Bottenfaunaundersökningar i ett biflöde till Lärjeån

Bottenfaunaundersökningar i ett biflöde till Lärjeån -hur påverkas bottenfaunan vid restaurering. Fredrik Wahlqvist Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen i Biologi BIO602 Biologi: Examensarbete 15 hp VT 2014 Institutionen för Biologi och Miljövetenskap Göteborgs universitet Examinator: Catharina Olsson Institutionen för Biologi och Miljövetenskap Göteborgs universitet Handledare: Johan Höjesjö Institutionen för Biologi och Miljövetenskap Göteborgs universitet

Innehållsförteckning Sammanfattning. 3 Summary 3 Syfte... 4 Bakgrund 4 Allmänt om bottenfauna... 4 Bottenfaunans informationsvärde..... 5 Vad innebär restaurering... 5 Hur påverkar restaureringsarbete bottenfaunan... 6 Metoder. 7 Lokalbeskrivning.. 7 Insamling.. 7 Artbestämning.. 8 Analyser 8 Resultat.. 9 Lokalbeskrivning... 9 Artsammansättning och abundans 9 Index-värden 11 Funktionella grupper 13 Diskussion.. 13 Slutsatser 14 Tack 15 Referenser.. 16 Bilagor 18 Fältprotkoll över vatten förhållanden 18 Fältprotkoll över närmiljön.... 18 Karta och koordinater 19 Storleksfördelning på sparkproverna. 20 Artlista för restaurerade sträckor... 21 Artlista för opåverkade sträckor 22 2

Sammanfattning Denna studie syftar till att undersöka vad som händer med den bottenlevande insektsfaunan efter att en restaurering genomförts av en strömsträcka. Försvinner de helt, ökar de eller påverkas de inte alls? För att undersöka detta genomfördes sparkprover i Kvarnbäcken där den sista åtgärden genomfördes sommaren 2013. Artsammansättningen jämfördes mellan restaurerade sträckor och sträckor där inga åtgärder genomförts. Vad som händer grundar sig först och främst på vilken typ av restaurering som genomförs och hur kraftig påverkan den har. Efter en kraftig åtgärd kan det ta lång tid innan bottenfaunan återhämtar sig medan det går fortare vid små. Vilka arter som etablerat sig varierar utifrån artsammansättningen i närområdet och vilka arter som koloniserar området först. Frågan om en restaurering resulterar i en ökad diversitet respektive abundans finns det inget generellt svar på utan beror på det specifika vattendragets förutsättningar. I denna studie konstaterades en statistisk skillnad i både antalet dagsländor och antal individer av den funktionella gruppen skrapare som var högre på restaurerade sträckor. Varför är det intressant att titta på bottenfauna? Bottenfaunan är en grundbult i ekosystemen som finns i vattendrag. De är en viktig födokälla för många större organismer både i vattnet och på land. De bidrar även med att tillföra näring till systemet genom att bryta ner organiskt material som sedan finns kvar i området och går uppåt i näringsväven. De gör också att näringsämnen får en längre uppehållstid vilket gör att näring inte transporteras lika fort nedströms och minskar därmed övergödningsproblemen. Vissa arter är ekologiskt intressanta då de är känsliga för förändringar i ph värde och/eller näringsstatus. Dessa arter används ofta för ekologisk statusklassning av vattendrag. Summary The aim of this study is to investigate what happens to the bottom dwelling insect fauna after a restoration has been made. Do they disappear, do they increase or are they not affected. To answer this question kicksamples were made in Kvarnabäcken where the last step of the restoration was made in the summer of 2013. The species composition was compared between restored stretches and stretches where no alteration had been made. What happens after a restoration depends mainly on what type of restoration that is been made and how extensive it has been. After an extensive restoration it can take a long time before the insect fauna recover compared to a small restoration were the recovery is fast. What species that establish after a restoration depends in the species composition of the surrounding area and what species that first establish a population in the area. The question does restoration result in an increased biodiversity have no simple answer, it depends on the conditions of the specific stream. In this study a significant difference was found in the number of mayflies and the number of individuals in the functional group called scrapers. The number was higher on the restored reaches. Why is it interesting to look at bottom dwelling insects? They are an important part of the ecosystems in streams. They are a big food source for many large organisms living in streams. They also increase the amount of nutrients in the stream by digesting organic material, adding it into the food web. This also means that the nutrient stay a longer time in the area and the downward transportation is slower. Some species are ecologically interesting because they are sensitive to changes in ph and/or nutrient status. These species are often used for the ecological classification of a stream. 3

Syfte Syftet med detta examensarbete är att undersöka om man drygt ett år efter restaurering kan se en förändring i bottenfaunan för Kvarnbäcken ett biflöde till Lärjeån. H 0 : Det är inte någon skillnad mellan sträckor där restaurering har genomförts och sträckor som inte har åtgärdats. H 1 : Restaureringen har resulterat i en förändring i bottenfaunans sammansättning/antal. Bakgrund Allmänt om bottenfauna Bottenfauna definieras som organismer som lever i vatten och är direkt knutna till bottensubstratet, detta kan vara svårt ibland eftersom vissa arter periodvis eller under vissa livsstadier inte är bundna till botten (Lundgren, 2010). Oftast hittar man dem i sjöar och vattendrag men de finns även i mossar och andra fuktiga miljöer. Bottenfauna används idag som en del i den biologiska statutklassningen av vattendrag och sjöar. Vid denna typ av undersökningar använder man sig av praktiska skäl av en storleksbegränsning för vad man betecknar som bottenfauna som beror på att man som standard använder en maskstorlek på 1,5 mm för håvnätet (Lundgren, 2010). Man brukar dela in bottenfauna i fem funktionella grupper: Filtrerare, detritusätare, rovdjur, skrapare och sönderdelare. Ofta dominerar sönderdelare och filtrerare högt uppe i system där mycket material faller ner i vattnet. Vissa arter kan vara svåra att placera i en specifik grupp då de placeras i olika grupper under olika livsstadier. Ofta är det larvstadier som man hittar när man gör sparkprov. Några av de vanliga artgrupperna som man brukar finna vid sparkprover är dagsländor (Ephemeroptera), nattsländor (Trichoptera) och bäcksländor (Plecoptera). Man kan också finna skalbaggslarver (Coleoptera) och i vissa vattendrag musslor (Bivalvia) (Figur 1). Figur 1: Dagsländelarv Ephemera danica, nattsländelarv Hydropsyche pellucidula, bäcksländelarv Amphinemura borealis, skalbaggslarv Limnius volckmari och ärtmussla Pisidum sp. Foto: Fredrik Wahlqvist 4

Bottenfaunans informationsvärde Bottenfauna har använts länge för att skatta vattenkvalitén. Den är en grundbult i ekosystemet, en viktig födokälla för bland annat fisk och vissa arter är mycket känsliga för förändringar i ph och/ eller näringsstatus (Lundgren, 2010). Bottenfauna används därför i vattenförvaltningen för att bedöma ekologisk status och är en viktig del i kalkuppföljning. Den kan även användas för att hitta speciellt skyddsvärda miljöer och områden som är opåverkade som därmed kan vara extra viktiga att bevara. Den ger även möjlighet att veta vad som hänt en tid bakåt vilket man inte kan få med direkta, kemiska vattenmätningar. Detta eftersom vissa arter lever upp till fyra-fem år i vattnet. Detta minskar risken att man missar extremvärden som kan vara svåra att lyckas mäta men som man kan se i bottenproven genom att en art saknas som vanligtvis finns där och exempelvis är känslig för låga ph värden. Det finns olika sätt som man kan använda bottenfauna för att jämföra förhållanden mellan olika vatten. Man kan använda sig av indikatorarter eller index. Indikatorarter är arter som uppfyller vissa kriterier, det handlar om att de ska påvisa lokala förhållanden d.v.s. vara stationär, att de ska vara känsliga för små förändringar (Lundgren, 2010). Men det handlar också om att de ska vara billiga att provta. De behöver vara tillräckligt vanliga så att man får dem om man genomför sparkprov och att de är ganska lätta att känna igen. Det är viktigt att informationen man får inte är beroende av vid vilken tid på året man är ute eller vilket vattendrag man tittar på. Det är också positivt om det är en art som är flerårig i sitt limniska stadie. Till detta måste man kunna knyta påverkan, exempelvis populationsnedgång, till en viss faktor vilket krävs för att man ska kunna dra några slutsatser. Man bör även känna till hur arten påverkas av naturliga variationer som sker i vattendraget så att dessa inte tolkas som effekter av yttre påverkan (Lundgren, 2010). Ett sätt att minska den risken är att kombinera indikatorarter med olika typer av index som summerar resultatet av flera arter som är känsliga för exempelvis ph förändring (Lundgren, 2010). Det finns index för bland annat försurning, eutrofiering, förorening. Med ett ASPT-index tittar man på en integrerad påverkan från eutrofiering, föroreningar med syretärande ämnen och habitatförstörande påverkan som rätning/rensningar inklusive grumlingar i vattendraget (Hedlund, 2012). Danskt fauna-index fokuserar på eutrofiering och organiska föroreningar. Medan man med ett MISA-index tittar på försurning. En annan typ av index är Shannons diversitetsindex som är ett mått på artrikedomen och fördelningen av individer mellan arter. Om en art dominerar sänker det indexvärdet medan stort antal arter med inbördes jämn fördelning i antal individer ger ett högt indexvärde (Hedlund, 2012). Den stora fördelen med index jämfört med indikatorarter är att man får en bild över hela bottenfaunasamhället vilket ger en tydligare och framförallt säkrare bild. Man kan lättare urskilja enstaka faktorer som är orsak till förändringar i abundans om det sker hos flera arter än om man bara tittat på en enskild art. På det viset kan man utesluta att det är lågt ph som har slagit ut en försurningskänslig art om flera andra försurningskänsliga arter finns kvar. För att få bra indexvärden krävs det större fältarbeten och god artkunskap för att få säker information vilket tar mer tid och mer kunskap än vad indikatorarter kräver (Lundgren, 2010). Vad innebär restaurering? Restaurering av vattendrag handlar om att driva vattendraget mot ett naturligare förhållande ifråga om morfologi och bottensubstrat. Det handlar om att skapa en blandning av lugnflytande partier blandat med grunda forsande partier som båda är viktiga ur bottenfaunasynpunkt (Gustafsson et al., 2013). Många vattendrag i Sverige har varit utsatta för rätning och rensning av sten vilket gjort att de har förlorat sin naturliga variation och är enformiga med snabbt flöde och 5

liten variation i bottensubstratet (Figur 2) (Degerman, 2008). I Kvarnbäcken har det framförallt handlat om rensning av sten för att öka flödeshastigheten på grund av kvarnverksamhet. Resultatet har blivit hårt packade bottnar som domineras av sand och lera och ett högt vattenflöde. Detta har lett till att lekande havsöring haft svårt att gräva ner rommen vilket gjort att en stor del av rommen drivit iväg nedström. Den rom som kommit ner i botten får lätt problem med dålig syresättning. Restaureringen har därför fokuserat på att få tillbaka sten i vattnet. I Kvarnabäcken har restaureringen inneburit att man har transporterat dit ny sten som man har lagt i bäcken för att skapa en varierande botten, man har även skapat några lekbottnar. Tanken är att bottnarna inte ska vara så hårda och därmed underlätta för havsöringsleken. Restaureringen har gjorts under en period av två år och de senaste åtgärderna gjordes sommaren 2013. För bottenfaunan innebär stenarna att heterogeniteten ökar i bäcken vilket skapar mikrohabitat som gör att ett större antal arter kan tänkas trivas i vattendragen (Lepori et al., 2005, Brown, 2003). Figur 2: Biflöde till Vindelälven, före (ovan) och efter (nedan) flottledsrensning. Restaureringen har lett till en ökad vattendragsbredd och en minskad vattenhastighet (Degerman 2008). Hur påverkar restaureringsarbetet bottenfaunan? Hur bottenfauna påverkas vid restaurering beror framförallt på hur kraftig restaurering som genomförs. Ofta sker restaureringen under en kort tid och kolonisation sker ofta snabbt efter avslutat projekt. I vissa fall handlar det om några månader innan bottenfaunan är tillbaka (Degerman, 2008). Den restaurering som skett i Kvarnabäcken har varit en enkel restaurering i form av handkraft och har inte resulterat en speciellt kraftig störning. Rapporter som har undersökt effekterna av restaurering där stor påverkan har gjorts genom exempelvis breddning av flodplanet och utläggning av stenkistor i vattnet har en nedgång i bottenfaunan konstaterats. Dessa nedgångar har i många fall visat sig vara temporära och bottenfaunan har en förmåga att återhämta sig (Muotka et al., 2002). I rapporten Uppföljning av flottledsrestaurering Nyträskbäcken av Tina Hedlund undersöktes effekterna av en kraftig restaurering som innebar grävande av nya djuphålor och öppnande av tidigare torrlagda sidofåror. Där noterade man ett år efter restaureringen att individtätheten minskat kraftigt. Vid en sparkprovsinventering 13 år senare hade individtätheten återhämtat sig och antalet taxa hade ökat (Hedlund, 2012). 6

Metoder Lokalbeskrivning Kvarnabäckens källsjöar ligger på Vättlefjäll. I de övre delarna domineras närområdet av myrmark och barrskog som övergår i ädellövskog på väg nedför fjället. Bäcken rinner sedan genom odlingslandskap innan den mynnar ut i Lärjeån (Wengström, 2009) (Figur 3). För varje provtagning skrevs ett fältprotokoll med information om vattenhastighet, vattendjup och detaljer om närområdet (Bilaga 1, 2). Figur 3: Karta över Kvarnabäcken som är platsen där sparkproverna har tagits (www.saija.net, 2014, Eniro, 2014 ) Insamling Kvarnabäcken delades upp i sträckor som definierades som restaurerande respektive opåverkade. Restaurerade sträckor innebar att material i form av sten hade lagt i bäcken i varierande mängd. Opåverkade sträckor var områden som man inte hade gjort några direkta åtgärder på som fanns mellan restaurerade sträckor. I bäcken genomfördes tio sparkprov på restaurerade respektive på opåverkade sträckor. Varje sparkprov genomfördes inom en yta på 1 meter av bäckens längd och hela bäckens bredd, om möjligt, under 30 sekunder. På grund av att det hade lagt sig is på bäcken sparkades inte alltid hela den faktiska bredden av bäcken men den bredd som sparkades har noterats i fältprotokollen. En begränsning som lades in vid val av sträckor var att sträckan skulle klassats som en trea vilket innebär att minst 50 % av sträckan ska ha klassats som strömmande när man tittar på strömförhållande kategorin i Biotopkarteringen. Detta eftersom sparkprov är anpassade för dessa förhållanden och för att jämföra liknande lokaler. Sparkytorna hade slumpats ut i förväg och markerats på en karta (för karta och koordinater för sparkytorna se bilaga 3). Håven som användes vid sparkproverna hade en öppning som var 32 cm bred och 25 cm hög och en maskstorlek som var 0,25 mm. Bottenfaunan samlades upp i burkar med 70 % etanollösning som märktes med lokalens nummer. Alla burkar togs sedan in på labb där varje prov lades i en vanna med samma maskstorlek som håven och sköljdes med vatten för att få bort det 7

finkornigaste materialet. Därefter lades provet i en plastlåda med vatten där insekterna plockades ut och lades i burkar med 70 % etanollösning. Stereolupp fanns till hands för att titta på om små saker var skräp eller en insekt. Men i huvudsak användes inget hjälpmedel vid utplockningen. Artbestämning Artbestämning skedde på labb under stereolupp med hjälp av nycklingslitteratur (se referenslistan). Varje sparkprov analyserades var för sig och arter och antal skrevs in i ett exceldokument. Bestämningen skedde till lägsta möjliga taxanomiska nivå utifrån den kunskap författaren besatt. För arter som var svåra att säkert artbestämma hjälpte Markus Lundgren och Niklas Wengström på Sportfiskarna till. Analyser Till att börja med jämfördes individabundans och artsammansättning mellan lokalerna. Därefter beräknades Shannons diversitetsindex, Danskt faunaindex, ASPT-index som sedan jämfördes mellan lokalerna. För att kunna se om skillnader var statistisk säkra användes Mann-Whitney U- test eftersom data inte följde normalfördelning. Med Shannons diversitetsindex tittar man på hur många arter det finns och fördelningen av individer mellan arterna (Hedlund, 2012). Indexet beräknas enligt formeln: H = -Σ n i /N*log 2 *n i /N I formeln står N för det totala antalet arter, och n i för antalet individer av den i: te arten. Många arter och jämn fördelning i antalet individer mellan arterna ger ett högt värde. Ett fåtal arter och några som dominerar resulterar i ett lågt värde. För Danskt faunaindex använder man två olika tabeller (Naturvårdsverket, 2000). I första tabellen får man fram antalet diversitetsgrupper där vissa släkten ger positiva poäng och andra negativa. Detta värde används sedan i andra tabellen. Där finns det fem olika grupper, i varje grupp noteras första påträffade släkte eller familj. Summan av de fem grupperna ger indexvärdet (Naturvårdsverket, 2000). ASPT-index räknas ut genom att olika familjer eller klass för Oligochaeta får olika poäng utifrån hur känsliga de är för antropogen störning (Naturvårdsverket, 2000). Poängen summeras och delas sedan på antalet ingående familjer. Detta betyder att ett högt värde innebär att vattendraget haft låg påverkan av antropogen störning. Några arter som ger högsta poäng (10) är bäcksländefamiljer som Molannidae, Perlidae och Taeniopterygidae, dagsländorna som Heptageniidae och Ephemeridae, som nattsländorna Sericostomidae, Lepidostomatidae och Goeridae. I andra ändan finns Chironomidae som ger 2 poäng och Oligochaeta som bara ger 1 poäng (Naturvårdsverket, 2000). För att se på fördelningen av arter utifrån hur och vad de äter mellan restaurerade och opåverkade sträckor delades arter och familjer in olika funktionella grupperna (Figur 4) se ovan under Allmänt om bottenfauna. För att bestämma vilken funktionell grupp som arter tillhörde användes rapporterna: Bottenfauna i Flian och Hornborgaån av Liungman et al., och Bottenfaunan i Skåne 2003 av Pröjts och Nilsson. 8

Figur 4: En representant för varje funktionell grupp. Filtrerare Simuliidae, detritusätare Leptophlebia vespertina, predator Sialis sordida, skrapare Heptagenia sulphurea, sönderdelare Leuctra fusca. Foto: Fredrik Wahlqvist Resultat Lokalbeskrivning Den dominerande marktypen i närmiljön på de opåverkade sträckorna varierade medan de restaurerade bara bestod av åkermark. (Figur 4A). För dominerande bottensubstrat, som täckte minst 50 % av ytan, var det liknande förhållanden med en lite mindre andel sand på opåverkade sträckor (Figur 4B). För en fullständig tabell för respektive sparkprov med mer information se bilaga 1 och 2. Figur 4: A. Dominerande marktyp i närområden till bäcken, 20 m åt sidorna från bäckens kant. B. Dominerande, täcker minst 50 % av botten, bottensubstrat i bäcken. Sand 0,002-2 mm, grus 2-20 mm, sten 20-200 mm. Artsammansättning och abundans Totalt fångades 1152 individer (633 från de restaurerade sträckor och 519 från opåverkade sträckor), fördelade på 28 taxa (för båda typerna av sträckor). De flesta bestämdes ner till artnivå förutom Diptera där bestämningen har stannat vid familj och Oligochaeta som stannat vid klass, (för komplett artlista se bilaga 5,6). Vid jämförelse av antal individer mellan de olika familjerna dominerade Ephemeroptera följt av Diptera på restaurerade sträckor medan det var motsatt förhållande på opåverkade sträckor med Diptera som dominerade (Figur 5A). 9

Dessa data räknades sedan om till antal individer per m 2 eftersom områdena som sparkades varierade i storlek. Den enda signifikanta skillnaden var mellan antalet Ephemeroptera på restaurerade och opåverkade sträckor (Figur 5B)(p<0.05). Figur 5: A. Totala antalet individer i de olika familjerna på restaurerade respektive opåverkade sträckor. B. Medelantalet individer per m 2 för de olika familjerna. Data presenteras som medel± standardfel. *indikerar att p<0,05. På de restaurerade sträckorna var Baetis sp. det släktet som totalt sett var vanligast. Därefter kom Simuliidae och Chironomidae som också fanns på alla sträckor men totalt sett färre individer. Övriga arter fanns på vissa sträckor och variationen mellan sträckorna var stor (Figur 6A). Den sträcka som hade flest individer totalt hade 120 individer den med minst antal 13 individer (Bilaga 4). De opåverkade sträckorna dominerades av Simuliidae följt av Baetis sp. och Chironomidae (Figur 6B). Dessa fanns på de flesta sträckorna men inte på alla. Även här var det stor variation mellan sträckorna med 136 individer som mest och 8 som minst (Bilaga 4). 10

Figur 6: A. Summerad artfördelning för de restaurerade sträckorna med ett fåtal dominerande arter. B. Summerad artfördelning för de opåverkade sträckorna. Även här dominerar ett flertal arter men inte lika kraftigt som på de restaurerade sträckorna. Index-värden För de olika indexen (Shannons diversitetsindex, ASPT och DFI) som användes var det liten skillnad mellan restaurerade och opåverkade sträckor när man summerade antalet för varje sträcktyp (Bilaga 5, 6). Detta kan man också se när man tittar på hur fördelningen av indexvärden för varje sparkprov separat (Figur 7A, B, C)(p>0.05). 11

Figur 7: A. Fördelningen av Shannons diversitetsindex, B. ASPT index. C. Danskt faunaindex från restaurerade respektive opåverkade sträckor. 12

Funktionella grupper Skrapare var vanligast på de restaurerade sträckorna framförallt i form av Baetis sp medan filtrerare var vanligast på de opåverkade sträckorna främst i form av Simuliidae (Figur 8). Det var en signifikant skillnad i förekomst av skrapare (p< 0,05) mellan de två typerna av sträckor. För filtrerare fanns en tendens (p=0,08) till skillnad. För detritusätare, predatorer och sönderdelare var antalet individer på restaurerade och opåverkade sträckor ganska lika (Figur 8). Figur 8: Medeltalet individer per m 2 för olika funktionella grupperna på restaurerade respektive opåverkade sträckor. Data presenteras som medel± standardfel. * indikerar att p<0,05. Diskussion Det var stor variation i antal individer mellan sparkproverna som för de restaurerade sträckorna till viss del kan förklaras med att man på vissa sträckor helt förändrat bottensubstratet medan man på andra slängt i större stenar som kan ha mindre effekt på bottenfaunan. Artsammansättningen påverkas av dominerande bottensubstrat (Jähnig & Lorenz, 2008) vilket kan förklara de stora skillnader som noterades på de restaurerade sträckorna. Samtidigt finns det studier som tittat på habitatdiversitet och kopplat det till diversitet för både fisk och bottenfauna och inte sett någon förändring med ökad habitatdiversitet (Lepori et al., 2005). Det finns studier som visar på ökade tätheter av bottenfauna (Negishi & Richardson, 2003, Matthaei et al., 2005) och förändring i artsammansättning mot renvatten krävande arter i jordbruksåar som restaurerats (Gortz, 1998). Andra studier hittar ingen eller mycket liten effekt (Harrison et al., 2004, Roni et al., 2005, Lepori et al., 2005, Laasonen et al., 1998). Vad finns det för orsaker till att man får så olika resultat för bottenfauna i olika rapporter? Det finns många möjliga orsaker att man får små effekter för bottenfaunan vid restaureringar. Den viktigaste kan vara att habitatdiversiteten inte var den begränsande faktorn eller att restaureringen inte löste de brister som fanns i miljön. En annan faktor är tid, ofta sker undersökningar bara ett par år efter restaurering och man följer inte upp effekterna under en längre tid. Detta gör att man kan missa förändringar som sker efter en längre tidsperoid. En annan viktig sak i sammanhanget är svårigheter/felkällor vid provtagningen med populationer som kan variera kraftigt mellan år och att provtagningen är anpassad för en viss typ av substrat och vissa flödesförhållanden (Degerman, 2008). 13

Att just Baetis sp. ökat på de restaurerade sträckorna kan bero på många saker men två viktiga komponenter är att de fanns i bäcken i stort antal även på opåverkade sträckor och möjligheten att de är snabba kolonisatörer. Kombinationen av dessa faktorer kan ha varit orsaken till att de ökat så kraftigt men att fler arter kommer att komma in med tiden. I en meta-analys av Miller et al. (2010) använde man 22 publikationer där man tittade på ett flertal faktorer relaterat till bottenfauna. De såg att ökad fysisk habitat heterogenitet resulterade i ett ökat artantal bottenfauna medan effekten på individantalet var osäkrare. De konstaterade att publikationer relaterade till bottenfaunan i allmänhet bygger på dåligt genomförde undersökningar som saknade referensområden eller före och efter undersökningar vilket gav ett sämre underlag för analysen. Även här konstaterade man att bottenfaunan har en potential att snabbt återkollonisera påverkade områden liksom Degerman (2008) konstaterat. Det betyder inte att kolonisation alltid sker snabbt, i vissa fall kan det ta flera år. Detta kopplat med att vissa arter tar längre tid på sig att kolonisera områden (Gustafsson et al., 2013, Niemi et al., 1990) borde man följa upp effekten i bäcken under ett antal år framöver för att se vad som händer på längre sikt. En annan viktig faktor är hur många arter som faktiskt finns i vattendraget och som potentiellt ska kunna etablera sig i det restaurerade området. Det kan innebära att även om man skapar bra miljöer så har dessa arter försvunnit från vattendraget eller finns inte i närheten av de restaurerade områden vilket gör att det tar tid innan etablering sker. Generellt kan man säga att det krävs en population inom 5 km från det restaurerade området för att etablering ska ske (Sundermann et al., 2011, Palmer et al., 1997). Koloniseringen påverkas även av konkurrens mellan befintliga arter och nyetablerade arter samt artspecifika livscykelegenskaper (Palmer et al., 1997). Tittar man på de olika indexen så var det förväntat att ingen skillnad noterades för ASPT och DFI indexen eftersom de framförallt fokuserar på vattenkvalité. Indexresultaten visar däremot på att de fungerar lika bra vid olika bottenförhållanden. Shannon diversitetsindex förväntades kunna skilja men gjorde det inte vilket kan bero på den korta tiden efter restaurering och att artpoolen i området inte är speciellt stor. Tittar man på funktionella grupper så noterades ingen skillnad i denna undersökning förutom för skrapare. Att skarpare ökar kan bero på att när mängden substrat ökar även mängden föda i form av algpåväxt på stenarna. I en rapport av Laasonen et al. (1998) fokuserade man på grupperna sönderdelare och detritusätare och hur de påverkades av restaurering och hur lång återhämtningstiden var. Ingen skillnad hittades för de funktionella grupperna mellan kanaliserade sträckor och sträckor som restaurerats med olika tidsintervaller. Den enda skillnaden man kunde se var att antalet individer var lägst en månad efter restaurering och att antalet ökade med tiden för båda sträcktyperna. Detta kan tyda på dessa grupper inte påverkas nämnvärt av restaurering. En viktig sak att tänka på när man tittar på resultaten är att man inte kan dra några slutsatser utifrån denna rapport om annat än just för denna bäcken. För att kunna göra det hade man behövt genomföra sparkprov i ett flertal bäckar som rinner ut i Lärjeån för att kunna säga något generellt om resultatet av restaureringar i Lärjeåns biflöden. Tanken var från början att genomföra sparkprover i en bäck till men på grund av väderförhållanden i form av tjock is gick det inte att genomföra. Ett annat problem var att för att få fram en yta att genomföra sparkprovet behövde ett hål slås upp i isen och isen behövde transporteras bort. Under detta arbete finns en risk att individer transporterades bort, även om effekten försökte minimeras. Slutsatser Vad kan man förvänta sig för effekter på bottenfaunan efter en restaurering? Många faktorer påverkar: möjliga negativa effekter av restaureringen, återkolonisering och immigration av nya 14

arter som beror på de ekologiska förhållandena i vattendraget men även intilliggande vattendrag. Till sist är det under hur långt tidsintervallet man undersöker som påverkar om en restaurering kan anses som lyckad eller misslyckad ur ett bottenfauna perspektiv (Spänhoff & Arle, 2007). Det finns studier som pekar åt båda hållen, denna rapport stöder till del de som inte funnit någon skillnad, men i vissa avseenden de studier som konstaterat skillnader. Man måste titta på vilka möjligheter det finns att öka artdiversiteten och för totala mängden individer måste man konstatera vad som är den begränsande faktorn. Man måste även vara medveten om att akvatiska ekosystem skiljer sig mot terrestra ekosystem i det att strukturen bestäms av dynamiken hos rinnande vatten och inte av vilka arter som finns (Spänhoff & Arle, 2007). Har man ett rätat och homogent vattendrag som man restaurerar för att skapa mikromiljöer borde bottenfaunan öka i artdiveristet och abundans (Brown, 2003). Det är dock omöjligt att förutse hur bottenfaunadiversiteten påverkas av en restaurering eftersom dessa ekosystem är naturligt dynamiska (Mayer & Rietkerk, 2004). Slutsatsen är att restaurering av vattendrag kan fungerar som en grundplåt för att öka bottenfaunadiversiteten men där vattendragens individuella egenskaper och den naturliga dynamiken kommer att avgöra slutresultatet (Palmer et al., 1997). Varför är det då viktigt att titta på effekterna på bottenfaunan, kan man inte helt enkelt ignorera dem eftersom man får så spretiga resultat? Det enkla svaret är nej eftersom bottenfaunan är en viktig del i ekosystemet i ett vattendrag. Det är en viktig födokälla för fisk vilket gör att om man är intresserad av fisk är bottenfauna viktigt. De är även viktiga när det gäller nedbrytning av löv och annat organiskt material som hamnar i vattnet. De påverkar även primärproduktionen i vattendraget och ökar uppehållstiden för näringsämnen i vattnet vilket minskar näringstransporten nedströms (Wallace & Webster, 1996). Detta gör att det är viktigt att titta på bottenfauna och hur den påverkas av restaureringar även om det varierar mellan rapporter och kan vara svårt att få tydliga resultat. Sammanfattningsvis kan man konstatera att de resultat som denna rapport kom fram till stödjer både rapporter som inte konstaterad någon förändring och rapporter som sett förändringar. Det vore intressant att fortsätta göra sparkprov regelbundet under en längre tid för att se om en förändring kommer att ske över tid eftersom det varit kort tid efter restaurering som sparkproven genomfördes. Tack Jag vill tacka Johan Höjesjö som varit handledare för detta projekt och hjälpt med planeringen inför projektstart. Tack till Niklas Wengström på Sportfiskarna som föreslog projektet och som hjälpt till med planering, fältarbetet och även senare artbetsämningen. Ett tack till Markus Lundgren på Sportfiskarna som även han hjälpt till med artbestämning. Tack till Sportfiskarna region Väst för att jag fick sitta på kontoret med artbestämningen var mycket trevligt. 15

Referenser Brown, L. 2003. Spatial heterogeneity reduces temporal variability in stream insect communities. Ecology Letters 6, pp. 316-325 Degerman, E. 2008. Ekologisk restaurering av vattendrag. Naturvårdsverket & Fiskeriverket. Eniro, 2014 Gortz, P. 1998. Effects of stream restoration on the macroinvertebrate community of the River Esrom, Denmark. Aquatic Conservation: Marine Freshwater Ecosystem 8, pp.115-130. Gustafsson, S., Österling, M., Skurdal, J., Schneider, L.D. & Calles, O. 2013. Macroinvertebrate colonization of a nature-like fishway: The effects of adding habitat heterogeneity. Ecological Engineering 61, pp. 345-353 Harrison, S.S.C., Pretty, J.L., Shepherd, D., Hildrew, A.G., Smith, C. & Hey, R.D. 2004. The effect of instream rehabilitation structures on macroinvertebrates in lowland rivers. Journal of Applied Ecology 41, pp. 1140-1154. Hedlund, T. 2012. Uppföljning av flottledsrestaurering Nyträskbäcken bottenfauna och fisk. Aquanord AB. Jähnig, S. & Lorenz, A.W. 2008. Substrate-specific macroinvertebrate diversity patterns following stream restoration. Aquatic Sciences 70, pp. 292-303. Laasonen, P., Muotka, T. & Kivijärvi, I. (1998). Recovery of macroinvertebrate communities from stream habitat restoration. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 8, pp. 101-113. Lepori, F., Palm, D., Brännäs, E. & Malmqvist, B. 2005. Does restoration of structural heterogeneity in streams enhance fish and macroinvertebrate diversity?. Ecological Applications 15, pp. 2060-2071. Lundgren, M. 2010. Bottenfaunaundersökningar vid ett vattenkraftverk I Rolfsåns vattensystem ett vattenkraftverks påverkan på bottenfaunan. Göteborgs Universitet. Matthaei, C.D., Diehl, S. & Huber, H. 2005. Large-scale river restoration enhances geomorphological diversity and benthic biodiversity. American Geophysical Union. Mayer, A. L. & M. Rietkerk. 2004. The dynamic regime concept for ecosystem management and restoration. BioScience 54, pp. 1013 1020. Miller, S.W., Budy, P. & Schmidt, J.C. 2010. Quantifying Macroinvertebrate Responses to In- Stream Habitat Restoration: Applications of Meta-Analysis to River Restoration. Restoration Ecology 18, pp. 8-19. 16

Muotka, T., Paavola, R., Haapala, A., Novikmec, M. & Laasonen, P. 2002. Long-term recovery of stream habitat structure and benthic invertebrate communities from in-stream restoration. Biological Conservation 105, pp. 243-253. Naturvårdsverket 2000. Rapport 4913 Bedömningsgrunder för Miljökvalitet; Sjöar och Vattendrag. Naturvårdsverket Förlag Negishi, J.N. & Richardson, J.S. 2003. Responses of organic matter and macroinvertebrates to placement of boulder clusters in a small stream of southwestern British Columbia, Canada. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 60, pp. 247-258. Spänhoff, B. & Arle, J. 2007. Setting Attainable goals of stream habitat restoration from a macroinvertebrate view. Restoration Ecology 15, pp. 317-320 Sundermann, A., Stoll, S. & Haase, P. 2011. River restoration success depends on the species pool of the immediate surroundings. Ecological Applications 21, pp. 1962-1971 Wallace, J.B. & Webster, J.R. 1996. The role of macroinvertebrates in stream ecosystems function. Annual Reviews Entomology 41, pp:115-139 Wengström, N. 2009. Biotopkartering av Lärjeåns biflöden 2009. Länsstyrelsen i Västra Götalands län. www.saija.net. 2014 Bestämningslitteratur Edington, J.M. & Hildrew, A.G.1981. A key to the caseless Caddis larvae of the British Isles with notes on their ecology. Freshwater Biological Association 43, 92 sidor. Engblom, E., Lingdell, P.-E. & Nilsson, A.N.1990. Sveriges bäckbaggar (Coleoptera, Emididae) artbestämning, utbredning, habitatval och värde som miljöindikatorer. Entomologisk tidskrift, 111: 105-121. Lillehammer, A. 1988. Stoneflies (Plecoptera) of Fennoscandia and Denmark. Fauna Entomologica Scandinavica 21, 165 sidor. Liungman, M., Boström, A., Nilsson, P-A & Christensson, M. 2013. Bottenfauna i Flian och Hornborgaån. Länsstyrelsen i Västra Götalands län. Mandahl-Barth, G. 2000. Småkryp i sötvatten. Fältbiologerna. Nilsson, A. 1996. Aquatic Insects of North Europé Volume 1. Apollo Books, Stenstrup. Pröjts, J. & Nilsson, A. 2003. Bottenfaunaundersökning I Skåne 2003. Länsstyrelsen i Skåne län. Wallace, I.D., Wallace, B., & Philipson, G.N. 2003. Keys to the case-bearing Caddis larvae of Britain and Ireland. Freshwater Biological Association 61, 264 sidor. 17

Bilagor Bilaga 1: Fältprotkoll över vatten förhållanden vid respektiver sparkprov. Förkortningsförklaring Täckningrad: D1= täcker >50% av totala ytan, D2= täcker 5-50% av totala ytan, och D3= täcker <5% av totala ytan Vattenhastighet: 1= Lugnt (<0,2 m/s) 2= Strömt (0,2-0,7 m/s) Kvarnabäcken Vatten Grov Fin Grov Lokal Bredd Medeldjup Maxdjup hastighet Sand Grus Sten Block detritus Död Ved Död Ved 1 1,2 0,4 0,4 1 D2 D3 D1 0 0 D1 0 2 1 0,35 0,4 2 D1 D3 D2 0 0 0 0 3 1,2 0,3 0,3 2 D3 D2 D1 0 0 0 0 4 1,7 0,45 0,5 1 D1 0 D2 0 0 0 D1 5 1 0,5 0,5 2 D1 D3 D2 0 0 0 0 6 1,5 0,3 0,3 2 D2 D3 D1 0 0 0 0 7 1,4 0,3 0,4 2 D1 0 D2 D3 0 0 0 8 2 0,3 0,3 2 D1 0 D2 D3 0 0 0 9 2 0,25 0,3 2 0 0 D1 0 0 0 0 10 2,5 0,3 0,4 2 0 0 D1 0 0 0 0 11 1,3 0,5 0,5 1 D1 0 0 0 D1 D1 0 12 1,6 0,6 0,6 1 D3 D2 D1 0 0 0 D1 13 1,6 0,4 0,5 2 D1 0 0 0 D1 D1 0 14 2,3 0,35 0,4 1 D2 D1 D3 0 D1 D1 0 15 2,3 0,3 0,4 1 D2 D1 D3 0 D1 D1 0 16 1,8 0,25 0,3 2 D1 D2 D3 0 D1 D1 0 17 1,7 0,2 0,3 2 0 D2 D1 0 0 0 0 18 1,5 0,3 0,4 2 0 D2 D1 0 0 0 0 19 1,9 0,25 0,3 1 0 D2 D1 0 0 0 0 20 2,2 0,3 0,6 2 0 D2 D1 0 0 0 0 Bilaga 2: Fältprotkoll över närmiljön, 20 m runt vattendraget, vid respektiver sparkprov. Täckningrad: D1= täcker >50% av totala ytan, D2= täcker 5-50% av totala ytan, och D3= täcker <5% av totala ytan Vattenhastighet: 1= Lugnt (<0,2 m/s) 2= Strömt (0,2-0,7 m/s) Kvarnabäcken Lokal Lövskog Barrskog Blandskog Kalhygge Äng Beskuggning Krontäckning 1 0 0 0 0 D1 1 1 2 0 0 0 0 D1 0 0 3 0 0 0 0 D1 1 0 4 0 0 0 0 D1 0 0 5 0 0 0 0 D1 1 1 6 D2 0 0 0 D1 2 2 7 D2 0 0 0 D1 2 2 8 D2 0 0 0 D1 2 2 9 D2 0 0 0 D1 3 2 10 0 0 D2 0 D1 3 3 11 0 0 0 0 D1 1 0 12 0 0 0 0 D1 0 0 13 0 0 D2 0 D1 0 0 14 D1 0 0 0 0 3 3 15 D1 0 0 D2 0 1 0 16 0 0 0 D1 0 0 0 17 0 0 D1 0 0 2 2 18 D1 0 0 0 0 1 0 19 0 0 D1 0 0 3 3 20 0 D1 0 0 0 3 3 18

Bilaga 3: GPS-koordinater för de 20 sparkproverna i Kvarnabäcken. Sparkproverna är markerade med vita prickar i kartan 19

Bilaga 4: Storleksfördelningen på sparkproverna. 20

Bilaga 5: Artlista för restaurerade sträckor. Kvarnabäcken Restaurerad (R), lokalnummer R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8 R9 R10 R total Ephemeroptera/Dagsländor 336 Ephemera danica 1 2 2 0 1 0 0 0 0 0 6 Caenis macrura 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 Baetis sp. 85 55 66 7 8 13 37 22 23 11 327 Heptagenia sulphurea 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 2 Plecoptera/Bäcksländor 46 Nemoura sahlbergi 2 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 Brachyptera sp. 8 3 0 0 3 4 4 10 1 1 34 Protonemura meyeri 0 4 0 0 0 0 1 0 0 0 5 Leuctra fusca 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0 2 Perlodes dispar 0 0 0 0 0 0 1 2 0 0 3 Trichoptera/Nattsländor 70 Hydropsyche pellucidula 3 2 1 0 0 2 2 0 2 0 12 Hydropsyche siltalia 3 4 2 0 0 5 2 2 1 1 20 Rhyacophila fasciata 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 2 Polycentropus flavomaculatus 2 2 1 0 0 2 1 0 1 2 11 Sericostoma personatum 1 4 3 0 0 0 0 0 0 0 8 Odontocerum albicorne 0 2 0 0 0 0 0 0 2 0 4 Halesus digitatus 0 3 0 0 0 0 1 0 2 1 7 Lepidostoma hirtum 3 0 1 0 0 0 0 1 0 0 5 Oxyethira sp./lype reducta 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 Megaloptera/Sävsländor 2 Sialis sordida 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 2 Odonata/Trollsländor 1 Cordulegaster boltoni 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 Diptera/Tvåvingar 166 Simuliidae 5 8 1 4 4 11 18 26 10 7 94 Chironomidae 3 11 7 2 2 7 10 1 12 6 61 Tipulidae 1 4 0 0 1 0 2 1 0 0 9 Tabanidae 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 2 Bivalvia/Musslor 1 Pisidium sp 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 Coleoptera 8 Limnius volckmari 0 2 0 0 1 1 1 0 1 1 7 Elmis aenea 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 Oligochaeta/Fåborstmaskar 3 Oligochaeta 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 3 Abundans 120 108 88 13 21 48 81 66 58 30 633 Abundans m2 100 108 73 8 21 32 58 33 29 12 41 Shannons diversitets index 1,88 2,76 1,60 1,42 2,55 2,85 2,45 1,99 2,61 2,40 2,66 ASPT 6,64 6,2 6,67 3,67 5,25 5,63 6,5 6,67 6,09 5,75 6,83 DFI 17 12 21 2 8 12 21 16 12 12 15 21

Bilaga 6: Artlista för opåverkade sträckor. Kvarnabäcken Opåverkad (O), lokalnummer O11 O12 O13 O14 O15 O16 O17 O18 O19 O20 O total Ephemeroptera/Dagsländor 99 Baetis sp. 0 5 8 9 14 3 31 18 5 4 97 Heptagenia sulphurea 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 Leptophlebia vespertina 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 Plecoptera/Bäcksländor 80 Brachyptera sp. 0 0 0 1 2 0 2 2 0 0 7 Protonemura meyeri 2 0 0 0 2 1 2 25 1 0 33 Leuctra fusca 0 0 0 1 3 1 3 5 0 3 16 Amphinemura borealis 0 0 0 0 0 0 8 12 0 1 21 Isoperla grammatica 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0 2 Isoperla difformis 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 Trichoptera/Nattsländor 69 Hydropsyche pellucidula 0 1 0 0 0 0 3 0 0 0 4 Hydropsyche siltalia 2 0 0 1 1 0 17 8 0 0 29 Rhyacophila fasciata 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 2 Polycentropus flavomaculatus 1 0 0 2 1 0 3 0 0 0 7 Sericostoma personatum 2 0 1 0 0 1 0 0 0 0 4 Odontocerum albicorne 1 0 0 0 0 0 2 0 0 0 3 Halesus digitatus 3 0 1 1 1 0 0 5 1 0 12 Lepidostoma hirtum 0 0 0 1 2 0 0 0 0 2 5 Oxyethira sp./lype reducta 0 1 2 0 0 0 0 0 0 0 3 Megaloptera/Sävsländor 1 Sialis sordida 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 Odonata/Trollsändor 2 Cordulegaster boltoni 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 2 Diptera/Tvåvingar 251 Simuliidae 3 0 10 16 26 4 42 53 5 0 159 Chironomidae 9 1 15 30 20 8 4 0 1 0 88 Tipulidae 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 Tabanidae 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0 2 Ceratopogonidae 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 Bivalvia/Musslor 2 Pisidium sp 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 2 Coleoptera 14 Limnius volckmari 0 0 0 0 0 7 5 2 0 0 14 Oligochaeta/Fåborstmaskar 1 Oligochaeta 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 Abundans 23 8 40 64 72 27 124 136 14 11 519 Abundans m2 12 3 25 28 31 15 73 91 7 5 29 Shannons diversitets index 2,41 1,55 2,38 2,22 2,38 2,59 2,76 2,73 2,15 2,12 3,16 ASPT 6,75 5 5,44 5,7 6,1 4,63 6,42 6,18 5,83 4,6 6,71 DFI 9 5 5 12 12 8 21 21 13 17 15 22