Makrofyter i Värmlands län Undersökning av regleringspåverkan i 13 sjöar för bedömning av ekologisk status

Transkript

1 Makrofyter i Värmlands län Undersökning av regleringspåverkan i 13 sjöar för bedömning av ekologisk status PUBLIKATIONSNUMMER 2012:09 LÄNSSTYRELSEN VÄRMLAND

2 Rapporten har sammanställts av handläggare Margareta Wallsten. Omslagsbild visar vy från den reglerade sjön Lettens strand, 4 augusti Publ nr: 2012:09 ISSN: Dnr: Länsstyrelsen Värmland, Karlstad, ,

3 Sammanfattning Länsstyrelsen Värmland har inventerat 13 olika sjöar i Värmland med olika stor regleringspåverkan under Detta för att utreda hur makrofytsamhället i en sjö påverkas av reglering och för att kunna bedöma ekologisk status. Reglering orsakar onaturliga vattenståndsvariationer i ett stort antal värmländska sjöar. Olika regleringsstrategier kan påverka en sjö på flera sätt. Höga nivåer på sommaren kan bidra till erosion av strandkanten medan låga nivåer på vintern kan leda till bottenfrysning av sedimenten. Att sänka vattennivån i en sjö under vinterperioden är en vanlig regleringsstrategi då energibehovet är som störst under vinterhalvåret. En lägre vattennivå i sjön på vintern kan innebära att vissa delar av stranden bottenfryser och de makrofyter som har sitt utbredningsområde här påverkas negativt. De makrofyter som påverkas mest negativt av vattennivåsänkning under vinterperioden är stora isoetider som notblomster (Lobelia dortmanna) och styvt braxengräs (Isoetes lacustris), (Hellsten 1997). Resultatet från denna studie visar på att det finns ett samband mellan antal isoetider och sänkning under vinterperioden (m). Det är färre isoetider i sjöar där amplitudförändringar är som störst under vinterperioden. Forskare i Finland har klassificerat de makrofyter som gynnas, missgynnas eller inte påverkas av sänkning under vinterperioden (Hellsten 2009). Denna klassificeringslista ligger sedan till grund för ett vattenregleringsindex, WIc. Detta index korrelerade väl med sänkning under vinterperioden under , och det verkar finnas ett tröskelvärde vid en meters amplitud då förändringen i makrofytsamhället är som störst. Makrofyter kan därmed vara en bra biologisk parameter för att bedöma ekologisk status i reglerade sjöar. Det finns en möjlighet att anpassa det finska indexet till svenska förhållanden och därmed skapa ett användbart index för att bedöma ekologisk status i svenska sjöar. Arbete med att ta fram nya bedömningsindex pågår och resultat i denna rapport kan användas som underlag i det arbetet för att vi lättare ska kunna bedöma ekologisk status samt veta vilka åtgärder som behövs i de vatten som inte uppnår god ekologisk status på grund av reglering.

4 Innehåll 1 Inledning Material och metod Utvalda lokaler Dataanalyser Resultat Vattenståndsförändringar Inventeringsresultat Isoetider Regleringsindex WIc Ekologisk status Diskussion Isoetider WIc- regleringsindex Vad behöver vidareutvecklas? Referenser Bilagor... 19

5 1 Inledning Flera värmländska sjöar är påverkade av onaturliga vattenståndsförändringar till följd av vattenkraftsreglering. Enligt EU:s-ramdirektiv för vatten ska alla vattenförekomster statusklassas och det som avgör den ekologiska statusen är främst ett antal olika biologiska parametrar. I dagsläget utgörs de biologiska parametrarna i sjöar av fisk, bottenfauna, växtplankton och makrofyter (högre vattenväxter). Det finns dock inga index inom dessa parametrar som är direkt kopplade till regleringspåverkan. Internationellt har man börjat arbeta fram makrofytindex som är direkt kopplade till reglering och det har visat sig vara en effektiv parameter (Hellsten, 2009). År 2009 började länsstyrelsen i Värmland ett projekt där syftet var att utreda vilka biologiska parametrar som skulle kunna vara lämpliga att undersöka i reglerade vattendrag och sjöar. I vattendrag valde vi att undersöka fisk och bottenfauna och i de reglerade sjöarna började vi undersöka bottenfauna och makrofyter. Efter fältperioden sommaren 2009 utvärderades data och rapporter togs fram för de olika parametrarna. Resultatet av makrofytinventeringen visade att det finska makrofytindexet WIc (Hellsten, 2009) korrelerade väldigt väl med regleringspåverkan och de arter som finns i de värmländska sjöarna (Wallsten, 2010) Vi valde därför att fortsätta undersökningarna två år till för att även kunna ta hänsyn till olika förhållanden och förutsättningar som kan variera mellan olika år samt att se hur snabbt förändringar i regleringsstrategi kan visa sig på makrofytsamhället. Vattenvegetationens artsammansättning och utbredning är beroende av en mängd olika faktorer. De viktigaste är vindexponering, bottensubstrat, ljusförhållande, temperatur och näringstillgång. Litoralzonen är övergången från land till vatten och det är här de flesta vattenväxter lever. Litoralzonen i en sjö genomgår stora geomorfologiska förändringar vid reglering. En vanlig regleringsstrategi är att man sänker vattennivån under vintern då behovet av elektricitet är som störst. Det ger också en bättre möjlighet att sedan kunna dämma in vårflodens höga flöden. En konsekvens av att tömma sjön på vatten under vintern är att bottensedimenten kan frysa och delvis erodera. Vattennivån är sedan relativt låg under tidig vår för att sedan ökas under senvår och sommar. Den höga vattennivån under sommaren ger andra konsekvenser för miljön i sjön som nedbrytning av det organiska ytlagret och erosion i strandkanterna (Figur 1; Hellsten, 1997). 1

6 Figur 1. Två exempel på vanliga strandmiljöer i reglerade sjöar. Bilden till vänster visar en eroderad strandkant i Storsjön och bilden till höger en blockig strandmiljö i Mussjön. Makrofyter spelar en viktig roll för produktiviteten i våra sjöar. Det litorala vegetationsbältet erbjuder ett habitat för bentisk fauna och zooplankton samtidigt som det utgör ett uppväxt-, lek- och födoområde för fisk. Den litorala vegetationen fungerar även som ett skydd mot vågor och strömmar som kan erodera strandkanten. Den erosionsprocess som sker i reglerade sjöar har en direkt effekt på litoralzonen genom att den förstör vegetation och påverkar vegetationssuccessionen (Nilsson 1981, Rörslett 1985). Den nya vegetationen på den eroderade strandlinjen består av störningståliga arter som strandranunkel och nålsäv som snabbt anpassar sig till det nya habitatet. En växtgrupp som nästan försvinner helt till följd av bottenfrysning i sjöar är enligt flera studier stora isoetider som notblomster och styvt braxengräs (Rintanen, 1996). Isoetider är arter som lever på mjukbottnar i näringsfattiga sjöar med klart vatten och som har bladrosetter. Arter som brukar räknas som isoetider är styvt- och vekt braxengräs (Isoetes lacustris och I. echinospora), strandpryl (Plantago uniflora), notblomster (Lobelia dortmanna) och sylört (Subularia aquatica) (Den virtuella floran, 2009). Styvt braxengräs är den art som påverkas mest negativt då den är uppbyggd av hårda blad medan vekt braxengräs och mindre isoetider som sylört klarar sig bättre med sina mer flexibla blad. Det kan även vara så att vekt braxengräs gynnas av sänkningen under vinterperioden då konkurrensen från styvt braxengräs minskar (Hellsten, 2007). I flera studier främst från Finland (Hellsten, 2009) har man delat in de arter man hittat innan och efter en sjö blivit reglerad i grupperna minskande, ökande och opåverkade arter (se tabell 1). 2

7 Tabell 1. Lista över arter av makrofyter man sett tenderar att minska, öka eller är opåverkade av reglering, efter Hellsten *Dessa arter förekommer ej eller är väldigt ovanliga i Värmland. Arter som minskar Arter som ökar Arter som är opåverkade Vass (Phragmites australis) Svalting ( Alsimo-plantago-aquatica) Sjöfräken (Equisetum fluviatile) Säv (Schoenoplectus lacustris) Rör obest. (Calamagrostis sp.) Gäddnate (Potamogeton natans) Knappsäv (Eleocharis paulstris) Myrtåg (Juncus alpinoarticulatus) Plattbladig igelknopp (Sparg. angustifolium) Styvt braxengräs (Isoetes lacustris) Trådtåg (Juncus filiformis) Igelknopp (Sparganium emersum) Vekt braxengräs (Isoetes echinospora) Flaskstarr (Carex rostrata) Stor igelknopp (Sparganium erectum) Strandpryl (Littorella uniflora) Slamkrypa (Elatine hydropiper) Flotagräs (Sparganium gramineum) Notblomster (Lobelia dortmanna) Nordslamkrypa (Elatine orthosperma) Fjälligelknopp (Sparganium hyperboreum) Gul näckros (Nuphar lutea) Slamkrypa obest. (Elatine spp.) Dvärgigelknopp (Sparganium minimum/natans) Dvärgnäckros (Nuphar pumila) Tretalig slamkrypa (Elatine triandra) Vit näckros (Nymphaea alba) Nålsäv (Eleocharis acicularis) Nordnäckros (Nymphaea candida) Strandranunkel (Ranunculus reptans) *Finsk näckros (Nymphaea tetragona) Igelknopp obest. (Sparganium sp.) Hårslinga (Myriophyllum alterniflorum) Sylört (Subularia aquatica) Kransslinga (Myriophyllum verticillum) Sommarlånke (Callitriche cophocarpa) *Knoppslinga (Myriophyllum sibiricum) Klolånke (Callitriche hamulata) Rostnate (Potamogeton alpinus) *Höstlånke (Callitriche hermaphroditica) Gropnate (Potamogeton berchtoldii) Smålånke (Callitriche palustris) *Bandnate (Potamogeton compressus) Lånke obest. (Callitriche sp.) *Hårmöja (Ranunculus confervoides) Sköldmöja (Ranunculus peltatus) Figur 2. De första två bilderna visar arter som minskar i reglerade sjöar, styvt braxengräs och notblomster medan bilden längst till höger visar en sandstrand i sjön Letten som nästan är täckt med strandranunkel, en art som gynnas av reglering. Om detta klassificeringssystem tillämpas kan man se om en art brukar öka, minska eller är oförändrad vid förekomst av onaturliga vattenståndsförändringar. Genom att räkna ut hur många arter som finns i dessa olika grupper för varje sjö kan man få fram ett vattenregleringsindex (WIc; Hellsten, 2009). Eftersom flera studier visar att makrofyter och då främst isoetider påverkas negativt vid sänkning under vinterperioden har data över faktiska vattenståndsförändringar tagits fram för vinterperioden åren (Wallsten, 2010). Syftet med denna studie är att föreslå en lämplig metod för vegetation som biologisk parameter i reglerade vattenförekomster. Detta är en del av en större studie där man undersöker hur olika biologiska parametrar kan påvisa regleringspåverkan och användas i bedömningsgrunderna för ekologisk status inom ramdirektivet för vatten. 3

8 2 Material och metod Sjöarnas litoralzon inventerades genom att undervattens- och flytbladsväxter undersöktes i kvadratiska provytor på 0,5 x 0,5 m längs virtuella transekter. En transekt lades vinkelrätt ut från strandkanten mot djupare nivåer (Naturvårdsverket 2003 och 2010). Kvadraterna lades ut på ett djupintervall på 0,5 m år 2009 och på 0,2 m djupintervall år 2010 och 2011 då metoden ändrades. På grundare vatten användes vadarbyxor och vattenkikare för att artbestämma vegetationen i provytorna. Denna metod kompletterades på vattendjup > 1,5m med kratta- och båtmetod eller snorkling. Vid den första metoden med kratta drar man en kratta av känd storlek ett bestämt antal meter utefter bottnen på markerade djup och de växter som fastnat eller flutit upp registreras och uppskattas till mängd. Vid fina förhållanden för snorkling användes de kvadratiska provytorna även på djup > 1,5 m. Figur 3. Vattenkikare och mätstav användes på de grundare delarna av sjön under inventeringen och båt med kratta på de djupare delarna. Den första provrutan placerades på ett djup som valts genom slumpförfarande inom det första djupintervallet noterades kvantifiering av täckningsgrad och abundans på vegetationssamhället skedde med hjälp av en kvalitativ skala (bilaga 1). Täckningen delades in i sju klasser enligt tabell 2 (Naturvårdsverket 2003). Tabell 2. Indelning av täckningsgrad i 7 olika klasser som tillämpades i fält. Täckningsklass: Täckning: 1 1 (solitär) 2 0,5-1% (fåtalig) 3 1-5% (gles) % (ganska gles) % (allmän) % (riklig) % (heltäckande) Enligt den nya versionen av undersökningstyp Makrofyter i sjöar (Naturvårdsverket 2010) bedöms arternas täckningsgrad och abundans vara objektiv och därför noterades bara makrofyternas förekomst i inventeringsprotokollen (bilaga 2) år 2010 och Det bottensubstrat som dominerade provytan markerades i fältprotokoll (bilaga 1 och 2). 4

9 I varje undersökt delområde uppgick antalet prov till minst två på varje djupnivå. Som prov räknades alla provytor som innehöll växter. Vi valde att använda oss av max tre provytor på varje djupintervall om det förekom många rutor utan vegetation. Provtagningen av akvatiska makrofyter gjordes på sensommaren juli- september då de flesta vattenväxter utvecklats fullt ut. De växter som inte kunde artbestämmas i fält togs hem för senare bestämning av provtagaren i slutna vattenfyllda påsar. Vid behov skickades de även till experten Owe Nilsson (Värmlands botaniska förening). 2.1 Utvalda lokaler Sjöar med olika stora regleringsamplituder valdes ut för att undersöka om det fanns signifikanta skillnader mellan makrofytsamhällen beroende på olika regleringsamplituder. Indelningen är främst baserad på kännedom om faktiskt vattenreglering snarare än tillåten regleringsamplitud enligt dom. Sjöarna delades in i följande grupper: kraftigt (A), måttligt (B) och svagt (C) reglerade sjöar samt oreglerade sjöar (D) (se tabell 3, figur 4). Vi valde sjöar som inte var påverkade av andra miljöproblem såsom försurning och övergödning. En sjö (Letten) är utpekad som kraftigt modifierat vatten (KMV) enligt ramdirektivet för vatten. Tabell 3. Utvalda sjöar som ingår i studien. Sjöarna delades in i följande grupper: kraftigt (A), måttligt (B), svagt (C) reglerade sjöar samt oreglerade sjöar (D) Sjö EU-ID Regleringsgrad Amplitud enl dom (m) Höljessjön SE A 34 Letten SE A 19 Fjällrämmen SE A 7,4 Skallbergssjön SE A 2,9 Storsjön SE B 10,8 Vägsjön SE B 2,7 (ej vattendom) Mussjön SE B 2,5 Bjälvern SE C 4 Bergsjön SE C 3,1 Stor-Ullen SE C 3 Norra Örsjön SE D Ej reglerad Rattsjön SE D Ej reglerad Skrocksjön SE D Ej reglerad Transekterna valdes ut slumpvis med hjälp av GIS innan fältundersökningen. Vi tog hänsyn till olika naturliga förhållanden när inventeringsområden valdes. Som första steg placerades transekter ut för att täcka olika grader av vindexponering, olika vädersträck och bottensubstrat. Genom att fördela transekterna på detta sätt kom olika växtsamhällen att täckas in i undersökningen. Sjön delades in i ett antal delområden. I varje delområde valdes två till fyra transekter ut intill varandra för att underlätta fältarbetet. 10 transekter per sjö ansågs vara tillräckligt för att täcka in total artförekomst. Vissa transekter ändrades då vissa områden inte var tillgängliga i fält. 5

10 Höljessjön Letten Rattsjön Vägsjön Mussjön Storsjön Fjällrämmen Skallbergssjön Stor-Ullen Skrocksjön Bergsjön Bjälvern Norra Örsjön 0 12, Kilometers Figur 4. Sjöar som ingår i studien. Rattsjön, Norra Örsjön och Skrocksjön är oreglerade referenssjöar Dataanalyser Sänkning under vinterperioden beräknades som skillnaden mellan den högsta vattennivån i oktober- december och den lägsta nivån under följande april- maj. Vi använde oss av data över faktisk vattennivåförändring från för att få aktuell sänkning under vinterperioden för sjöarna under fältperioderna Beräkningsresultat med S-HYPE 2011 (Regionalt kalibrerad) baserat på SVAR 2011_2, gav oss en modellerad vattenståndsförändring för referenssjöarna Rattsjön, Norra Örsjön och Skrocksjön för vinterperioden Osäkerheterna i beräkningen är mycket stora. Osäkerheter i indata och beskrivning av avbördningsförmåga i sjön är några orsaker till osäkerheter (SMHI). Antal isoetider räknades ut för varje sjö, och de växter som räknades som isoetider var styvt braxengräs (Isoetes lacustris), vekt braxengräs (Isoetes echinospora), strandpryl (Plantago uniflora) och notblomster (Lobelia dortmanna). Enligt ett finskt klassificeringssystem kan man se om en art ökar, minskar eller är oförändrad vid förekomst av onaturliga vattenståndsförändringar, se tabell 1. Genom att räkna hur många arter som fanns i dessa olika grupper för varje sjö kan dessa användas i ett referensindex (WIc): WIc = ((Nd Ni) / N) 100 Nd är antalet minskande arter som fanns i sjön Ni är antalet ökande arter N är totalt antal arter inklusive oförändrade arter 6

11 3 Resultat 3.1 Vattenståndsförändringar Med hjälp av hydrologiska uppgifter från Fortum kunde vi beräkna faktisk vattennivåförändring under vinterperioden för alla tre åren ( ). Vattennivåförändringen hos de oreglerade sjöarna modellerades fram med hjälp av beräkningssystemet S- hype av SMHI. Resultatet visar en stor variation i regleringsstrategier under vinterperioden (diagram 1) både mellan de olika sjöarna men även hos samma sjö. De sjöar med störst amplitudförändringar under 2008/2009 var Höljessjön, Fjällrämmen, Storsjön och Skallbergssjön. Under 2009/2010 var det en större vattennivåförändring i nästan alla sjöar. I Letten och Fjällrämmen var det över en meters större nivåförändring än året innan. Dessa två sjöar hade även 2010/2011 en ännu högre vattenståndssänkning under vintern än de två åren innan. De sjöar som ingick i grupp C hade som förväntat låga amplitudförändringar under alla tre åren. Stor-Ullen och Bjälvern hade ungefär samma vattennivåförändringar som de oreglerade sjöarna. Höljessjön avviker stort med sin höga amplitud från övriga sjöar, och vi har därför valt att inte inkludera den i de statistiska analyser som genomförts i denna studie. Vattennivåsänkning vinter (m) 6,5 6 5,5 5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Höljessjön** Fjällrämmen Storsjön Skallbergssjön Vägsjön Letten Mussjön Bergsjön Stor-Ullen 2008/ / /2011 Bjälvern Rattsjön* Norra Örsjön* Skrocksjön* Diagram 1. Vattenståndssänkningar under vinterperioden åren * Oreglerade sjöar. ** Vattennivåsänkningen i Höljessjön avviker stort från de andra sjöarna: 27,47 m 2009, 29,69 m 2010 och 28,81 m

12 3.2 Inventeringsresultat Isoetider Antal isoetider beräknades för varje sjö (tabell 4) och jämfördes sedan med sänkning under vinterperioden (m). Tabell 4. Antal isoetider i de inventerade sjöarna åren Antal isoetider Sjöar Stor-Ullen Bjälvern Bergsjön Skrocksjön Norra Örsjön Rattsjön Vägsjön Fjällrämmen Skallbergssjön Storsjön Mussjön Letten Resultatet 2009 visar att alla sjöar med en vattenståndsförändring under en meter under vinterperioden hade två olika isoetider eller fler (diagram 2). Där ingick alla sjöar som är oreglerade eller som ingick i grupp C. Alla sjöar där amplituden var över en meter och som tillhörde grupp A eller B hade färre än två isoetider. Sambandet mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden var tydligt (logaritmiskt samband, R²= 0,76). Den sjö som saknade isoetider var Letten. Antal arter isoetider y = -0,87Ln(x) + 1,75 R 2 = 0, Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 2. Samband mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden Resultatet från 2010 (diagram 3) visar även det på ett lågt antal isoetider i de sjöar där vattennivån sänktes som mest under vinterperioden. I alla sjöar som hade en 8

13 sänkning på mer än en meter fanns det som mest en isoetid och det var i samtliga sjöar vekt braxengräs, en isoetid som kanske inte är lika missgynnad som övriga isoetider vid reglering (Hellsten 2007). Mussjön och Letten hade inga isoetider. Flest isoetider (fyra stycken) fanns i Bjälvern och Stor-Ullen (grupp C) och i alla oreglerade sjöar fanns det tre isoetider. Sambandet mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden var tydligt (logaritmiskt samband, R²= 0,81). 5 y = -0,84Ln(x) + 1,73 R 2 = 0,81 4 Antal arter isoetider Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 3. Samband mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden Resultatet från 2011 skiljer sig från övriga år och det var överlag väldigt få isoetider i alla sjöar. De största skillnaderna var att man i Rattsjön där det tidigare funnits minst tre isoetider nu bara hittades en (notblomster) och att det i Storsjön där det tidigare funnits en isoetid nu fanns både styvt- och vekt braxengräs. Sambandet detta år var inte alls lika tydligt som de övriga åren, R² = 0,39 (diagram 4). Det kan finnas flera olika orsaker till denna skillnad och en möjlig förklaring när det gäller Storsjön kan vara variationer i vattennivå under sommaren. I vattennivådatat ser man att nivån 2011 var en meter lägre än nivåerna under provtagningen 2009 och 2010 (tabell 5). Detta ser man även tydligt på bilderna som är tagna på transekterna vid provtagningstillfällena (figur 5). Tabell 5. Faktiska vattennivåer under provtagningen i Storsjön. Inventeringsdatum Vattennivå (m) , , ,7 9

14 Figur 5. Transekt 3 Storsjön, bilden till höger är tagen vid inventeringen år 2011 och den till vänster år När det gäller sambandet antal isoetider och sänkning under vinterperioden 2011 om man inte räknar med Storsjön blev korrelationen (R² ) 0,63 istället för 0,39. 3 y = -0,40Ln(x) + 0,94 R 2 = 0,39 Antal arter isoetider Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 4. Samband mellan antal arter isoetider och vattennivåsänkning under vinterperioden Räknar man samman resultatet för antal isoetider i de inventerade sjöarna under alla åren (Diagram 5) blir sambandet med sänkning under vinterperioden inte så tydligt som 2009 och 2010 (logaritmiskt samband, R²= 0,59). Det avvikande resultatet från 2011 har stor påverkan på sammanvägningen och det är viktigt att man tar hänsyn till andra faktorer som exempelvis vattennivåer även under sommaren när man analyserar resultaten. 10

15 5 y = -0,71Ln(x) + 1,48 R 2 = 0,59 4 Antal arter isoetider Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 5. Samband mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden Regleringsindex WIc Resultatet när vi använde oss av det finska vattenregleringsindexet WIc visade en stor skillnad mellan sjöarna i grupp C-D och de i grupp A-B (Diagram 6) Letten var den sjö som fick lägst WIc index (-100) följt av Skallbergssjön, Fjällrämmen och sedan Vägsjön (Tabell 6). Tabell 6. WIc- index i de inventerade sjöarna Sjöarna är sorterade i fallande ordning efter WIc-index WIc- index Sjöar Rattsjön 42,9 8,3 40 Norra Örsjön 41,7 27,3 22,2 Stor-Ullen 27,3 28,6 25 Skrocksjön 18, ,9 Bjälvern 15,4-21,4 12,5 Bergsjön -9-21,4-28,6 Mussjön -33, Storsjön -33,3-71,4 0 Vägsjön Fjällrämmen -71,4-66,7-100 Skallbergssjön -77, Letten Det fanns ett tydligt samband mellan WIc och sänkning under vinterperioden (logaritmiskt samband, R²= 0,83). Även här verkade det vara ett tröskelvärde vid sänkningar runt 1 m under vinterperioden, då indexet minskar som kraftigast. 11

16 y = -28,36Ln(x) - 33,23 R 2 = 0,82 WIc Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 6. Samband mellan vattenregleringsindexet WIc och sänkning under vinterperioden Resultatet från 2010 (Diagram 7) visade även som vid 2009 ett väldigt starkt samband mellan vattenregleringsindex (WIc) och sänkning under vinterperioden (logaritmiskt samband, R²= 0,89). Letten, Vägsjön, Storsjön och Skallbergssjön (Grupp A och B) hade de lägsta indexen medan Skrocksjön, Stor-Ullen, Rattsjön och Norra Örsjön (Grupp C och D) hade de högsta indexen y = -29,05Ln(x) - 41,355 R 2 = 0,89 WiC- index Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 7. Samband mellan vattenregleringsindexet WIc och sänkning under vinterperioden års makrofytinventering gällande vattregleringsindexet (Diagram 8) skiljde sig något från övriga inventeringsår dock inte så mycket som vid antalet isoetider. Fjällrämmen och Vägsjön hade båda ett WIc- index på -100 följt av Skallbergssjön och sedan Letten. Skrocksjön, Stor-Ullen, Rattsjön och Norra Örsjön (Grupp C och D) hade de högsta WIc-index värdena i likhet med tidigare år. Den största skillnaden var Storsjön som hade ett WIc-index på 0, trots över 3 meters vattennivåsänkning, tidigare har indexet varit -33,3 år 2009 och - 71,4 år Förklaringen kan vara densamma som vi det höga antalet isoetider, att vattennivån vid provtagningstillfället skiljde sig en meter från de övriga två åren 12

17 (se tabell 4). Sambandet mellan vattenregleringsindexet och sänkning under vinterperioden 2011 var ändå tydligt (logaritmiskt samband, R²= 0,73) y = -25,128Ln(x) - 30,845 R 2 = 0,73 WIc- index Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 8. Samband mellan vattenregleringsindexet WIc och sänkning under vinterperioden När man lägger ihop data från ser man att det finns ett tydligt samband mellan vattenregleringsindexet WIc och sänkning under vinterperioden (logaritmiskt samband, R²= 0,80). Detta trots skillnader mellan 2011 års undersökningar och de övriga två årens resultat (Diagram 9). 100 y = -27,362Ln(x) - 35,055 R 2 = 0, WIc index Sänkning under vinterperioden (m) Diagram 9. Samband mellan vattenregleringsindexet WIc och sänkning under vinterperioden

18 3.2.3 Ekologisk status För att kunna överföra resultatet till en bedömning av ekologisk status gjordes en preliminär och förenklad klassning av WIc- index 2009 (Wallsten 2010). Denna klassning användes även för att utvärdera 2010 och 2011 års resultat. En preliminär klassning av Vattenregleringsindex (WIc) utfördes enligt: > 20 = Hög status (-20)-20 = God status (-50)-(-20) = Måttlig status (-90)-(-50)= Otillfredsställande status <=( -90) = Dålig status Resultaten för sjöarna i denna studie visas nedan i tabell 7. Tabell 7. Bedömd status med avseende på regleringspåverkan i de undersökta sjöarna. A = Kraftig reglering, B = Måttlig reglering, C = Reglerad utan kraftig nedsänkning under vintern, D = Oreglerade referenser för makrofyter. Sjö Regleringsgrad Höljessjön A Otillfredsställande status Otillfredsställande status Otillfredsställande status Letten A Dålig status Dålig status Otillfredsställande status Fjällrämmen A Otillfredsställande Otillfredsställande Dålig status status status Skallbergssjön A Otillfredsställande status Otillfredsställande status Otillfredsställande status Vägsjön B Otillfredsställande Otillfredsställande Dålig status status status Storsjön B Måttlig status Otillfredsställande God status status Mussjön B Måttlig status Måttlig status Måttlig status Bergsjön C God status Måttlig status Måttlig status Stor-Ullen C Hög status Hög status Hög status Bjälvern C God status Måttlig status God status Skrocksjön D God status Hög status Hög status Rattsjön D Hög status God status Hög status Norra Örsjön D Hög status Hög status Hög status Jämför man den ekologiska statusen med bedömd regleringsgrad så stämmer den bra under alla tre inventeringsåren. Referenssjöarna (grupp D) ligger mellan god eller hög status alla åren och Grupp C (svagt reglerade) ligger mellan måttlig och hög status. I Bergsjön var vattennivåförändringen under vinterhalvåret 2010/2011 över en meter vilket kan förklara den sämre statusen (måttlig) det året. Sjöarna som bedömdes ha en måttlig regleringspåverkan, grupp B hade måttlig till dålig status förutom Storsjön som hade god status 2011, förklaring till detta kan vara faktisk vattennivå vid provtagningstillfället (tabell 5). De sjöar som bedömdes ha kraftigast reglering, grupp A hade alla otillfredsställande eller dålig status. 14

19 4 Diskussion Dessa studier visar att det finns ett tydligt samband mellan makrofytsamhällets artsammansättning och vattennivåsänkning under vinter, ett resultat man även fått i flera andra studier (Garcia and Ballesteros, 1996; Hellsten, 2009). Trots att detta var en relativt liten studie med 10 reglerade och 3 oreglerade sjöar kunde man se en tendens till vilka arter som gynnas vid reglering och vilka som missgynnas under de tre inventeringsåren. Jämför man det finska klassificeringssystemet (tabell 1) med resultatet i denna studie förekom de flesta arter även i de värmländska sjöarna. Skulle man komplettera tabell 1 med fler arter som finns i olika utbredningsområden i Sverige skulle man kunna få ett bra underlag för ett regleringsindex baserat på makrofyter som kan fungera även för svenska förhållanden. I den rapport länsstyrelsen i Värmland gjorde efter första undersökningsåret 2009 undersökte vi relationen mellan makrofyter, isoetider eller WIc index korrelerat till vinternedsänkning. Då vi inte såg något tydligt samband mellan antal makrofyter och diversitet med sänkning under vinterperioden valde vi att inte utvärdera detta i denna rapport (Wallsten, 2010). 4.1 Isoetider Sambandet var betydligt starkare mellan antal arter isoetider och sänkning under vinterperioden 2009 och därför utvärderades detta även för 2010 och Problem uppstod då det skulle bestämmas vilka arter som skulle ingå i gruppen isoetider. Vi valde att ha med notblomster, styvt och vekt braxengräs samt strandpryl. Vi valde att inte räkna med sylört som också är en isoetid men som gynnas av reglering. Troligtvis är även vekt braxengräs till viss del gynnad av sänkning under vinterperioden, då den förekom lika ofta i de reglerade som oreglerade sjöarna under åren. I de sjöar som hade störst sänkning under vinterperioden trivdes isoetiderna vekt braxengräs och sylört, medan de oreglerade och mindre reglerade sjöarna hyste arterna notblomster, styvt braxengräs och strandpryl. Det kan förklaras genom att de sistnämnda arterna har styvare och mindre flexibla blad än vekt braxengräs och sylört och därmed har svårare att anpassa sig till förändringar i bottensubstrat. Resultatet 2009 och 2010 var väldigt lika när det gällde antal isoetider medan resultatet 2011 skiljde sig från de övriga åren. En anledning som diskuterats i rapporten är att det var högre vattennivåer i några av de undersökta sjöarna under sommaren 2011 vilket är mer likt de naturliga förhållandena i en sjö då man inte dämmer upp sjön för att spara vatten till vintern. Strandpryl som 2009 och 2010 funnits på flera transekter i Skrocksjön, Stor-Ullen och Bjälvern påhittades inte år År 2011 var det en annan person som inventerade sjöarna än 2009 och 2011 vilket kan vara en anledning till skillnader i artbestämning. 4.2 WIc- regleringsindex Vattenregleringsindexet WIc visades vara den parameter som korrelerade bäst med sänkning under vinterperioden under alla åren. WIc är baserat på antal arter som gynnas, missgynnas eller inte påverkas av reglering. De sjöar som hade lägst WIc-index (många arter som gynnas av reglering samt få som missgynnas) var Letten, Skallbergsjön, Höljessjön, Fjällrämmen och Vägsjön. Dessa sjöar var de som på förhand tordes vara starkt påverkade av reglering baserat på tillåten regleringsamplitud och ingick i grupp A (kraftigt reglerade sjöar). Resultatet 15

20 pekar på att det finns ett troligt tröskelvärde runt 1 m vattennivåsänkning under vintern där makrofytsamhället förändras som mest. Detta styrker även Västra Götalands undersökning där Storsjön (SE ) var den enda sjö som hade över en meters amplitud och bedömdes ha dålig status medan de övriga sjöarna hade måttlig till hög status (Nilsson och Johansson, 2012). 4.3 Vad behöver vidareutvecklas? Ett problem vid utvärdering av resultat kan vara att man inte alltid känner till praktiserad vattenföring i sjöarna. De stora kraftverksbolagen brukar kunna tillhandahålla denna information medan mindre vattenkraftägare ofta saknar dessa uppgifter. Om alla sjöar var lodade så man skulle dessutom få en uppfattning om litoralens utbredning och lutning som också påverkar ekologin i litoralzonen i samband med reglering. En möjlig åtgärd för att minska påverkan på makrofytsamhället vid reglering är att använda sig av miljövänlig reglering. Strategin är då att man så mycket som det är möjligt anpassar vattenståndsvariationerna till de naturliga nivåerna eller att man använder sig mindre av korttidsreglering så att arterna hinner flytta på sig eller anpassa sig (Renöfält et al. 2009) Slutsatsen är att det finns bra möjligheter för att utveckla ett regleringskänsligt index för makrofyter i sjöar. Det behöver dock anpassas efter olika växters utbredningsområde och det kommer därmed att skilja sig beroende på vart i Sverige man ska genomföra inventeringen av makrofyterna. I Värmland har vi många oligotrofa sjöar som troligtvis hyser färre arter naturligt än i de södra delarna av landet. Detta kan påverka resultatet och det kan vara en förklaring till att sjöarna i Västra Götalands studie fick mycket högre WIc index än de värmländska sjöarna (Nilsson och Johansson, 2012). Ett större geografiskt urval av sjöar är därför viktigt när man ska utarbeta ett nationellt användbart index. 4.4 Bedömningsgrunder för ekologisk status I alla de sjöar där vi undersökt makrofyter har vi även gjort bottenfaunaundersökningar. En rapport som utvärderar resultaten från bottenfaunan kopplat till regleringspåverkan håller på att tas fram och ska vara klar till sommaren Det är sedan önskvärt att man jämför resultaten från dessa olika biologiska parametrar för att se om de kompletterar varandra eller om de visar på motstridiga resultat. I dagsläget pågår det arbete med att ta fram nya bedömningsgrunder till statusklassningen inom Vattenförvaltningen. Vi tror därmed att det dataunderlag vi fått fram genom dessa studier kan komma väl till användning i det arbetet. 16

21 5 Referenser Ecke F (2007:02) Utvärdering av metoder för makrofytinventering. ISSN: Gacia E and Ballesteros E (1996). The effect of increased water level on Isoetes lacustris L. in lake Baciver, Spain. J. Aquat. Plant Manage 34: Hellsten S and Riihimäki J (1996). Effects of water level regulation on the dynamics of littoral vegetation in northern Finland. Hydrobiologia 340: Hellsten S (1997). Environmental factors related to water level regulation a comparative study in northern Finland. Boreal Env. Res 2: Hellsten S (2009). Macrophyte responses to water level fluctuation in Fennoscandinavian Lakes- Applying a common index. Verh. Inertnat. Verein. Limnol. 30: Mossberg B, Stenberg L & Ericsson S (1992). Den nordiska floran. Wahlström & Widstrand. Naturvårdsverket (2003). Handbok för miljöövervakning. Undersökningstyp: Makrofyter i sjöar. Version 1: Naturvårdsverket (2010). Handbok för miljöövervakning. Undersökningstyp: Makrofyter i sjöar. Version 2:0, Nilsson C (1981). Dynamics of the shore vegetation of a North Swedish hydroelectric reservoir during a 5-year period. Acta Phytogeographica Suecica. 69. Nilsson, C och Johansson, K (2012). Vegetation i fem sjöar i Viskan och Ätrans vattensystem Medins Biologi. Renöfält B. M, Jansson R och Nilsson C (2009). Effects of hydropower generation and opportunities for environmental flow management in Swedish riverine ecosystem. Freshwater Biology 55: Rintanen T (1996). Changes in the flora and vegetation of 113 Finnish lakes during 40 years. Ann Bot Fennici 33: Rörslett B (1985). Regulation impact on submerged macrophytes in the oligotrophic lakes of Setesdal, South Norway. Verh Internat. Verein. Limnol. 22: Sandsten H och Carlsson N (2007). Undervattensväxter i några skånska sjöar - Skeingesjön, Raslången, Krankesjön, Oppmannasjön, Hammarsjön, Araslövssjön, Siesjö, Västra Sorrödssjön och Häckebergasjön. Wallsten, M (2010). Makrofyters respons på vattenförändringar i 13 värmländska sjöar. En lämplig parameter för att bedöma sjöars status i reglerade sjöar? Länsstyrelsen i Värmland. Publ nr 2010:12. ISSN:

22 18

23 6 Bilagor Bilaga 1. Fältprotokoll

24 Bilaga 2. Fältprotokoll

25

26 Länsstyrelsen Värmland, Karlstad,