BOTTENFAUNAN I STENSJÖÅN OCH DESS TILLFLÖDE BOKÅN. en undersökning av tre lokaler

BOTTENFAUNAN I STENSJÖÅN OCH DESS TILLFLÖDE BOKÅN en undersökning av tre lokaler Daniel Wästlund C-uppsats i biologi Bi 76-90 hp Höstterminen 2007 Handledare: Per Askerlund Examinator: Måns Lindell

Abstract The purpose of this study has been to examine whether the bottom fauna of the stream Stensjöån and the stream Bokån, that has its outlet in Stensjöån, has been negatively influenced since the harvesting of peat began on the nearby peat moss Skäftesmyr or not. Comparison has been made with the results of index calculations from earlier examinations in the stream, two calculated indexes has been made, Danish faunaindex and ASPT-index. The sampling was made with the kick sampling method, SS-EN 27 828. Three locations were chosen for the examination, one upstream from the peat moss, one just downstream from where the brook from the peat moss joins Stensjöån and a third location near the outlet of the stream to the lake Stensjön. The samples were sorted and the found animals identified to the taxonomic level required for calculation of the two indexes. The results showed that two locations (Ulvsnäs and Axlarp) had unchanged very good index values, but the location near the brook from the peat moss showed signs of negative influence. If it is the harvesting of peat on the peat moss that has been the cause of the negative influence or not is not covered in this study. Sammanfattning Undersökningen har syftat till att se om bottenfaunan i Stensjöån har utsatts för någon negativ påverkan i jämförelse med tidigare undersökningar i avseende på beräkningar av Danskt faunaindex och ASPT-index sedan brytningen av torv inleddes på Skäftesmyr februari 2007. Detta undersöktes genom provtagning av bottenfauna i enlighet med den så kallade sparkmetoden, SS-EN 27 828. Tre lokaler användes i undersökningen, där en lokal låg uppströms om Skäftesmyr, en vid utloppet från Skäftesmyr och den tredje nedströms liggande punkten vid åns utlopp i Stensjön. erna sorterades och djuren identifierades till den taxonomiska nivå som krävdes av respektive grupp för att kunna göra indexberäkningarna. Danskt faunaindex och ASPT-index beräknades för de tre provtagningslokalerna, varav två lokaler (Axlarp och Ulvsnäs) gav oförändrat mycket bra värden, enligt naturvårdsverkets klassificering (Naturvårdsverket, 1999). Lokalen vid utloppet från Skäftesmyr uppvisade tecken på störning. Om störningen beror på torvbrytningen eller andra orsaker omfattas inte av denna undersökning.

Innehållsförteckning 1 Bakgrund... 1 1.1 Stensjöån... 1 1.1.1 Tidigare undersökningar... 1 1.1.2 Skäftesmyr... 3 1.2 Effekt av organisk förorening i strömmande vattendrag... 3 1.3 Syfte... 4 2 Metod... 5 2.1 Lokalbeskrivning... 5 2.2 Sparkmetoden... 6 2.3 Danskt faunaindex... 7 2.4 ASPT - index... 8 3 Resultat... 9 3.1 Art- och individrikedom... 9 3.2 Antal funna taxa... 11 3.3 Indexberäkningar... 12 4 Diskussion... 14 4.1 Diskussion av resultat... 14 4.1.1 Recipient för Forserums reningsverk... 17 4.1.2 Branden på FIAB AB i Forserum... 17 4.2 Slutsats... 18 4.3 Slutord... 18 Referenser... 19 Artbestämningslitteratur... 22

1 Bakgrund 1.1 Stensjöån Stensjöån med tillflöden är en del av Huskvarnaåns vattensystem som mynnar ut i Vättern. Stensjöån och dess två källflöden Bokån och Rummaån rinner upp mellan Malmbäck och Nässjö. Kansjön i Nässjö kommun utgör Bokåns källa. Avrinningsområdet för Stensjöån täcker c:a 75 km 2 och ån avvattnar främst skogs- och myrmarker, men även inslag av jordbruksmarker finns. Åns höga fallhöjd ger den ett strömmande till forsande lopp ända ner tills den mynnar ut i Stensjön. I avrinningsområdet finns det endast ett fåtal sjöar som kan utjämna flödesvariationerna vilket gör att Stensjöån har ett varierande vattenflöde (Miljökontoret, 1999). Naturvärden betecknades som höga på grundval av rödlistade arter samt hög diversitet så sent som 2004 (ALcontrol Laboratories, 2004). Den rödlistade art som hittats är dagsländan (Ephemeroptera) Rhitrogena germanica, men det finns också arter som tidigare varit rödlistade i Stensjöån, nattsländorna (Trichoptera) Hydropsyche saxonica, Ceratopsyche silfvenii och Notidobia ciliaris är numera borttagna från rödlistan. I ån finns dessutom öring Salmo trutta och bäckröding Salvelinus fontinalis (den senare är utplanterad) och varje år ses det spår av utter Lutra lutra. Forsärla Motacilla cinerea och strömstare Cinclus cinclus ses ofta och flera observationer har rapporterats av kungsfiskare Alcedo atthis (Miljökontoret, 1999). Stensjöån rinner förbi Forserum och är recipient för dess avloppsvatten. Åns vatten är humöst och betydligt färgat vilket förklaras av att det relativt stora inslaget av myrmarker i upprinningsområdet (Miljökontoret, 1999). 1.1.1 Tidigare undersökningar Tab. 2.1 innehåller de bottenfaunaundersökningar av Stensjöån med källflöden som ingår i denna studie. Utöver dessa kan det finnas ytterligare två undersökningar gjorda, 1980-06-30 och 1995-12- 11 enligt Martin Fransson (Personlig kommunikation, 10 januari, 2008), men de var ej tillgängliga. 1

Tab. 2.1. Tidigare undersökningar i Stensjöån, inklusive uträknade värden för Danskt faunaindex och ASPT-index som anger vattendragets hälsostatus. Lokal Vattendrag Datum DFI ASPT Referens Stensjöån 1984-12-06 Henrikson, Nyman & Oscarson, 1985 Ulvsnäs Stensjöån 1989-10-23 7 7,0 Henrikson & Medin, 1990 Finntorps såg Rummaån 1991-11-05 7 6,8 Ericsson, Henrikson & Medin, 1992 Fridkulla Bokån 1991-11-05 7 6,4 Ericsson, Henrikson & Medin, 1992 Stensjöån 1995-11-01 7 6,3 SLU, 1995 Stensjöån 1996-10-30 7 6,9 KM Lab, 1996 Stensjöån 1999-11-03 7 6,5 ALcontrol Laboratories, 1999 Stensjöån 2000-11-07 7 6,6 SLU, 2000 Stensjöån 2002-10-10 7 6,8 ALcontrol Laboratories, 2002 Stensjöån 2005-11-24 7 6,4 ALcontrol Laboratories, 2005 Stensjöån har sedan tidigare använts i undersökningar, främst för att följa upp recipientkontroll och försurningsmätningar, men även i samband med vägbyggnation (Martin Fransson, personlig kommunikation, 10 januari, 2008). Där lokal i Tab. 2.1 inte står angiven är den inte specificerad, då har det endast angetts en koordinat för provtagningsplatsen (vilket gjorts även när lokal varit angiven). De undersökningar som inte är märkta med lokal är dock gjorda i eller nära Ulvsnäs. Angivna värden för Danskt faunaindex (DFI) och ASPT-index har förts in i Tab. 2.1 från respektive rapport, i de rapporter där de inte angetts har värdena räknats ut. I en av undersökningarna har fynden dock inte identifierats tillräckligt långt för att detta skall vara möjligt. Stensjöån har enligt tidigare undersökningar förblivit relativt opåverkad av människan, den påvisar varken större spår av försurning, spår av övergödning eller gifter (Henrikson, Nyman & Oscarson, 1985; Henrikson & Medin, 1990; Ericsson, Henrikson & Medin, 1992; Miljökontoret, 1999). 2

1.1.2 Skäftesmyr Skäftesmyr är beläget cirka 20 kilometer öster om Jönköping och cirka tre kilometer söder om Forserum och förser Stensjöåns båda tillflöden, Rummaån och Bokån med vatten då de rinner på var sida om myren. Myren omfattar 172 ha varav den största delen under en längre tid har använts för strötorvtäkt och medfört att myren är kraftigt dikad. Den södra änden av myren är obrukad och består av cirka 40 ha orörd högmosse. Sedan 1987 finns det en koncession om blocktorvtäkt på mossen (Källgren, 2002), brytning av torv påbörjades dock inte förrän februari 2007. Torvbrytningen har fått kritik för att den troligen stör ett känsligt fågelliv, däribland den rödlistade smålommen (Gavia stellata) och ljungpiparen (Pluvialis apricaria). Det har även yttrats att torvtäkten skulle påverka Stensjöåns värdefulla bottenfauna med flera störningskänsliga arter inklusive den rödlistade dagsländan (Ephemeroptera) Rhitrogena germanica (Fritzon, 2005). En rik bottenfauna är en förutsättning för den öringstam som finns i ån. Farhågorna om en påverkan på Stensjöån yttrades med tanke på avsaknad av sedimentationsdammar i anknytning till de bäckar som leder ut i vattendraget från Skäftesmyr. Sedimentationsdammar finns nu på plats och enligt företagets miljökonsekvensbeskrivning förhindrar dammarna effektivt skada för nedströms liggande vatten (GeoPro AB, 2004). Länsstyrelsens erfarenhet är dock att torvtäkters påverkan på vattendragen varierar från ingen till stor negativ påverkan. Ansökan har gjorts om att utöka torvtäkten till att omfatta även mossens södra del, vilket dock fick avslag hos både länsstyrelsen (Länsstyrelsen i Jönköpings län, 2007b) och Miljödomstolen (Växjö Tingsrätt, 2007). 1.2 Effekt av organisk förorening i strömmande vattendrag Organiska ämnen tillförs naturligt till vattendrag. Som förorening räknas det när stora kvantiteter av organiskt material tillförs ett vattendrag. Det organiska materialet fungerar som substrat för mikroorganismer. Under nedbrytningsprocessen av det organiska materialet förbrukas det syre, den förändrade syrebalansen har en negativ effekt på bottenlevande djur i avseende på förändrad artsammansättning och diversitet. Även känsliga fiskbestånd drabbas (Moss, 1998). Med organisk förorening förknippas också partiklar, dessa påverkar hur djupt ljuset tränger ned i vattnet och därmed växternas fotosyntes, mer partiklar i vattnet ger lägre fotosyntes. Förändrade förutsättningar för fotosyntes påverkar artsammansättningen av växter och djur. Detta ger två orsaker till en förändrad bottenfauna, förändrad syrebalans och förändrade ljusförhållanden. Organiska föroreningar för ofta med sig gifter som ammoniak och sjukdomsalstrande bakterier. 3

Organisk förorening är framförallt ett problem i rinnande vatten genom en minskad syresättning, och då främst vattendrag som fungerar som recipienter för avloppsvatten (Skriver, 2001). Anledningen till att det är ett problem i rinnande vatten är att bottenfaunan i mycket liten grad består av nedbrytare och detriusätare och istället består av arter som är beroende av frånvaron av sediment och hög syrehalt. Delar av den organiska föroreningen inklusive partiklar lägger sig på bottnen och förändrar levnadsmiljöerna för känslig bottenfauna förutom att föroreningarna förbrukar värdefullt syre. 1.3 Syfte Syftet med denna undersökning har varit att se om bottenfaunan i Stensjöån och dess tillflöde Bokån har utsatts för någon negativ påverkan i jämförelse med tidigare undersökningar i fråga om indexvärden för Danskt faunaindex och ASPT-index sedan den senaste brytningen av torv började på Skäftesmyr i februari 2007. Frågan är av intresse då ån sedan tidigare har stora naturvärden och har utpekats som ett mål att bevara (Miljökontoret, 1999). Ett bidragande syfte har varit att denna undersökning ska kunna ligga till grund för framtida undersökningar och vara en del av en kontinuerlig bevakning av svenska vattendrag. 4

2 Metod För undersökningen valdes det att se på bottenfaunan då den visar en effekt över en längre tid. Vattenkemiska undersökningar visar pågående effekter medan bottenfauna visar även vad som hänt tidigare då bottenfaunan tar längre tid att återhämta sig. 2.1 Lokalbeskrivning För undersökningen har tre provtagningsplatser använts. Den första är belägen nära Stensjöåns utlopp i Stensjön. Lokalen heter Ulvsnäs eller Stensjöån i tidigare undersökningar. Den andra lokalen ligger strax nedströms från punkten där bäckarna från Skäftesmyr mynnar ut i Stensjöån. Lokalen heter i min såväl som i tidigare undersökningar Fridkulla och ligger i Stensjöåns ena tillflöde som heter Bokån. Den tredje lokalen, Axlarp, ligger cirka 2 kilometer uppströms från punkten där den översta av de två bäckarna från Skäftesmyr mynnar ut i Stensjöån. Från Axlarp är inga tidigare undersökningar gjorda. Även provpunkten vid Axlarp är belägen i Bokån. För karta se bilaga 1. Eftersom syftet med arbetet var att undersöka om ett eventuellt utsläpp från torvbrytningen på Skäftesmyr har haft någon negativ effekt på faunan i Stensjöån och Bokån motiverades valet av provplatserna enligt följande: En provtagningslokal nära platsen där bäckarna från Skäftesmyr mynnar ut, vilket blev Fridkulla. Valet av Axlarp baserades på att denna lokal ligger uppströms om punkterna där bäckarna från Skäftesmyr mynnar ut i Bokån och således borde vara opåverkad av torvbrytningen. Ulvsnäs valdes för att se om en eventuell effekt av torvbrytningen gick att spåra längre ned i åns lopp efter att en utspädning av utsläppet skulle ha skett. platserna vid Ulvsnäs och Fridkulla valdes även på grundval av att de fungerat som undersökningslokaler tidigare (Ericsson, Henrikson & Medin, 1992; Henrikson & Medin, 1990). De ytor som användes för provtagningen på de båda provtagningsplatserna fyller dessutom riktlinjerna som Naturvårdsverket ger för val av provtagningsplats (Naturvårdsverket, 1996). En provtagningsyta räknas som vattendragets hela bred längs en sträcka på tio meter. Ytan ska vara så homogen som möjligt i avseende på bottensubstrat, vegetation, vattendjup och strömförhållanden. För att förhindra påverkan från omgivningar skall provtagningsytan förläggas så att det är homogena omgivningar uppströms, minst 50 meter. erna togs 26 oktober vid Ulvsnäs och Fridkulla och den 2 november vid Axlarp vid liknande väderlek och oförändrat vattenflöde. De tre provtagningsplatserna valdes dessutom med tanke på att de skulle likna varandra i avseende på strömförhållande, bottensubstrat och vattendjup. Skisser över provtagningsplatserna finns i bilaga 4. För beskrivningar av provtagningsplatserna med foton se bilaga 3. 5

tagningsplatserna har dokumenterats i enlighet med Naturvårdsverkets mall för lokalbeskrivning (Naturvårdsverket, 2006). GPS koordinaterna togs med hjälp av en GPS-mottagare med namnet GPSMAP 60C av märket Garmin. Enligt mallen för lokalbeskrivningar mättes lokalens längd, bredd, djup och temperatur i såväl vatten som luft. Uppskattningar gjordes på följande parametrar: bottensubstrat, strand- och närmiljö samt beskuggning och krontäckning. Det som varken mättes eller uppskattades var vattnets färg och grumlighet, påverkan samt flora i strand- och närmiljön. Resultaten har sedan sammanställts i tabeller och i löpande text om varje provtagningsplats i bilaga 3. 2.2 Sparkmetoden Insamlandet av bottenfauna skedde i enlighet med den standardiserade sparkmetoden, SS-EN 27 828 (Naturvårdsverket, 1996). Håven som användes var kvadratisk och hade dimensionerna 25 cm x 25 cm med maskvidden 0,5 mm. tagningen gick till så att en sträcka av en meter i samma bredd som håven sparkades upp under en minut med hjälp av vadarstövlar. Djuren fördes med strömmen in i den mot botten placerade håven. Det insamlade materialet vändes ner i en plastvanna och håvens insida gicks över för att eventuella fastsittande djur skulle följa med. En grovsortering gjordes på plats där grövre sten och större kvistar och löv kastades bort efter att ha befriats från fastsittande djur. Djuren konserverades i etanol (slutkoncentration ca 70 %) i plastburkar som märktes upp med provtagningsplats, provnummer och datum. På varje provtagningsplats togs fem prover, fördelade så att hela provtagningsplatsen blev representerad i avseende på bottensubstrat, djup och strömhastighet. tagningsplatserna var dock relativt homogena med avseende på dessa faktorer vilket gör variationen liten. erna förvarades sedan i kylrum (8 C). Medavseende på hur insamlingen av materialet har gjorts så har inget avsteg gjorts från metodbeskrivningen i Bottenfauna i sjöars litoral och i vattendrag tidsserier (Naturvårdsverket, 1996), dock har inget vattenkemiskt prov gjorts som det rekommenderas i beskrivningen. Inte heller det rekommenderade sökprovet gjordes, detta till följd av en begränsad tillgång av tid. En osäkerhet finns i tiden som håvningen pågick i, ett avsteg på mellan fem och tio sekunder förekom mot de beskriva sextio. 6

erna sorterades sedan var för sig under starkt ljus och överfördes i mindre burkar med hjälp av plastvanna, pincett och pipett. Efter sortering konserverades djuren i ny etanol (slutkoncentration minst 70 %). Bestämning skedde med hjälp av stereolupp och ljusmikroskop med extern belysning. Djuren identifierades ned till familj eller släktesnivå, och i några enstaka fall till artnivå i enlighet med kraven för indexberäkningar (se nedan). För bestämningslitteratur hänvisas till det avsnittet i litteraturförteckningen. För taxonomin har hemsidorna Animal Diversity Web (Myers, Espinosa, Parr, Jones, Hammond & Dewey, 2006) och Fauna Europaea (Fauna Europaea Web Service, 2004) använts som komplement till bestämningslitteraturen. 2.3 Danskt faunaindex Danskt faunaindex (DFI) är en diversitetsberäkning som används som underlag för att ange grad av organisk/eutrofierande förorening. Metoden lämpar sig inte vid försurningspåverkade lokaler då ett par av indikatorarterna för metoden är försurningskänsliga. Den är inte heller lämplig för nära utlopp mot sjöar då djursamhället naturligt ser annorlunda ut där än längre upp i ett strömmande vattendrag. Anledningen till detta är att det naturliga samhället där påminner om samhället som uppstår strax nedströms om ett punktutsläpp. Ett sådant samhälle har betydligt mer filtrerare och detritusätare än vad ett strömmande vattendrag annars har (Länsstyrelsen i Jönköping, 2005). För min undersökning passar metoden dock bra då det är just organisk förorening som oro har yttrats om. Metoden som sådan består av två delar. Först räknas differensen ut mellan positiva indikatorarter/grupper (arter som trivs i rent vatten) och negativa indikatorarter/grupper (arter som klarar sig bra i förorenade vatten). Sedan utläses ur tabell vilket indexvärde man får. För varje indexvärde finns det dessutom kriterier på arter/grupper som måste förekomma för att får erhålla indexvärdet. Möter man inte kriteriet får man gå ner en nivå i indexet för att möta nästa kriterium (Naturvårdsverket, 1999). 7

2.4 ASPT - index ASPT-index (Average Score Per Taxon) är ett index som visar på allmän ekologisk kvalitet och kallas ibland för renvattenindex då det visar förekomsten av känsliga eller toleranta grupper. Indexet är ofta använt för att kontrollera försurning. Indexet går från 1 till 10 där höga värden betyder opåverkat vatten. Ett förorenat vatten saknar känsliga grupper och består av mer toleranta sådana, indexvärdet skulle då bli lågt. Alla grupper identifieras till familj, utom fåborstmaskar (Oligochaeta) som identifieras till klass. Ur tabell utläses sedan ett värde för varje identifierad familj, värdet motsvarar dess föroreningstolerans. Medelvärdet för alla ingående familjer ger indexvärdet (Naturvårdsverket, 1999). 8

3 Resultat 3.1 Art- och individrikedom Inventeringen resulterade i 6186 individer av totalt 46 identifierade taxa (Bilaga 2). Flest var dagsländor (Ephemeroptera, 2211 st.), tvåvingar (Diptera, 1457 st.), bäcksländor (Plecoptera, 852 st.), skalbaggar (Coleoptera, 746 st.) och nattsländor (Trichoptera, 560 st.). Grupperna med flest bestämda taxa var nattsländor (Trichoptera, 11 familjer), bäcksländor (Plecoptera, 10 arter), dagsländor (Ephemeroptera, 6 släkten) och tvåvingar (Diptera, 6 familjer). Fördelning av funna individer 100% 80% 60% 40% 20% Tagelmaskar (Gordioida) Snäckor (Gastropoda) Musslor (Bivalvia) Fåborstmaskar (Oligochaeta) Nattsländor (Trichoptera) Bäcksländor (Plecoptera) Nätvingar (Megaloptera) Dagsländor (Ephemeroptera) Tvåvingar (Diptera) Skalbaggar (Coleoptera) Kräftdjur (Crustacea) Spindeldjur (Arachnida) 0% Totalt Ulvsnäs Fridkulla Axlarp Fig. 4. Relativ fördelning av antalet individer mellan taxa (klass/ordning) på de olika lokalerna. 9

3000 2620 2500 Antal individer 2000 1500 1000 1514 2052 Axlarp Ulvsnäs Fridkulla 500 0 Fig. 4.2 Totala antalet individer på respektive provtagningslokal. Fig. 4.1 och Fig. 4.2 visar fördelningen av fynden baserat på antalet individer. Minst antal funna individer var det i Ulvsnäs, lokalen kännetecknades av övervägande individer av tvåvingar (Diptera) och dagsländor (Ephemeroptera). Ulvsnäs hade dessutom större andel fåborstmaskar (Oligochaeta) och snäckor (Gastropoda) än vad de andra lokalerna hade. Ulvsnäs hade dessutom provtagningens enda fynd av den försurningskänsliga sötvattensmärlan (Gammarus pulex). Fridkulla hade näst flest individer och skiljde sig från de andra provtagningsplatserna genom en större individandel av skalbaggar (Coleoptera) och tvåvingar (Diptera). Det som utmärker Axlarp är det stora individantalet av dagsländor (Ephemeroptera) och nattsländor (Trichoptera). Även det totala antalet funna individer är störst i Axlarp med bred marginal. Andra särdrag för Axlarp är ett större antal kräftdjur (Crustacea) där endast sötvattengråsugga (Asellus aquaticus) var representerad. Axlarp hade dessutom ett förhållandevis lågt antal individer av tvåvingar (Diptera) om man jämför med de två andra provtagningsplatserna. 10

3.2 Antal funna taxa Antal funna taxa Tagelmaskar (Gordioida) 50 45 40 Snäckor (Gastropoda) Musslor (Bivalvia) Fåborstmaskar (Oligochaeta) 35 Nattsländor (Trichoptera) Antal taxa 30 25 20 15 10 5 0 Totalt Ulvsnäs Fridkulla Axlarp Bäcksländor (Plecoptera) Nätvingar (Megaloptera) Dagsländor (Ephemeroptera) Tvåvingar (Diptera) Skalbaggar (Coleoptera) Kräftdjur (Crustacea) Spindeldjur (Arachnida) Fig. 4.3 Antal funna taxa per provtagningsplats och fördelningen av djurgrupper (klass eller ordning). Fig. 4.3 visar diversiteten genom att åskådliggöra antalet taxa, och dess fördelning bland de olika djurgrupperna istället för individrikedomen som i tidigare figurer. Fynden ger att Ulvsnäs och Axlarp som nummer två i detta avseende har den största diversiteten sett till antalet taxa. Om man bortser från grupper som endast innehåller enstaka fynd (Arachnida, Megaloptera, Gordioida) och tittar på grupper som representerades av fler individer ser man att antalet identifierade taxa av skalbaggar (Coleoptera), tvåvingar (Diptera), fåborstmaskar (Oligochaeta) och snäckor (Gastropoda) var konstant på de tre lokalerna. Bestämda taxa inom respektive grupp var dessutom de samma på samtliga lokaler (undantag för Diptera där ett taxon varierade). 11

Anmärkningsvärt är den stora variationen i antal funna grupper av dagsländor (Ephemeroptera) där det endast hittades två släkten i Fridkulla mot ett betydligt större antal i Ulvsnäs men även ett större antal i Axlarp. Av dagsländefynden från Fridkulla kan noteras att det var den tåliga familjen Baetidae som hade överlägset flest funna individer, vilket även var fångstbilden från Axlarp där dock även mer känsliga familjer var närvarande. Det fanns en variation bland antalet funna familjer av nattsländor (Trichoptera), och även här var det lägst antal fynd i Fridkulla. Det var dock ingen stor skillnad, och det var en variation i vilka familjer som hittades på respektive provlokal. Antalet taxa av bäcksländor (Plecoptera) var störst i Fridkulla och minst i Ulvsnäs. Skillnaderna var små och det var inte samma variation i vilka taxa som återfanns på de olika lokalerna. 3.3 Indexberäkningar 16 14 12 10 8 6 4 DFI Differens vid beräkning av DFI 2 0 Ulvsnäs Fridkulla Axlarp Fig. 4.4 DFI beräknat för de olika lokalerna och differensen i uträkningen av densamma. Vid uträkningen av DFI har jag inte lyckats identifiera om mina fynd av fjädermygglarver (Chironomidae) tillhör släktet Chironomus eller ej. Chironomus räknas som negativt taxon i uträkningen. Fjädermygglarver (Chironomidae) har hittats vid samtliga provplatser och i beräkningarna har jag antagit att det är Chironomus jag hittat för att få ett värsta fall värde. Nu har inte närvaron eller frånvaron av Chironomus någon större betydelse då samtliga provplatser får maximalt indexvärde även om Chironomus är närvarande. Skillnaden om det inte är Chironomus skulle i diagrammet ovan (Fig. 4.4.) bli att samtliga staplar med differens skulle adderas med ett. 12

Vid uträkning av DFI gav samtliga tre provtagningsplatser en maximal sjua. Detta kan översättas med obetydlig påverkan (Länsstyrelsen i Jönköpings län, 2005). Resultat för olika indexberäkningar har av Naturvårdsverket delats in i fyra olika klasser med förklarande text där obetydlig påverkan hänvisar till den bästa klassen i denna indelning (Naturvårdsverket, 1999). För att få en sjua vid beräkning av DFI krävs det att provtagningslokalen får minst tio i differens mellan positiva och negativa arter samt att man möter ett visst kriterium som fås ur tabell (Naturvårdsverket, 1999). Vid beräkning av DFI får alla tre sju med marginal, minst marginal i Fridkulla (differens 12) och störst marginal i Ulvsnäs (differens 15). Såväl värde på DFI som differens ligger på samma nivå som beräkningar gjorda vid tidigare provtagningar. Tab. 4.1 Resultat av indexberäkningar för respektive lokal. Ulvsnäs Fridkulla Axlarp Danskt faunaindex 7 7 7 ASPT-index 6,6 6,0 6,5 ASPT-index ger för Ulvsnäs och Axlarp värden som enligt Naturvårdsverket kan klassas som högt index och kan översättas till att vattendraget visar måttliga effekter av störning (Naturvårdsverket, 1999). Bottenfaunan kan enligt dessa indexvärden uppvisa tecken på störning men avvika endast litet från naturligt tillstånd. Beräknat ASPT-index för Fridkulla (6,0) ger enligt samma klassningssystem endast måttligt höga värden vilket kan översättas till att vattendraget skulle kunna uppvisa tydliga effekter av störning till följd av en avsevärd påverkan på levnadsmiljön. Tydliga effekter i form av en avvikelse, om än måttlig sådan, från den fauna som återfinns under opåverkade förhållanden. Beräknat värde för ASPT-index för Fridkulla är fortfarande inom vad som klassas som hög/god status, men dock sämre än vad övriga provtagningsplatser ger. Skillnaden i resultat från beräkningarna mellan Ulvsnäs/Axlarp och Fridkulla kan härledas till frånvaron av ett par familjer av dagsländor (Ephemeroptera) som ger mycket höga poäng vid indexberäkningen. 13

4 Diskussion 4.1 Diskussion av resultat Resultaten från mina provtagningar och beräkningar av indexvärden för såväl DFI som ASPT-index visar för Ulvsnäs och Axlarp på en svag eller obetydlig påverkan, medan resultatet för Fridkulla är mer svårtolkat då denna lokal får ett bra värde från beräkningen av DFI men ett betydligt sämre värde från beräkningen av ASPT-index. Jämför man provtagningsplatserna så ser man att Fridkulla har ett något mindre antal identifierade taxa än vad de två andra lokalerna har, den största skillnaden var hos dagsländorna (Ephemeroptera; Fig. 4.3). Dagsländor är en mycket föroreningskänslig grupp och kräver vatten och substrat av bra kvalitet. En familj som klarar sig bra även vid måttlig förorening är Baetidae, medan grävande arter av t.ex. familjen Ephemeridae snabbare försvinner, vilket återspeglas i tabellen för ASPT-index i Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999). I och med att dagsländor är en indikator för god vattenkvalitet är det oroande att det inte är fler familjer representerade än Baetidae och endast några exemplar av Leptophlebidae i Fridkulla, vilket också återspeglas i det lägre värdet för ASPT-index vid denna lokal. Vid en jämförelse med tidigare undersökningar (ALcontrol Laboratories, 1999; ALcontrol Laboratories, 2002; ALcontrol Laboratories, 2005; Ericsson, Henrikson & Medin, 1992; Henrikson & Medin, 1990; KM Lab, 1996) ligger mina resultat från Ulvsnäs och Axlarp på liknande värden som tidigare beräknats i de bägge använda indexen, se tab. 2.1 och tab. 4.1. För DFI gavs indexvärdet 7 för båda lokalerna, som är indexets maximala värde, och för ASPT-index 6,6 och 6,5 vilket är i linje med de senaste 10 årens mätningar (ALcontrol Laboratories, 1999; SLU, 2000; ALcontrol Laboratories, 2002; ALcontrol Laboratories, 2005) som ligger i intervallet 6,4-6,8. Slutsatsen för Ulvsnäs och Axlarp blir att de inte uppvisar någon negativ påverkan i jämförelse med tidigare undersökningar. 14

För Fridkulla ligger värdet för ASPT-index lägre än någon tidigare gjord undersökning i Stensjöån med ett par tiondelar oavsett lokal. Viktigt att notera är att den tidigare undersökningen från Fridkulla (Ericsson, Henrikson & Medin, 1992) även den gav ett förhållandevis lågt värde (6,4) om man jämför med andra provpunkter i Stensjöån med källflöden (6,3-7,0). Dock hade den förra undersökningen vid Fridkulla fler funna familjer av dagsländor (Ephemeroptera), däribland den känsliga arten Ephemera danica. Indexberäkningarna gav lite olika resultat för Fridkulla, DFI gav värdet 7, vilket är ett bra värde. Värdet från beräkningen av ASPT-index gav 6,0 vilket är att jämföra med lokalens senaste beräknade värde på 6,4 (Ericsson, Henrikson & Medin, 1992), och de senaste årens undersökningar i Stensjöån som gett värden i intervallet 6,4-6,8 (ALcontrol Laboratories, 1999; SLU, 2000; ALcontrol Laboratories, 2002; ALcontrol Laboratories, 2005). Enligt Naturvårdsverkets tolkning av indexvärden (Naturvårdsverket, 1999) så översätts ett värde för ASPT-index på 6,0 med endast måttligt höga värden och tydliga tecken på påverkan. Detta är en klass sämre i jämförelse med att den tidigare undersökningen från Fridkulla, som enligt samma klassning fått omdömet att ha höga värden och endast visa på måttliga tecken på störning (Ericsson, Henrikson & Medin, 1992). I enlighet med dessa jämförelser så blir slutsatsen att lokalen vid Fridkulla utsatts för en negativ påverkan i avseende på bottenfaunan. Dock är värdet fortfarande på en god nivå, då ett värde för ASPT-index på 6,0 är bland de bättre klasserna. Möjliga orsaker till det lägre indexvärdet för ASPT-index och bristen på fler familjer dagsländor (Ephemeroptera) i Fridkulla skulle kunna vara den under 2007 påbörjade torvbrytningen på Skäftesmyr. En torvbrytning medför att organiskt material sköljs ut i vattendraget såvida inte tillfredställande sedimentationsdammar finns på plats. Frigjort organiskt material kan ha sedimenterat i ån och orsakat en förändrad artsammansättning. Just sedimentationsdammarna har tidigare varit ifrågasatta kring Skäftesmyr och det kan tänkas att de inte varit tillräckliga utan att organiskt material förts ut i Stensjöån och påverkat bottenfaunan. Organiskt material skulle ha ökat syreförbrukningen i ån och syrekrävande arter skulle ha fått försämrade levnadsförhållanden. Sedimentationsdammarna fungerar nu tillfredställande enligt företagets miljökonsekvensbeskrivning (GeoPro AB, 2004). Det lägre indexvärdet för ASPT-index vid Fridkulla också kunna bero på att vattendraget utsatts för en försurningspåverkan från försurande humusämnen som frigörs vid torvbrytning. Att det är ASPTindex som ger utslag för ett sämre värde är en indikator för att detta skulle kunna vara fallet, detta då ASPT-index används för att mäta försurning. En kompletterande vattenkemisk undersökning skulle kunna belägga detta. 15

En annan tänkbar orsak till frånvaron av fler dagsländefamiljer (Ephemeroptera) skulle vara att ån utsatts för en långvarig eutrofiering, vilket inte är helt osannolikt då lokalen (Fridkulla) ligger i anslutning till både betesmark och åkermark. De närbelägna åkrarna skulle då kunna ha läckt näringsämnen till vattendraget med ökad syreförbrukning som resultat. Dock har jordbruk funnits i anslutning till lokalen en längre tid och borde då ha gett ett utslag redan i den tidigare undersökningen. Snarare kan jordbruk ses som orsak till den tidigare undersökningens något låga resultat från Fridkulla. Försämringen sedan den tidigare undersökningen torde då vara av någon annan orsak. Indexvärden är uppbyggda på förekomst av ett flertal arter som poängsätts. Detta leder till att om det är en mycket stor rikedom på t.ex. husbärande nattsländlarver (Trichoptera) och bäcksländenymfer (Plecoptera) skulle provet fortfarande få högt värde på indexberäkningar även om flera dagsländefamiljer (Ephemeroptera) saknas. De talrika fynden av ett par grupper skulle i så fall maskera frånvaron av en tredje grupp. Indexen talar endast om ett riktvärde för vattendragets fauna som helhet, det täcker inte in enskilda grupper, så som dagsländor (Ephemeroptera). För att få en bättre bild av bottenfaunan på en given lokal krävs att man noggrannare ser vilka fynd som finns inom varje grupp, och om det är känsliga arter kvar eller endast tåliga sådana. Sammanfattningsvis kan man konstatera att både Axlarp och Ulvsnäs gav bra indexvärden och att fynd gjordes av krävande taxa bland alla påträffade grupper. Fridkulla visar upp ett bra värde för DFI och ett lite sämre värde för ASPT-index och visar fynd av krävande taxa för samtliga grupper utom bland dagsländor (Ephemeroptera). I Fridkulla har god förekomst av bäcksländor (Plecoptera) och husbärande nattsländor (Trichoptera) kompenserat för frånvaron av dagsländorna (Ephemeroptera) vid beräkningen av DFI. Det krävdes en kompletterade beräkning av ASPT-index för att se att det faktiskt skett en negativ påverkan vid Fridkulla. 16

4.1.1 Recipient för Forserums reningsverk Stensjöån är sedan länge recipient för reningsverket i Forserum och det har flera gånger registrerats för en förhöjd kvävehalt. Kvävehalten klassas som mycket hög medan halten av fosfor endast är måttligt hög (Miljökontoret, 1999). Trots detta så visar tidigare bottenfaunaundersökningar ingen eller obetydlig påverkan i de mätningar som gjorts under den samordnade recipientkontrollen och naturvärdena klassas som mycket höga. Det finns ett uttalat mål att minska reningsverkets påverkan ytterligare i miljökontorets vattenöversikt (Miljökontoret, 1999). Ulvsnäs är den enda provpunkten som möjligen skulle kunna påverkas av reningsverket då de andra ligger uppströms. Tidigare undersökningar har inte visat någon negativ påverkan av reningsverket på Ulvsnäs, därför har ingen särskild hänsyn tas till detta vid indexberäkningarna. 4.1.2 Branden på FIAB AB i Forserum En faktor som skulle kunna påverka vattnet i Stensjöån är den brand som startade den tredje oktober 2007 hos företaget FIAB Forserum AB. Branden släcktes till en början av sprinklersystem och utifrån insprutat vatten. Släckvatten började läcka ut från en gatubrunn som stod i förbindelse med FIAB s interna reningssystem. Till följd av bland annat läckaget avbröts släckningen med vatten. Totalt beräknar man att fem till tio kubikmeter släckvatten läckte ut till den närliggande Smörgölen. Någon gång på morgonen trycktes det igensatta utloppsröret i Smörgölen bort och utblandat släckvatten rann ut i en bäck som mynnar ut i Stensjöån. Dagen efter branden togs vattenprover i Smörgölen, bäcken och Stensjöån. Resultatet visade på höga halter av svavel och zink, men även av andra metaller i Smörgölen. I bäcken noterades förhöjda halter av svavel och zink medan det i Stensjöån inte uppmättes några förändrade värden. En bottenfaunaundersökning har gjorts i berörda vattendrag men resultatet från denna har ännu ej publicerats (Länsstyrelsen i Jönköpings län, 2007a). Den enda av mina provtagningsplatser som skulle kunna beröras av utsläppet av släckvatten är Ulvsnäs då det är den enda som ligger nedströms om läckaget. Den ringa mängden släckvatten och den korta tid som utsläppet varade talar mot att någon effekt skall kunna ses. Ulvsnäs ligger dessutom en bra bit nedströms och släckvattnet skulle i så fall dessutom ha spätts ut kraftigt innan det nådde provtagningslokalen, mer troligt är att man skulle kunna spåra en effekt i anslutning till punkten där bäcken från Smörgölen förenar sig med Stensjöån. 17

4.2 Slutsats Enligt mina undersökningar uppvisar fynden vid provtagningslokalerna i Ulvsnäs och Axlarp ingen negativ påverkan eller förändring mot tidigare undersökningar då indexen visar på fortsatt mycket höga värden. tagningslokalen i Fridkulla har av resultaten i undersökningen att döma utsatts för någon slags negativ påverkan även om resultaten från indexberäkningarna fortfarande är goda. Denna negativa påverkan skulle kunna bero på torvtäkten på Skäftesmyr genom organisk förorening eller försurning genom försurande humusämnen. För att bekräfta en sådan påverkan och dess omfattning krävs fler och mer ingående studier. 4.3 Slutord Till sist skulle jag vilja tacka de som varit till hjälp i arbetet. Ett stort tack riktas till mina handledare, Per Askerlund på Högskolan för Lärande och Kommunikation i Jönköping och Martin Fransson på Länsstyrelsen i Jönköping. Dessutom tackar jag Marie-Louice Jarl och Magnus Apelqvist på Högskolan för Lärande och Kommunikation i Jönköping, Lena Blomkvist och Li Sundberg på Länsstyrelsen i Jönköping och Jan-Åke Fritzson i Södra Vätterbygdens Flugfiskeklubb som alla varit till hjälp på olika sätt under arbetets gång. 18

Referenser ALcontrol Laboratories (1999). Vätterns tillflöden (Jönköpings län) 1999. Linköping: ALcontrol Laboratories ALcontrol Laboratories (2002). Vätterns tillflöden inom Jönköpings län 2002. Linköping: ALcontrol Laboratories ALcontrol Laboratories (2004). Vätterns tillflöden inom Jönköpings län 2001-2003. Linköping: ALcontrol Laboratories ALcontrol Laboratories (2005). Vätterns tillflöden inom Jönköpings län 2005. Linköping: ALcontrol Laboratories Ericsson, U., Henrikson, L., & Medin, M. (1992). Bottenfaunan i tjugosex vattendrag i Jönköpings län 1991: en biologisk försurningsbedömning. Jönköping: Länsstyrelsen Fauna Europaea Web Service (2004) Fauna Europaea version 1.1, tillgänglig online på http://www.faunaeur.org (använd november 2007) Fritzon. J.-Å. (Södra Vätterbygdens Flugfiskeklubb). (2005) Yttrande ang. ansökan om brytning av torv i Skäftesmyr. Länsstyrelsens dnr 551-13578-04. Datum hos länsstyrelsen 2005-04-12. GeoPro AB (2004) Skäftesmyr torvtäkt: ansökningshandlingar för sökande av tillstånd enligt miljöbalken till täkt av torv på fastigheten Stenseryd 3:4 m fl i Nässjö kommun. Länsstyrelsens dnr: 551-13578-04. Datum hos länsstyrelsen: 2004-10-28 Henrikson, L., & Medin, M. (1990). Bottenfauna i tjugo vattendrag i Jönköpings län 1989: en biologisk försurningsbedömning. Jönköping: Länsstyrelsen i Jönköpings län 19

Henrikson, L., Nyman, L., & Oscarson, H. (1985) Biologisk kartering av försurningssituationen i 28 bäckar inom Jönköpings län 1984 1985. Jönköping: Naturvårdsenheten, Länsstyrelsen KM Lab (1996) Vätterns tillflöden (Jönköpings län) 1996. Linköping: KM Lab Källgren, S. (2002) Inbjudan till tidigt samråd beträffande Skäftesmyr, Nässjö kommun, Jönköpings län. Länsstyrelsens dnr: 541-3603-02. Datum hos länsstyrelsen: 2002-03-08 Länsstyrelsen i Jönköpings län (2005). Bottenfauna i Jönköpings län 2004: en undersökning av bottenfaunan på 38 lokaler i rinnande vatten. Jönköping: Länsstyrelsen Länsstyrelsen i Jönköpings län (2007a) Rapport från branden den 3 oktober 2007 vid FIAB Forserum AB. (Dnr: 555-15234-07) Jönköping: Länsstyrelsen Länsstyrelsen i Jönköpings län (2007b) Tillstånd till miljöfarlig verksamhet avseende torvtäkt på fastigheterna Stenseryd 3:4 och Sjöstorp 1:8, 1:9, 1:10, 1:11, 2:9, 2:10, 3:2 och 3:3 i Nässjö kommun. Beteckning: 551-13578-04, 0682-20-143, Aktbilaga 27. 2007-06-07. Miljökontoret (1999) Vattenöversikt för Jönköpings kommun sjöar och vattendrag. Jönköping: Miljökontoret Moss, B. (1998). Ecology of fresh waters Man and medium, past to future (third ed.). Oxford: Blackwell Science Ltd. Myers, P., Espinosa, R., Parr, C. S., Jones, T., Hammond, G. S. & Dewey, T. A. (2006). The Animal Diversity Web (online). Tillgänglig online på http://animaldiversity.org. (använd december 2007) 20

Naturvårdsverket (1996). Handledning för miljöövervakning. Undersökningstyp: Bottenfauna i sjöars litoral och i vattendrag Tidsserier. [www dokument] URL http://www.naturvardsverket.se/upload/02_tillstandet_i_miljon/miljoovervakning/undersokn_typ/s otvatten/botfauna_tid.pdf (hämtad oktober 2007) Naturvårdsverket (1999). Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Rapport nr 4913. Stockholm: Naturvårdsverket. Naturvårdsverket (2006). Handledning för miljöövervakning. Undersökningstyp: Lokalbeskrivning. [www dokument] URL http://www.naturvardsverket.se/upload/02_tillstandet_i_miljon/miljoovervakning/undersokn_typ/s otvatten/lokbesk.pdf (hämtad oktober 2007) Skriver, J. (Red.) (2001). Biological monitoring in Nordic rivers and lakes. Copenhagen: Nordic Council of Ministers SLU (1995). Riksinventering 1995 Bottenfauna i vattendrag. [www dokument] URL: http://info1.ma.slu.se/ri/www_ri.acgi$inventbfart?id=art&f=13v&pid=649 (Hämtad december 2007) SLU (2000). Riksinventering 2000 Bottenfauna i vattendrag. [www dokument] URL: http://info1.ma.slu.se/ri/www_ri.acgi$inventbfart?id=art&f=15v&pid=406 (Hämtad december 2007) Växjö Tingsrätt. (2007-12-19). Mål nr 2025-07. 21

Artbestämningslitteratur Bouchard, R.W., Jr. (2004) Guide to aquatic macroinvertebrates of the Upper Midwest. Water Resources Center, University of Minnesota, St. Paul, MN. Brooks, S., Macadam, C., & Pryce, D. (2007) Guide to the British Stonefly (Plecoptera) families: adults and larvae. Shrewsbury: Field Studies Council. Croft, P. (1986) A key to the Major Groups of British Freshwater Invertebrates. London: Field Studies Council. Engblom, E. Lingdell, P.-E. & Nilsson, A. (1990). Sveriges bäckbaggar (Coleoptera, Elmididae) - artbestämning, utbredning, habitatval och värde som miljöindikatorer. Entomologisk tidskrift, 111, 105-121. Lillehammer, A. (1988) Stoneflies (Plecoptera) of Fennoscandia and Denmark (Fauna Entomologica Scandinavia, vol. 21). Köpenhamn: Scandinavian Science Press Ltd. Mandahl-Barth, G. (1994) Vad jag finner i sjö och å (Sjätte upplagan). Stockholm: Nordstedts Förlag AB Olsen, L.-H., & Svedberg, U. (1999) Smådjur i sjö och å. Stockholm: Bokförlaget Prisma Quigley, M. (1977) Invertebrates of Streams and Rivers a key to identification. London: Edward Arnold Publishers Ltd. Veldhuijzen van Zanten, H.-H., & Visser, H. European Limnofauna Key. [www dokument]. URL http://nlbif.eti.uva.nl/bis/limno.php?menuentry=sleutel (Använd december 2007) 22

Bilagor Bilaga 1. Karta Bilaga 2. Artlistor Bilaga 3. Beskrivning av provtagningslokelerna Bilaga 4. Skisser över provtagningslokalerna

Bilaga 1. Karta Kartan är tagen ur: Lantmäteriets Stora Sverigeatlas. (2003). Kartförlaget.

Bilaga 2. Artlista STAM Antal fynd efter lokal och prov Klass Ordning Ulvsnäs 2007-10-26 Antal Fridkulla 2007-10-26 Antal Axlarp 2007-11-02 Antal Familj Taxon / art 1 2 3 4 5 Totalt / prov 1 2 3 4 5 Totalt / prov 1 2 3 4 5 Totalt / prov AHTROPODA Arachnida Aranea? 1 1 0,2 Crustacea Isopoda Asellidae Asellus aquaticus 3 3 0,6 1 1 0,2 4 4 7 9 24 4,8 Amphipoda Gammaridae 1 1 0,2 Insecta Coleoptera Elmidae Limnius volckmari (Larv) 21 13 15 10 24 83 16,6 153 48 45 25 51 322 64,4 55 29 40 45 53 222 44,4 Elmis aenea (Larv) 3 4 7 1,4 19 9 5 33 6,6 8 7 2 3 1 21 4,2 (Adult) 4 4 2 1 11 2,2 3 2 5 6 6 22 4,4 6 2 3 3 7 21 4,2 (Adult) 1 2 1 4 0,8 Diptera Ceratopogonidae 5 5 1 3 3 0,6 Chironomidae 1 1 22 4 31 59 11,8 58 41 110 89 20 318 63,6 29 27 85 54 52 247 49,4 Limoniidae 10 2 11 1 9 33 6,6 49 15 7 12 20 103 20,6 17 13 5 11 4 50 10 Pediciidae 1 2 4 7 1,4 2 2 2 5 1 12 2,4 3 1 3 2 9 1,8 Simuliidae 27 11 200 190 2 430 86 5 91 66 7 1 170 34 1 4 5 10 2 Tipulidae 1 1 0,2 Ephemeroptera Baetidae Baetis sp. 115 27 90 91 48 371 74,2 155 85 120 67 79 506 101 250 270 149 153 300 1122 224 Ephemeridae Ephemera danica 2 2 0,4 2 2 3 3 1 11 2,2 Heptageniidae Heptagenia sp. 26 7 17 10 3 63 12,6 Heptagenia sulphurea 20 13 16 6 55 11 28 7 8 7 16 66 13,2 Rhitrogena sp. 4 4 0,8 Leptophlebiidae Leptophlebia sp. 1 1 0,2 2 2 0,4 Paraleptophlebidae sp. 8 8 1,6

STAM Klass Ordning Ulvsnäs 2007-10 -26 Antal Fridkulla 2007-10 -26 Antal Axlarp 2007-11 -02 Antal / / / Familj Taxon / art 1 2 3 4 5 Totalt prov 1 2 3 4 5 Totalt prov 1 2 3 4 5 Totalt prov Megaloptera Sialidae Sialis sp. 1 1 0,2 Plecoptera Leuctridae Leuctra digitata 13 2 28 13 11 67 13,4 36 21 40 31 54 182 36,4 86 48 35 44 79 292 58,4 Leuctra hippopus 2 1 1 1 4 9 1,8 2 4 8 5 6 25 5 11 4 9 12 12 48 9,6 Nemouridae Amphinemura sulcicollis 1 1 15 4 1 22 4,4 1 2 3 0,6 4 4 2 3 13 2,6 Nemoura avicularis 2 2 0,4 Nemoura cinerea 1 1 0,2 2 6 8 1,6 1 6 7 1,4 Nemoura sp. 3 17 6 3 29 5,8 3 7 3 2 7 22 4,4 1 2 3 2 8 1,6 Protonemura meyeri 2 23 8 33 6,6 18 14 5 37 7,4 1 1 0,2 Perlodidae Isoperla difformis 1 1 0,2 Isoperla grammatica 1 1 1 1 4 0,8 2 1 2 5 1 1 1 1 3 0,6 Perlodes dispar 1 1 0,2? 1 3 4 0,8 3 2 1 6 1,2 19 19 3,8 Trichoptera Arctopsychidae 3 1 4 0,8 6 6 1,2 Glossosomatidae 1 1 0,2 1 1 2 0,4 4 4 22 14 16 60 12 Goeridae 1 1 0,2 Hydropsychidae 4 4 4 3 2 17 3,4 37 15 7 9 9 77 15,4 10 11 7 4 14 46 46 Leptoceridae 1 1 0,2 Limnephilidae 4 2 27 33 6,6 6 6 6 1 19 3,8 9 9 1,8 Philopotamidae 1 1 0,2 Polycentropidae 2 1 9 12 2,4 2 3 2 3 1 11 2,2 15 15 37 24 43 134 26,8 Psychomyiidae 1 1 0,2 Rhyacophilidae 4 1 5 3 1 14 2,8 10 4 7 3 6 30 6 15 5 10 4 21 55 11 Sericostomatidae 1 2 9 12 2,4 2 1 3 0,6 1 2 3 0,6? 1 1 0,2 3 3 0,6 1 2 1 4 0,8 ANNELIDA Oligochaeta Lumbricidae 1 1 2 0,4 1 1 3 4 1 10 2 3 2 1 5 11 2,2 Lumbriculidae 8 7 10 25 5 3 9 14 26 5,2 3 2 5 1 Tubificidae 29 8 14 51 10,2 3 5 2 28 1 39 7,8 2 8 5 3 1 19 3,8

STAM Klass Ordning Ulvsnäs 2007-10-26 Antal Fridkulla 2007-10-26 Antal Axlarp 2007-11-02 Antal Familj Taxon / art 1 2 3 4 5 Totalt / prov 1 2 3 4 5 Totalt / prov 1 2 3 4 5 Totalt / prov MOLLUSCA Bivalvia Veneroida Pisidiidae 16 2 18 3,6 5 3 2 7 1 18 3,6 Gastropoda Pulmonata Ancylidae Ancylus fluviatilis 9 6 3 4 16 38 7,6 7 6 6 19 3,8 3 12 31 46 9,2 NEMATOMORPHA Gordioida? 2 2 0,4 Totalt antal / prov Individer 279 122 487 380 246 1514 576 383 473 324 296 2052 556 489 452 448 675 2620 Taxa 22 20 21 22 31 40 23 25 24 23 21 35 23 28 25 27 28 38 DFI 6 6 7 7 7 7 6 6 7 6 6 7 7 7 6 7 6 7 Differens vid 9 9 11 10 13 15 8 8 10 8 7 12 10 10 8 10 9 14 beräkning av DFI ASPT - index 6,6 6.0 6,5 6186 djur totalt DFI = Danskt Faunaindex

Bilaga 3. Beskrivning av provtagningslokalerna Ulvsnäs Vattentemperatur (ºC) 1,5 Lufttemperatur (ºC) 2,5 Datum 2007-10-26 Klockslag 09:00 tagen yta (m) 10 x 11,7 Höjd över havet (m) 212 Lokalkoordinater X: 6401495 Y: 1415875 +/- 6m Lokalen är belägen där vägen mellan Öggestorp och Ulvsnäs korsar Stensjöån. tagningsytan börjar vid bron och går tio meter uppströms. Lokalen är bred och grund med ett medeldjup på mellan femton och tjugo centimeter och ett största djup på trettiofem centimeter. Vid provtagningen var det ett normalt vattenflöde med en vattenhastighet på 0,4 meter per sekund med variationer inom provtagningsområdet. Bottensubstratet består av mest av sten men även av grus, enstaka partier med sand och enstaka block återfinns inom provtagningsområdet. Den vegetation som finns i provtagningsområdet består av på stenar växande alger. I strandkanterna fanns inslag av fin död ved i vattnet. Närområdet karaktäriseras av lövskog, främst al (Alnus). Den ena stranden bestod av lövskogsbeklädd blockmark, den andra av lövskogsbeklädd backe upp till en väg som löper över och längs med provtagningsområdet. Strandmiljön kännetecknas av Al (Alnus) och gräs där det inte är stenklädd sluttning. Det stora trädinslaget ger en stor krontäckning och beskuggning.

Foto över provtagningsplatsen i Ulvsnäs sedd från foten av bron 2007-10-26. Fridkulla Vattentemperatur (ºC) 2,5 Lufttemperatur (ºC) 2,5 Datum 2007-10-26 Klockslag 14:00 tagen yta (m) 10 x 3,10 Höjd över havet (m) 276 Lokalkoordinater X: 6396518 Y: 1420394 +/- 5m Lokalen är belägen i utanför Forserum vid Fridkulla. Strax uppströms om platsen där Stensjöån korsar vägen rinner en bäck ut i Stensjöån. tagningsplatsen sträcker sig fem meter uppströms och fem meter nedströms om utloppet för bäcken. Djupet på lokalen var upp till 45 centimeter med ett medeldjup på c:a 20 centimeter. Vattennivån låg på en normal nivå och vattenhastigheten var 0,6 meter per sekund med variationer inom provtagningsområdet.

Bottensubstratet består av mestadels av grus med inslag av sten. I provtagningsområdet fanns det fin död ved. Närmiljön består på ena sidan av ån av artificiell mark i form av grusväg och bebyggelse, den andra sidan av ån domineras av äng, med ett parti av blandskog. Strandmiljön består av gräs och ett par alar (Alnus) och björkar (Betula). Foto över provtagningslokalen i Fridkulla sedd från en position några meter uppströms 2007-10-26. Axlarp Vattentemperatur (ºC) 2,5 Lufttemperatur (ºC) -1,0 Datum 2007-11-02 Klockslag 10:00 tagen yta (m) 10 x 4 Höjd över havet (m) 295 Lokalkoordinater X: 6394141 Y: 1422405 +/- 6m Lokalen är belägen vid byn Axlarp där Stensjöån korsar vägen mellan Axlarp och Sjöstorp. C:a tio meter nedströms om trumman under vägen börjar provtagningslokalen. Lokalens bredd var uppmätt fyra meter och längden enligt beskrivning tio meter. Vid provtagningstillfället var det en medelhög vattennivå och vattenhastighet på c:a 0,6 meter per sekund med variationer inom provtagningsområdet.

Bottensubstratet var mestadels grus med inslag av sten och något enstaka block, i mer lugnflytande parti fanns det sand i bottensubstratet. Bottnen var fri från växter med undantag för mossor som växte på stenar. I provtagningsområdet fanns det både fin och grov död ved. Närmiljön (0 30 m) bestod av granskog med litet lövinslag samt artificiell miljö i form av väg och bebyggelse. Strandmiljön (0 5 m) bestod av gran (Picea), fri och av mossa övervuxen sten samt öppen mark med gräs. Ett par lövträd fanns vid åns ena strand. Foto över provtagningslokalen i Axlarp sedd strax nedströms 2007-11-09. På grund av ett tekniskt missöde är fotot från Axlarp taget en dryg vecka efter provtagningen. Vid tidpunkten för provtagningen var marken fortfarande bar som i fotona över de övriga lokalerna.

Bilaga 4. Skisser över provtagningslokalerna Skisserna ger en uppfattning av hur provtagningsplatserna så ut den aktuella dagen för provtagningen. Skisserna omfattar provtagningsplatsen, strandzonen. För Ulvsnäs och Fridkulla så är den avbildade längden cirka femton meter, för Axlarp är den avbildade sträckan cirka trettio meter. I skissen över Axlarp är provtagningsytan markerad i skissen med två streckade linjer, för de andra två så består skissen i huvudsak av provtagningsytan. Skisserna gör inte anspråk på att vara skalenliga eller exakt, utan är bara snabbt tecknade avbildningar av platsen för att ge en uppfattning om platsens utseende. Flödesriktningen är markerad med en pil. Ju starkare flödet var desto tätare med strömlinjer på skissen. Skisserna tecknades ner på papper med blyerts på plats och målades sedan in i datorn med pappret som förlaga med hjälp av programmet Microsoft Paint. Ver. 5.1. Ulvsnäs Fig. 7.1 Skiss över provtagningslokalen i Ulvsnäs.