taxonomiska listor, möjlighet till att beräkna artrikedom och olika slag av diversitetsindex. Kvantitativa och semikvantitativa metoder ger också möjlighet till att beräkna olika slag av index som belyser abundans av indikatorarter eller grupper av taxa som är speciellt känsliga för föroreningar. Med kvantitativa och semi- kvantitativa metoder finns också vissa förutsättningar för att bestämma biomassa/biovolym på bottenfaunasamhället. Principerna för provtagningsmetodik och bedömningsgrunder är mycket lika i de nordiska länderna och i USA samt Kanada. Nedan ges kortfattad information om de metoder som är standard i Sverige och praktiseras inom de flesta EU-länder. Metoderna används inom den svenska miljöövervakningen både nationellt, regionalt och i viss mån kommunalt. Undersökningar av bottenfauna ger generellt ett mycket bra mått på miljötillståndet över en längre tid (år eller, för vissa organismer längre tid). Beroende på metod görs ett urval av organismer som kvarhålls i en handhåv eller såll med maskstorlek mellan 0,5 mm (tidsserier i sjöars litoral och i vattendrag, samt vid provtagning med Ekmanhuggare i sjöars profundal) och 1,5 mm (oberoende- eller riktat urval i sjöars litoral och i vattendrag). För utvärdering av resultat av bottenfaunaprovtagningar i både sjöar och vattendrag används ett flertal parametrar och index och parametrar Bottendjur i sjöars litoral och i vattendrag (M42- oberoende- och riktat urval) I både M42- oberoende- och riktat urval används ett såll med 1,5 mm maskvidd som fästs på ett skaft. Denna maskstorlek medför att en stor del av de mindre organismerna, tex fjädermyggor (Chironomidae) och glattmaskar (Oligochaeta), blir underrepresenterade i proven. Insamlingen av enskilda prov baseras på att störning av bottensubstrat eller vegetation och aktiv insamling av organismerna som virvlar upp i vattnet. På enskilda provlokaler tas 30 replikatprov (ca 0,2 m 2 ) på en sträcka av 50 m. Vid bearbetning slås de 30 replikatproverna samman till ett samlingsprov. Proverna tas i sjöars litoral eller i vattendrag upp till ca 1 m djup. Vid oberoende provtagning tas prover från olika biotoper som är representativa för sjön eller vattendraget. Vid riktad provtagning görs ett urval av speciella mikrobiotoper i sjön eller vattendraget. I vattendrag tas prov både i forsar och i lugnare vatten. I sjöar tas prov i både i exponerad och oexponerad strand. Metoden med oberoende urval syftar främst till att; Beskriva bottenfaunasamhället över ett större geografisktområde. Hela eller delar av en sjö eller ett vattendrag. Få en preliminär uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning i olika typer av biotoper. Förekomst av rödlistade arter eller indikatorarter Vid riktat urval är det primära syftet oftast detsamma som vid oberoende urval, men provtagningen stratifieras till att omfatta speciella miljötyper/mikrobiotoper. 13

14 Båda metoderna (M42-oberoende och riktad provtagning) är utförligt beskrivna i Naturvårdsverkets handbok för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2008a, b). M 42 metoderna är generellt effektiva då man då man vill få en kvalitativ översikt av förekommande taxa i större geografiska områden eller i specifika biotoper. Metoderna ger inte några större möjligheter till statistisk utvärdering och kvalitetssäkring av resultat. Enligt Naturvårdsverket (2008a, b) är tidsåtgången för provtagning, sållning, utsortering av organismer, samt artbestämning och räkning av individer ca timmar/provtagningslokal. Till detta tillkommer tid för beräkningar, sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta ytterligare timmar. Metoderna kräver också provtagningsutrustning samt transporter till och från provtagningsområdet. Om syftet är att erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art, släkte) krävs expertkompetens. Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna (ex till familj) minskar behovet av expertkompetens och därmed kostnaderna. I Sverige och internationellt används ofta en metod som kallas Surber. Vid denna används en speciell håv (Surberhåv) med standardiserat yttermått. Metoden är principiellt mycket lika M42, men anses vara av mer pålitlig för kvantitativa syften. Oftast krävs färre replikatprov vid undersökningar med denna metod, se t ex Karlsson (1998) Bottendjur i sjöars litoral och i vattendrag (tidsserier) För att erhålla underlag till tidsserier inom de nationella- och regionala övervakningsprogrammen av sjöar och vattendrag används vanligen den sk sparkmetoden. Metoden är europeisk och svensk standard (Naturvårdsverket 2007, SS- EN 27828) och används även i övriga europeiska länder (Nordiska Ministerrådet 2001). Vid provtagning används en speciell håv med maskstorlek 0,5 mm som samlar in de flesta bottenlevande organismer. Insamlingen av enskilda prov baseras på störning av bottensubstrat (med sparkning) och aktiv insamling (i sjöar) av organismerna som virvlar upp i vattnet. I vattendrag väljs vanligen lokaler där vattenströmningen för in bottensubstrat och organismer i håven. Till skillnad från M42-metoden stratifieras valet av provtagningslokaler till bottnar med sand, grus och sten. I sjöar väljs exponerade stränder och i vattendrag områden med måttligt strömmande vatten. På provlokalerna tas 5 replikatprov på en sträcka av 10m. De enskilda proverna tas inom en sträcka av 1m. Proverna hanteras separat både vid insamling och vid taxonomisk bestämning och räkning av antalet individer. Detta innebär att det är möjligt att utnyttja variationer både inom en lokal (mellan replikat), och mellan lokaler, för statistisk bedömning av skillnader mellan lokaler och mellan år. Provtagning bör göras minst en gång per år, företrädesvis på hösten vid en provtagning per år. Om resultaten ska ingå i en tidsserie tas proverna på samma plats och tid olika år. Metoden med syftar främst till att Beskriva bottenfaunasamhället kvalitativt och semi-kvantitativt i utvalda biotoper i en sjö eller ett vattendrag. Få en uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning och abundans för olika arter/taxa i de utvalda biotoptyperna. Få underlag till att bedöma skillnader i abundans av bottenfauna organismer mellan år och mellan lokaler Metoden är utförligt beskriven i Naturvårdsverkets handbok för miljöövervakning och är svensk och europeisk standard (Naturvårdsverket 2010a, SS -EN 27828). Metoden är generellt effektiv eftersom den ger förhållandevis säkra bedömningar av art/taxa och individantal. Den ger också möjlighet statistisk utvärdering och kvalitetssäkring av resultat. Enligt 14

15 Naturvårdsverket (2010a) är tidsåtgången för provtagning (5 replikatprov), sållning, utsortering av organismer, samt artbestämning och räkning av individer ca timmar. Till detta tillkommer tid för beräkningar, sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta ytterligare timmar. Metoden kräver också provtagningsutrustning samt transporter till och från provtagningsområdet. Om syftet är att erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art, släkte) krävs expertkompetens. Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna (ex till familj) minskar behovet av expertkompetens och därmed kostnaderna Bottendjur i sjöars profundal och sublitoral Vid provtagning a v bottendjur i sjöars sublitoral (zonen utan rotad vegetation) och profundal (under språngskiktet) används som regel en bottenhuggare eller rörprovtagare som tar en bestämd mängd bottensubstrat. Bottensubstratet sållas vanligen direkt i fält och organismerna konserveras för senare utplockning och taxonomisk bestämning. Dessa metoder ger förutsättningar för ganska säkra kvantitativa bedömningar av abundans och förekomst av olika taxa. Metoderna varierar beroende på vilken typ av botten som ska undersökas och i dagsläget finns ingen generell standard. Provtagning med bottenhuggare är begränsad till mjuka bottnar (dy, gyttja, lera och fin sand). Bottnar med grövre substrat (sand, grus) provtas oftast med rörprovtagare. Ibland tas prov på bottensubstrat med dessa metoder även i vattendrag med stora djup (ex älv och å). I Sverige används en s k Ekmanhuggare (225 cm 2 ) för provtagning av profundal och sublitoral inom det nationella övervakningsprogrammet. Metoden är Svensk standard, SS och beskrivs i Naturvårdsverkets handledning för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2010b). Eftersom sjöbottnar oftast är förhållandevis heterogena miljöer rekommenderas att proven tas i definierade delområden (stratifierad provtagning). I profundalen bör minst 5 replikatprov/delområde tas inom en radie på 100m från en fixpunkt. I sublitoralen tas 5 prov inom en radie på 50m. Provpunkternas läge bör slumpas inom delområdet för att öka möjligheterna till statistisk utvärdering. Vanligen sållas proven direkt i fält med ett 0,5 mm maskstorlek. Metoden syftar främst till att; Beskriva bottenfaunasamhället kvalitativt och kvantitativt i utvalda biotoper i en sjö eller ett större vattendrag. Få en uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning och abundans för olika arter/taxa i de utvalda biotoptyperna. Få underlag till att bedöma skillnader i abundans av bottenfaunaorganismer mellan år och mellan lokaler Metoden är förhållandevis robust eftersom den ger statistiskt säkra bedömningar av art/taxa och individantal. Enligt Naturvårdsverket (2010b) är tidsåtgången för provtagning (5 replikatprov), sållning, utsortering av organismer, samt artbestämning och räkning av individer ca 6-10 timmar. Till detta tillkommer tid för beräkningar, sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta ytterligare timmar. Metoden kräver också provtagningsutrustning samt transporter och tillgång till båt. Om ambitionen är att erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art, släkte) krävs expertkompetens. Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna kan minska kostnaderna avsevärt Analys av metaller i bottendjur Metallhalter i bottendjur har studerats förhållandevis ofta. I vissa fall kan det vara ett bra komplement till övriga metoder och användbart för recipientkontroll vid metallbelastning. Det finns olika metoder 15

16 för att samla in bottenorganismer för metallanalyser. Det vanligaste är att plocka ut vissa arter eller grupper av taxa vid en reguljär bottenfaunaundersökning. Vanligen används larverna av de större organismerna t ex skalbaggar, trollsländor, nattsländor, bäcksländor och dagsländor. Det går också att fånga in dessa grupper (förhållandevis stora organismer) med elström som vid elfiske (se t ex Hushållningssällskapet 2004). Vid en undersökning av Vormbäcken nedströms Kristineberg fann Lindeström & Medin (1992) förhöjda halter av Pb, Cu och Zn i frilevande nattsländelarver. Det finns dock en del problem med användande av bottenorganismer för metallanalys. En av dessa är att olika taxonomiska grupper (även på artnivå) anrikar olika stor mängd av metaller (Brooks & Renberg, 2002, Hushållningssällskapet, 2004). Variationer i artsammansättning kan då göra resultatet svårtolkat och osäkert vid jämförelser mellan olika undersökningar. För att metallanalys på bottenfauna ska vara ett effektivt instrument krävs förmodligen riktad provtagning på speciella arter och storleksgrupper Analys av morfologiska förändringar hos bottendjur Det finns relativt många studier på morfologiska avvikelser (bla mundelar hos fjädermyggslarver. I vissa fall kan det var ett bra komplement till övriga metoder och användbart för allmän recipientkontroll. Se t ex Vuori & Kukkonen (2002). Mekanismerna bakom morfologiska förändring/störningar i samband med metallbelastning hos bottendjur, är i dagsläget förhållandevis lite kända, och studier som avser att specifikt undersöka metallpåverkan är få. Kommentar bottendjur Bottendjuren är en mycket heterogen grupp och består vanligen av både primära och sekundära konsumenter. De utgör mycket viktig föda för fisk i både i unga och äldre stadier och har en central roll i akvatiska ekosystem. Bedömningsgrunder finns för svenska europeiska förhållanden för både sjöars litoral och vattendrag (Naturvårdsverket, 2007b). Det finns däremot inga parametrar eller index som specifikt visar på metallbelastning. Men kunskapen är stor inom området och det bör vara möjligt att ta fram bedömningsgrunder som visar på metallföroreningar specifikt. Det finns stora material från undersökningar som genomförts i anslutning till gruvrecipienter, men som inte utvärderats med målet att finna lämpliga bioindikatorer som visar på metallbelastning. Det finns arter och taxonomiska komplex som man vet är speciellt känsliga för metallföroreningar (pers. Kommentar Bertil Brånin och Christina Ekström). Det finns också stora referensmaterial från icke metallbelastade områden för jämförelse. Att använda bottendjur som miljöindikatorer är en generellt effektiv metod, men förhållandevis kostsamma bl a beroende på att taxonomiska bestämningarna kräver expertkompens. Om kravet på ambitionsnivå vid taxonomisk bestämning sänks, bör det vara möjligt att göra metoderna mer kostnadseffektiva. Grupperna dagsländor (Ephemeroptera), bäcksländor (Plecoptera) och nattsländor (Trichoptera), är lätta att bestämma och redovisas i form av ett index (EPT), i många undersökningar. Många arter i gruppen EPT är kända för att var känsliga för lågt ph och eutrofiering, men även för metallföroreningar (pers. Kommentar Bertil Brånin och Christina Ekström). I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella datavärden. Nationell datavärd för bottenfauna är institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala Stora musslor Det finns 8 arter av inhemska stora musslor i Sverige varav de flesta (utom en art av dammussla) är rödlistade. Dammusslan är förhållandevis allmän i sjöar på nordliga breddgrader, men har specifika miljökrav och uppvisar som regel bestånd med låga tätheter. Denna grupp är därför inte lämplig som bioindikatorer i samband med recipientkontroll och gruvindustri. Se t ex Naturhistoriska riksmuseet, 16

17 vattensmusslor Stora kräftor Stora kräftor finns förhållandevis allmänt i medelstora och stora vattendrag (å och älv), men har oftast speciella miljökrav och är därför inte av större intresse för underökningar av gruvrecipienter. Det är också vissa restriktioner vid fångst av kräftor Fiskar I samtliga nordiska länder bedrivs nationella monitorprogram på fisk, med nätfiske i sjöar och elfiske i vattendrag. Se t.ex. Nordic Council of Ministers (1995, 2001). Liknande program finns också i USA (US EPA) och i Kanada (Canadian EPA). I Kanada rekommenderas/krävs regelbundna fiskinventeringar som generell övervakningsmetod av recipienter i samband med gruvdrift. AQUAMIN (1996), Canadian EPA (2002). I Sverige och övriga nordiska länder sker inventering av fiskbestånd i samband med gruvdrift endast sporadiskt. För att inventeringar av fiskbestånd ska fungera som pålitliga instrument vid övervakning av recipienter rekommenderas årliga inventeringar, (Nordic Council of Ministers 2001, pers kommentar Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå). Naturvårdsverket och fiskeriverket rekommenderar generellt att undersökningar bör genomföras regelbundet och minst vart tredje år. Fördelarna med att använda fisk vid recipientkontroll är bl a att många arter är allmänt förekommande och är lätta att artbestämma. Miljökraven är oftast väl kända och man kan förvänta sig att vissa arter ska förkomma i speciellt definierade miljöer. För de vanligaste fiskarterna finns som regel också omfattande referensmaterial. Eftersom fisksamhällen oftast består av flera arter och funktionella grupper i ekosystemet ger fiskundersökningar en integrerad bild av tillståndet över en längre tid. Nackdelarna med fisk kan vara de som regel befinner sig högt upp i näringskedjan och har en förhållandevis lång reaktionstid på miljöförändringar. Fiskar blir förhållandevis gamla och populationsstudier kombinerade med ålderanalyser kan ge mycket information om fiskbeståndets tillstånd m a p på reproduktion och dödlighet. Dessutom finns det goda möjligheter till att göra metallanalyser på fiskvävnad. Avvikelser från normala tillstånd i fisksamhällen eller i populationer kan bero på flera faktorer som eutrofiering, surhet, föroreningar mm. Det kan i många fall vara svårt att avgöra om det är metallbelastning som orsakat avvikelser från det normala vid studier av fisksamhällen och populationer. Om en fiskundersökning kompletteras med stödparametrar som ålderbestämning (avsnitt 2.3.3) och metallanalys på fiskvävnad (avsnitt 2.3.3) ökar kunskapen och bakomliggande faktorer markant. Det finns flera studier på fiskar som belyser upptag och toleransnivå i förhållande till metallbelastning. En översikt ges bl a av Spry & Wiener (1991), Åhgren & Norrgren(1996) Elfiske i vattendrag Fiske med elektrisk ström är en mycket vanlig metod inom de nationella övervakningsprogrammen för rinnande vatten och används i samtliga nordiska länder (Nordic Council of Ministers 2001) Även i USA och Kanada används elström vid recipientundersökningar på fisk inom nationella/statliga kontrollprogram. I Kanada rekommenderas metoden även vid övervakning av recipienter i samband med gruvindustri (Canadian EPA 2002, kapitel 4). I Sverige utförs elfiske av olika myndigheter och organisationer. Metoden används vanligen för att inventera och kvantifiera fiskpopulationer i strömmande vatten och ibland i sjöars litoral. Elfiske är speciellt lämpligt för undersökningar i mindre vattendrag där djupet inte överstiger 1m. Ofta är det bestånd och populationsstruktur hos speciellt föroreningskänsliga arter som elritsa, mört och laxfiskar 17

18 som undersöks, men även andra arter ingår. För att utöva elfiske i Sverige krävs dispens eftersom elfiske är förbjudet. Dispens kan utfärdas av Länsstyrelsen i respektive län. Elfiske är en effektiv metod, som rätt utförd, inte skadar fisken. Det går också att göra bra uppskattningar av populationsstorlekar genom att avgränsa en sträcka av ett vattendrag och göra upprepade avfiskningar på denna. Metoden innebär att man doppar en strömförande anod i vattnet, som lockar till sig fisken. Sedan fångas de enkelt upp med håv. Efter att man artbestämt och mätt fisken sätts den tillbaka igen. Fiskeriverket i Sverige och övriga EU-länder genomför standardiserade elfisken i vattendrag enligt standard SS-EN Metodiken finns även beskriven på Fiskeriverkets och Naturvårdsverkets hemsidor. Elfiske i Sverige genomförs av fiskeriverket och dess organisation eller av länsstyrelser, hushållningssällskap, konsultföretag och kommuner. Resultaten rapporteras vanligen centralt till Sötvattenslaboratoriets databas; elfiskeregistret, som administreras av fiskeriverket. Förutom elfiske i vattendrag genomför fiskeriverket också årliga nätprovfisken i sjöar som ingår i programmen för nationell miljöövervakning (se avsnitt nedan). Metodiken vid elfiske i strömmande vatten är utförligt beskriven i Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Elfiske i rinnande vatten (Naturvårdsverket 2010a). Nedan ges en kortfattad beskrivning av syfte och användningsområden. Syftet med elfiske är antingen av kvalitativ eller kvantitativ natur. Kvalitativa undersökningar syftar oftast till undersöka; Förekomsten av arter i delar eller hela vattendrag. Relativa populationsstorlekar i delar eller hela vattendrag. Göra en bedömning av fisksamhällets sammansättning i förhållande till olika biotoptyper och andra miljöfaktorer. Kvalitativa undersökningar är lämpliga för geografisk omfattande inventeringar då man vill ha översiktlig information om fiskfaunans sammansättning i ett vattendrag eller förekomst av vissa nyckelarter t ex laxfiskar. I det första fallet inventeras olika miljötyper och i det andra fallet specifika miljöer. Vid kvantitativa undersökningar är syftet som regel att; Få information om olika arters beståndsstorlek i hela vattendrag eller i delavsnitt i ett vattendrag. Göra bedömningar av förändringar i populationsstorlek över en tid. Jämföra beståndsstorlek och artsammansättning mellan olika vattendrag eller lokaler i ett vattendrag. Göra bedömningar av fiskpopulationers tillstånd, t ex storlek, kondition, ålder och reproduktion. Kvantitativa undersökningar är lämpliga då man avser att följa fiskbestånd över ett antal år och erhålla tidsserier. Vanligen görs detta inom fasta provytor. Metoden innebär att man gör upprepade avfiskningar (minst 3) på en avgränsad lokal. Eftersom metoden innebär utfiskning av lokalen kan man enkelt skatta populationsstorlekar med enkla statistiska metoder (regressionsanalys). Fiskarna förvaras i baljor mellan utfiskningarna och kan därefter sättas tillbaka. De lokaler som ska undersökas bör vara förhållandevis stora så att man får att stort antal fiskar och på så sätt ökar precisionen i skattningen av populationsstorleken. Elfiske har använts förhållandevis ofta i samband med gruvrecipienter och metallbelastning ex. Vormbäcken, Kristineberg och Aitik (pers. kommentar Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå). 18

19 Vormbäcken, som har höga halter av Cu, Zn och Cd undersöktes bl a av Hushållningssällskapet (2004). Resultaten från dessa undersökningar är inte publicerade. Men finns i rapportform hos beställare och utförare och/eller resp. Länsstyrelse Provfiske i sjöar med översiktssnät. Fiske med översiktsnät är mycket vanligt i små och medelstora sjöar. Metoden ingår i de flesta nationella övervakningsprogram och används i samtliga nordiska länder (Nordic Council of Ministers 2001). Även i USA och Kanada används fiske med nät vid recipientundersökningar på fisk inom nationella/statliga kontrollprogrammen. I Kanada rekommenderas undersökningar på fisk också vid övervakning av recipienter i samband med gruvindustri (Canadian EPA 2002, kapitel 4). I Sverige genomförs provfiske med nät endast sporadiskt i samband med recipientkontroll i anslutning till gruvindustri. Fiskeriverket i Sverige genomför standardiserade nätprovfisken i sjöar enligt Europastandard.(SS-EN 14757). Denna metod praktiseras även i övriga nordiska länder. I Sverige används metoden i nationella och regionala övervakningsprogram. Provfiskena utförs med översiktsnät (av typ Norden) där varje nät är 30 m långt och består av 12 paneler med olika maskstorlek (5-55 mm). Näten fångar de flesta fiskarter och olika storlekar av fisk. Därigenom får man en god uppfattning om fisksamhällets art- och storlekssammansättning. Antalet nät som bör användas beror på sjöns djup och storlek och rekommendationer ges på Fiskeriverkets hemsida samt i Kinnerbäck (2001), Naturvårdsverket (2001). Förutom att artbestämma, mäta och väga fångsten ingår provtagning för åldersanalys som rutin. Efter varje säsong rapporteras resultaten till databasen för sjöprovfiske (NORS). De flesta av sjöarna som Fiskeriverket provfiskar, sker på uppdrag av Naturvårdsverket, och betraktas som referenssjöar. Metodiken vid standardiserat provfiske är utförligt beskriven i Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Provfiske i sjöar (Naturvårdsverket, 2001) och (Fiskeriverket, Kinnerbäck 2001). Nedan ges en kortfattad beskrivning av syfte och användningsområden. Standardiserat nätfiske syftar främst till att undersöka; Förekomsten av arter i en sjö. Göra en skattning av populationsstorlek och biomassa för olika arter Göra en bedömning av fisksamhällets sammansättning i förhållande till olika biotoptyper och andra miljöfaktorer. Jämföra beståndsstorlek och artsammansättning mellan år och i förhållande till referenssjöar. Göra bedömningar av fiskpopulationers tillstånd, t ex kondition, ålder och reproduktion (kräver analys av parametrar som kön, ålder mm). För att genomföra ett standardiserat provfiske krävs bakgrundsinformation om sjöns storlek och djupförhållanden. Utifrån denna information beräknas antalet nät (nätnätter) som krävs. En nätnatt omfattar ca 12 timmar och utgör grunden för att beräkna fångststorlek i förhållande till ansträngningen. Utsättningen av nät stratifieras och slumpas på lokaler där näten ska placeras. Detta kan göras utifrån ett rutnät som visas i figuren nedan, se t ex Appelberg (2000) eller Kinnerbäck (2001). Anledningen till detta förfarande är att man får ett antal stickprov på sjöns fiskpopulationer och kan göra statistiska bedömningar och jämförelser mellan år eller mellan sjöar. I första hand används bottensatta nät. I mycket stora och djupa sjöar kompletteras provfisket vanligen med sk pelagiska nät som sätts från ytan och nedåt mot botten med upprepad utsättning av nät på samma lokal. Som ett alternativt till det standardiserade provfisket används ibland sk inventeringsfiske. Denna metod är förenkling av det standardiserade fisket och innebär bl a att antalet fisknätter minskas. Denna metod ger små möjligheter till jämförelser mellan år och mellan sjöar. Metoden används främst 19

20 då målsättningen är att få en överblick av arter och bestånd i en sjö. Se t ex Appelberg (2000) eller Kinnerbäck (2001). Normalt kan ett fiskelag på 2 personer hantera 8 nät per dygn (utsättning, vittjning, artbestämning och mätning av fiskarna). Om vävnader ska prepareras för t ex åldersanalys eller metallanalys minskar antalet nät som kan hanteras per dygn. Detsamma gäller om fiskbestånden är mycket stora (Kinnerbäck 2001, Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå). Nätfiske ger generellt goda förutsättningar för att genomföra åldersanalys på bestånden och metallanalys på fiskvävnad (se avsnitt och nedan). Djupkarta över en 40 hektar stor sjö med ett maxdjup på 12 meter. Med hjälp av rutnätet har bottennätens placering slumpats inom respektive djupzon. Djupkurvorna markerar 3, 6 och 9 meters nivån i sjön. På kartan finns dels de bottensatta nätens (små) och dels de pelagiska nätens (stora) placering (efter Appelberg 2000) Åldersbestämning av fisk och populationsstruktur Åldersanalys på fisk har bedrivits sedan 1940-talet av Fiskeriverket i Sverige. Genom att åldersbestämma fisken kan man få svar på frågor om beståndens (populationens) tillstånd som te x; hur fungerar beståndet reproduktionsmässigt, och hur är dödligheten i olika åldersklasser. I Sverige åldersbestäms mer än fiskar per år. Fiskeriverket har upprättat egen organisation för detta ändamål, Centrum för åldersanalys (CfÅ). Att ålderbestämma fisk tillämpas generellt inom de nationella övervakningsprogrammen i samtliga nordiska länder samt i USA och Kanada. För att åldersanalys ska vara meningsfullt bör bestånden inventeras regelbundet med högst 3 års intervall. Se t ex Karr,(1981), Kinnerbäck (2001), Nordiska Ministerrådet (2001). Åldern bestäms som regel med hjälp av fiskens hörselstenar (otoliter), gällock, fjäll eller andra hårda vävnader (ben) som prepareras på olika sätt. Utifrån analys av dessa kan man läsa av åldern genom att i mikroskop räkna årsringar (som hos träd). Många fiskar kan bli upp till ca år gamla, vissa arter ännu äldre. Eftersom åldersbestämning ger information om, rådande och tidigare tillstånd hos 20