Kanalisering och restaurering av vattendrag och dess påverkan på mossamhällen i strandzonen

Kanalisering och restaurering av vattendrag och dess påverkan på mossamhällen i strandzonen Effect of channelization and restoration in streams on bryophyte communities in the riparian zone Carola Knudsen Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap Biologi Grundnivå 15 hp Handledare: Lovisa Lind Eirell Examinator: Larry Greenberg 2019-03-29 Löpnummer: 19:144

Abstract In the 1850s when the timber floating began in Sweden many streams were channelized, which meant that the streams were straightened out, side channels were closed, and stones, trees and boulders were moved out to the banks of the streams. These measures altered the morphology of the streams, causing impediments to water moving in from the stream to the riparian zone, and reduced flooding frequency. When the era of timber floating was over humans began to restore the channelized streams to restore the damaged systems, mainly to improve fish habitats. Channelization and restoration involve major disruptions to the stream ecosystem, and the purpose of this study was to investigate how the bryophyte communities in the riparian zone differed in diversity, species richness and areal coverage, depending on the form of disturbance they were exposed to and the time passed since the disturbance occurred. This study was conducted along tributaries to the Vindel River in northern Sweden. There were three types of tributaries: partly channelized streams, best-practice restored streams and demonstration restored streams. At all tributaries included in the study, bryophyte samples were collected at two heights from the water surface, 0 and 40 cm. These samples were then identified to family or species level and their areal coverage was estimated. The results show that the demonstration restored streams had the lowest species richness and, there were no significant differences in diversity and species richness between the channelized streams and the bestpractice restored streams. Regarding areal coverage, there was no significant difference between the stream types. The results also show that the time plays an important role for recovery of the bryophyte communities since diversity and species richness increased with the time since the disturbance occurred. Sammanfattning Under 1850-talet då flottning av timmer påbörjades i Sverige startade kanaliseringen av många vattendrag, vilket innebar att vattendragen rätades ut, sidokanaler stängdes, och stenar, träd och stenblock flyttades ut till vattendragens kanter. Dessa åtgärder förändrade vattendragens morfologi, orsakade fördämningar mellan vatten och strandzon och minskade översvämningsfrekvensen. När timmerflottningens era var slut började människan restaurera de kanaliserade vattendragen, främst för att det visat sig att fisket försämrats. Kanalisering och restaurering innebär stora störningar för ekosystemet de utförs i och denna studie syftar till att titta hur mossamhällen i strandzonen skiljer sig åt i diversitet, artrikedom och täckning beroende på vilken form av störning de utsatts för och tiden sedan de utsattes för störningen. Studien är gjord längs biflöden till Vindelälven i norra Sverige. Biflödena är dels kanaliserade vattendrag, bästa-praxis restaurerade vattendrag och demonstrationsåtgärdade vattendrag. Vid samtliga sträckor som ingår i studien har mossprover samlats in på två höjder från vattenytan, 0 och 40 centimeter. Dessa prover har sedan identifierats till lägsta möjliga taxonomiska nivå (art eller familj), och deras täckningsgrad har uppskattats. Resultaten visade att de demonstrationsåtgärdade vattendragen hade lägst artrikedom och diversitet och mellan kanaliserade vattendrag och bästa-praxis vattendrag kunde ingen signifikant skillnad i diversitet eller artrikedom påvisas. Gällande täckningsgraden fanns ingen signifikant skillnad mellan vattendragstyperna. Resultatet visade också att tiden spelar en viktig roll för återhämtningen hos mossamhällena då artrikedom och diversitet ökar med tiden sedan inträffad störning. 2

Inledning Sötvatten är livsviktigt för många livsformer i olika ekosystem. Dessa ekosystem tillhandahåller också varor och tjänster som är av stor vikt för människan och samhällen över hela världen (Arthington, Naiman, McClain & Nilsson., 2010). Mänsklig aktivitet har lett till en utbredd nedbrytning av biosfären och stora förluster av arters mångfald och livsmiljöer, där sötvattensekosystem i synnerhet drabbats hårt (Pilotto, Nilsson, Polvi & McKie., 2018). Människors nyttjande av vattendrag ökar och leder till växande hot mot många av de ekosystemtjänster som vattendragen tillhandahåller samt påverkar deras biologiska mångfald (Roberts, Anderson & Angermeier., 2016). Runt om i världens industriländer har många varor och tjänster som vattendragens ekosystem tillhandahållit gått förlorade eller minskat till följd av extrem vattenanvändning och förändringar i vattendragens morfologi (Arthington et al., 2010). Under andra halvan av 1800-talet kom den snabbt utvecklande exportorienterade skogsindustrin att spela en viktig roll i Sveriges industrialisering. Den stora efterfrågan på timmer i västra Europa innebar att norra Sveriges skogar drogs in i den internationella marknaden och en storskalig exploatering startade (Törnlund & Östlund., 2006). Mellan 1850- och 1950-talet, innan timmer kunde fraktas via vägar använde den svenska skogsindustrin vattendrag för att transportera timmer till sågarna vid kusten. För att göra transportvägarna effektivare rätades vattendragen ut, sidokanaler stängdes, hällar sprängdes sönder och träd, stenar och stenblock plockades ur vattendragen och placerades längs vattendragets kanter (Helfield, Capon, Nilsson, Jansson & Palm., 2007; Bendix., 1999; Hasselquist, Nilsson, Hjältén, Jörgensen, Lind & Polvi., 2015; Vindel River LIFE., 2011). Dessa åtgärder medförde konsekvenser i form av förändrad morfologi hos vattendragen, fördämningar mellan vatten och strandzon, minskad översvämningsfrekvens (Hasselquist et al., 2015; Nilsson et al., 2005), mer homogena vattenflöden samt förändrade habitatet för många arter som lever i strandzonen (Helfield et al., 2007; Bendix., 1999; Hasselquist et al., 2015; Vindel River LIFE., 2011). Under 1980-talet gick man ifrån timmerflottningen runt om i Sverige på grund av ett växande nätverk av vägar och motorfordon vilket gjorde det möjligt att frakta timmer med lastbilar (Törnlund & Östlund., 2006). Restaurering av vattendrag påbörjades efter att flottningseran var över (Vindel River Life., 2016; Nilsson et al.,2005). Restaureringsåtgärder utfördes i första hand på grund av försämrat fiske. Målet med restaurering är vanligtvis att återställa vattendraget till sin ursprungliga morfologi och på så vis återställa ekosystemet för att gynna de vattenlevande arterna i vattendraget och främst prioriteras fiskarter (Gardeström, Holmqvist, Polvi & Nilsson., 2013; Nilsson et al., 2005; Nilsson, Polvi, Gardeström, Hasselquist, Lind & Sarneel., 2014; Monteiro & Vieira., 2017). Att öka habitatheterogeniteten i det område som ska restaureras är en vanlig metod och brukar ofta vara i fokus vid restaurering (Palmer, Menninger & Bernhardt., 2010). Genom ökad heterogenitet är förhoppningen att de arter som försvann när heterogeniteten minskade skall återkomma, ett tankesätt som kallas field of dreams (Nilsson et al., 2014). Åtgärder för att restaurera vattendrag för att främja fisk har även påverkat habitat i strandzonen (Gardeström et al., 2013), och en ökad medvetenhet finns om behovet av att återställa naturliga flödessystem för att bevara biodiversiteten i strandzonen (Helfield et al., 2007). Strandzonen definieras som det område som befinner sig mellan vattendragets högsta och lägsta vattenlinje inkluderat det område nära vattendraget som påverkas vid 3

förhöjd grundvattennivå (Naiman, Décamps & Pollock., 1993). Syftet med restaurering av vattendrag är sällan att gynna strandzonen och de växter som lever där i första hand (Bendix., 1999; Hasselquist et al., 2015) detta trots att dessa är ett viktigt habitat för så väl växter som djur (Bendix., 1999). Översvämningar och sedimentavlagringar har en avgörande roll i att strukturera växtsamhällen i strandzonen. Dessa processer har förändrats i vattendrag världen över genom kanalisering och andra antropogena påfrestningar (Helfield et al., 2007). Växtsamhällen i strandzonen är viktiga inslag i det naturliga landskapet, de är mycket artrika med en stor variation i sammansättning och livsmiljöer (Nilsson et al., 1994; Naiman et al., 1993). Växter i dessa områden interagerar med både akvatiska och terrestra ekosystem, vilket har medfört argument om att dessa samhällen kan användas som indikatorer på miljöförhållandena i såväl vatten som på land (Nilsson et al., 1994). Strandzonen innehar en av de viktigaste ekologiska funktionerna i landskapet, dels reglerar de strukturen och dynamiken hos akvatiska ekosystem (Helfield et al., 2007), dels bidrar de stort till de biotiska föreningarna i vattendraget genom tillförsel av mat (Nilsson et al., 1994), dessutom ökar de ekosystemens regionala artrikedom genom att stödja ett oproportionerligt stort antal arter och olika samhällen av arter jämfört mot de intilliggande ekosystemen utanför strandzonen (Helfield et al., 2007). Översvämningarnas inverkan på artfördelning är ett återkommande ämne vid studier av växter i strandzonen. Flera studier betonar vikten av storlek och frekvens av mekaniskt effektiva översvämningar för att bestämma vegetationsmönstret (Bendix., 1999; Helfield et al., 2007). Vid tidigare studier har det påvisats att kanaliserade vattendrag har lägre översvämningsfrekvens och högre habitathomogenitet än vattendrag som inte är kanaliserade. Den minskade översvämningsfrekvensen och den höga homogeniteten påverkar strandzonens artrikedom, diversitet och utbredningen av mossor på ett negativt sätt (Bendix., 1999; Palmer et al., 2010) Tidigare har det visats att habitatstrukturen hos kanaliserade vattendrag är annorlunda i förhållande till de restaurerade vattendragen vilket påverkar hur artsammansättningen ser ut vid de olika vattendragen (Gardeström et al., 2013). Mossor är en viktig del av vegetationen i många delar av världen, de spelar en viktig roll i ekosystemen och utgör en stor del av den biologiska mångfalden i flertalet olika habitat, däribland sötvattensekosystem (Hallingbäck & Hodgetts., 2000; Monteiro & Vieira., 2017). Mossamhällen är i många vattendrag en viktig ekosystemskomponent då de bidrar till vattenbalansen, näringsupptaget samt bidrar till att förhindra erosion inom habitatet (Jönsson., 2003). Forskning har gjorts på sambandet mellan diversitet och habitatheterogenitet vilken tyder på att diversiteten ökar med habitatheterogenitet (Palmer et al., 2010). Då mossor har en viktig funktion i ekosystemet och visar på habitatets status är det av intresse att studera hur mossamhällen återhämtar sig, samt vilken artsammansättning de har efter såväl kanalisering som restaurering eftersom båda innebär en kraftig störning. Syftet med denna studie är att undersöka om mossamhällen skiljer sig åt gällande artantal, diversitet och utbredning kopplat till olika störningar de utsatts för vid de tre olika vattendragstyperna. Som störning räknas bästa-praxis restaurering, demonstrationsåtgärd restaurering och kanalisering. Hos bästa-praxis restaurerade vattendrag har det mestadels återbördats stenblock och stenar i olika storlek från strandkanten, grusbäddar har byggts upp samt att sidokanaler öppnats upp igen. Demonstrationsåtgärdade vattendrag har det återbördats stenblock, kullersten, grusbäddar har byggts upp samt att död ved placerats i vattendraget. Slutligen kanaliserade 4

vattendrag där sidofåror fortfarande är stängda och stenblock och stenar som togs ur vattendraget vid timmerflottningen fortfarande ligger kvar vid vattendragens sidor. Studien syftar även till att undersöka om tid sedan störning (kanalisering och de båda restaureringarna) är en mer betydande faktor än formen av störning som mossorna i strandzonen utsatts för. Min hypotes är att: (1) utav de tre olika typerna av vattendragen har strandzonen hos de kanaliserade vattendragen lägst artantal, diversitet och täckningsgrad, (2) bästa-praxis och demonstrationsåtgärdade vattendragen har liknande täckningsgrad, artantal och typ av arter och de skiljer sig från kanaliserade vattendrag gällande täckning, artantal och typ av arter, (3) bästa-praxis vattendragen har högre artantal än demonstrationsåtgärdade vattendragen, och slutligen att (4) diversitet, artantal och täckning ökar med tid sedan störning. Material och metod Områdesbeskrivning - I studien ingår 16 sträckor från 14 olika biflöden från Vindelälven i norra Sverige (64 36`N, 18 40`E). Vindelälven är 450 km lång och härrör från Skanderna vid norska gränsen och löper sydost, parallellt med Umeälven, som den sedan förenas med ca 20 km nordväst om Umeå (Gardeström et al., 2013; Hasselquist et al., 2015; Nilsson et al., 1994). Vid 240 meter över havet och 155 km innan den förenas med Umeälven så korsar Vindelälven högsta kustlinjen (Nilsson et al., 1994). Vindelälven är klassificerad som boreal älv inom Fennoskandiska skölden (Hasselquist et al., 2015) och som en av få fritt flödande älvar i Europa. Vindelälven är också en av de fyra stora älvarna i Sverige som klassas som nationalälv och skyddas från vattenkraftutveckling och vattenavledning (Gardeström et al., 2013). Biflödena består av lugna sel som varvas med turbulenta strömpartier (Hasselquist et al., 2015). Under ett genomsnittligt år är flödet i Vindelälven under maj och juni som högst på grund av snösmältningen och som lägst i augusti och september (Gardeström et al., 2013; Hasselquist et al., 2015). Vattenflödet i biflödena är lägre men skillnader mellan låga och höga flöden samt säsongsvariationer är likartade med Vindelälvens huvudfåra. Vårfloden är kort men mycket intensiv och flödena växlar under påverkan av regn (Gardeström et al., 2013). Landskapet i anslutning till Vindelälven och dess biflöden utgörs av boreala skogar som domineras av tall (Pinus sylvestris), gran (Picea abies) och glasbjörk (Betula pubescens). Undervegetationen består främst av olika dvärgbuskar, mossor och lavar. Strandzonerna är smala, de varierar från 1,5 till 25 meters bredd, medelvärdet ligger på 8 meter. Strandzonerna är artrika och uppvisar ofta en vertikal zonering på de ställen där strandzonen är mjukt sluttande (Hasselquist et al., 2015). Timmerflottningen upphörde 1976 i Vindelälven och sedan 1980-talet har flertalet av biflödena restaurerats (Gardeström et al., 2013; Hasselquist et al., 2015). Vindel River Life som är en del av EU-projektet NATURA 2000, hade som syfte att återställa Vindelälvens biflöden som under timmerflottningens tid kanaliserats och omformats. Vid restaureringen av biflödena till Vindelälven användes två typer av restaurering, bästa-praxis och demonstrationsåtgärd (Gardeström et al, 2013; Vindel River LIFE, 2016). De sträckor som ingår i studien är nio stycken restaurerade under åren 1987-2004 enligt benämningen bästa-praxis. Bästa-praxis metoden baseras på metoder som använts tidigare och testats i andra restaureringsprojekt och restaureringen innebär att sidofåror öppnas upp, vandringsvägar vid dammar friläggs samt att restaurering av fiskars lekbottnar och livsmiljöer utförs, dock grundrestaurerades vattendrag väldigt försiktigt under 80- och 90-talet, vilket innebar att många gånger återbördades endast sprängmaterial från strandkanterna utan att man breddade vattendragen. De bästa-praxis 5

restaurerade vattendragen har en tidsserie på ~ 5, 10, 15 och 25 år mellan störning och inventering. Ytterligare ingår fyra sträckor som mellan 2003 och 2008 restaurerats enligt bästa-praxis metoden och som sedan har restaurerats ytterligare en gång under år 2010 enligt benämningen demonstrationsåtgärd. Demonstrationsåtgärds metoden har tidigare endast använts i några enstaka mindre studier. Med demonstrationsåtgärd metoden har betydligt mer omfattande restaurering skett. Här har utöver sprängmaterial som återbördats och grusbäddar som återskapats även stora stenblock och träd från omgivande marker hämtats och lagts i vattendragen Dessa vattendrag har 1-2 år mellan restaurering och inventering. Samt ingår tre sträckor som ej är restaurerade utan de är fortfarande kanaliserade och har varit det sedan 1976 eller tidigare och de har 35 år eller mer mellan störning och inventering (figur 1). Sammanlagt ingår därmed 16 sträckor i studien (Gardeström et al, 2013; Vindel River LIFE, 2016). Figur 1. De olika vattendragstyperna: A= kanaliserade vattendrag, B= bästa-praxis restaurerad, och C= demonstrationsåtgärdade vattendrag. Foto: Lovisa Lind Eirell. 6

Fältmetod - Vid de 14 vattendragen, varav två stycken (Mattjokkbäcken & Beukabäcken) har både en bästapraxis restaurerad sträcka samt en demonstrationsåtgärdad sträcka, togs en slumpmässig 60 m sträcka ut längs med den sträcka som skulle undersökas. Längs varje sådan 60 m sträcka placerades 5 transekter fördelade med 10 m intervaller ut. Vid varje transekt har sedan all mossvegetation inom en provruta på 25x25 cm samlats in från höjderna 0 cm och 40 cm ovanför sommarlågvattnets normalhöjd. Mossorna torkades sedan i torkskåp vid 65 i 48 timmar. Proverna samlades in under år 2011 och 2012. Utöver insamling av mossor har substratets typ och fördelning vid de olika sträckorna noterats och delats in i hur många procent av de olika substraten varje sträcka består av (bilaga 1). Laboratoriemetod - Med hänsyn till tidsaspekten har 3 av 5 transekter från 0 cm och 40 cm använts till denna studie. Transekterna som använts är nr 1, 3 och 5 för de 16 sträckorna. Från varje prov sorterades mossorna till den lägst taxonomiska nivå som var möjlig (art eller familj). Detta har utförts med hjälp av en mängd bestämningslitteratur och nycklingssteg enligt Hallingbäck, Lönnell, Weibull, Hedenäs & von Knorring (2006), Smith (1990 & 1978), Daniels & Eddy (1985), Hallingbäck, Lönnell, Weibull, von Knorring, Korotynska, Reisborg & Birgersson (2008), Hallingbäck (2016) och Hedenäs, Reisborg & Hallingbäck, (2014), samt Laine, Flatberg, Harju, Timonen, Minkkinen, Laine., Vasander (2018). Utöver bestämningslitteraturen användes websidor med bestämningsnycklar (British Bryological Society, 2017; ArtDatabanken Sveriges lantbruksuniversitet, uå). Efter artbestämning uppskattades täckningsgraden för varje enskild art från varje provyta. Detta gjordes genom att varje mossart var för sig lades på ett rutnät med rutor av måttet 2x2 cm, sedan uppskattades hur många rutor varje art täckte. Analys - Simpson's Index of Diversity 1 D har använts som diversitetsmått. Sammanställningar och tabeller har gjorts i Excel (2016). För att testa om det finns någon signifikant skillnad för diversitet, artantal eller täckningsgrad mot vattendragstyp och avstånd från vattenyta gjordes tvåvägs-anova i R-studio (version 3.5.2, 2018). Ifall ANOVAN påvisade en signifikant skillnad genomfördes ett efterföljande posthoc test (Tukey-test) för att avgöra mellan vilka vattendragstyper och vid vilket avstånd skillnaderna fanns (R-studio version 3.5.2, 2018). Regressionsanalys i Excel (2016) utfördes för att testa om det finns något samband mellan tiden (antal år) sedan senaste störning (som störning räknas bästa-praxis restaurering, demonstrationsåtgärd samt kanalisering av vattendrag) och diversiteten, täckningsgraden samt artantalet vid vattendragen. Vid regressionsanalysen togs samtliga transekter för samtliga vattendrag med i beräkningen och log-transformerades innan regressionsanalysen utfördes. En en-vägs ANOVA utfördes i Excel (2016) för att testa om det fanns någon signifikant skillnad mellan typ av vattendrag och substratet blottad jord. Vid signifikant skillnad gjordes efterföljande posthoc test (t-test med Bonferroni correction) för att avgöra mellan vilka vattendragstyper skillnaden fanns. 7

Artantal Resultat Sammanlagt 89 olika mossarter påträffades längs vattendragen, 41 olika arter på 0 cm och 67 olika arter på 40 cm från vattenytan (bilaga 2). Nio arter, guldspärrmossa (Campylium stellatum), kvastmossa (Dicranum Scoparium), väggmossa (Pleurozium schreberi), husmossa (Hylocomnium splendes), klomossa (Dichelyma falcatum), vattenkrokmossa (Warnstorfia fluitans), sumpspärrmossa (Campylium protensum) och späd krypmossa (Amblystegium serpens) återfanns vid alla 3 typer av vattendrag (bästa-praxis restaurerade, demonstrationsåtgärdade vattendrag, kanaliserade vattendrag). Hos kanaliserade vattendrag och bästa-praxis vattendrag återfanns 29 gemensamma arter, hos bästa-praxis vattendrag och demonstrationsåtgärdade vattendrag återfanns 11 gemensamma arter och hos demonstrationsåtgärdade vattendrag och kanaliserade vattendrag återfanns 9 gemensamma arter. Längs bästa-praxis och kanaliserade vattendrag påträffades både bladmossor och levermossor och längs demonstrationsåtgärdade vattendrag återfanns enbart bladmossor (figur 2). 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Alla 0+40 R 0cm RR 0cm CH 0cm R 40 cm RR40cm CH 40CM Vattendragstyp Alla mossor Bladmossor Levermossor Figur 2. Totalt antal arter samt fördelningen mellan bladmossor och levermossor för varje vattendragstyp och avstånd från vattenyta. R=bästa-praxis restaurering, RR=demonstrationsåtgärdade vattendrag, CH=kanaliserade vattendrag (±1 SE). Det finns en signifikant skillnad i artrikedom mellan de olika typerna av vattendrag (Tvåvägs-ANOVA: F=5,049, Df 2,24, P=0,014). Mellan vattendragstyp och avstånd från vattenyta finns en signifikant skillnad i artrikedom (Tvåvägs-ANOVA: F=4,958, Df 2,24, P=0,015). Posthoc testet visar att kanaliserade vattendrag på avståndet 40 cm har en signifikant högre artrikedom än demonstrationsåtgärdade vattendrag på avståndet 0 cm (P=0,005) och att kanaliserade vattendrag på avståndet 40 cm har en signifikant högre artrikedom än bästa-praxis restaurerade vattendrag på avståndet 40 cm (P=0,019). Övriga interaktioner visade ingen signifikant skillnad (P>0,05). 8

Täckningsgrad Diversitetsindex Det finns ingen signifikant skillnad i diversitet mellan avstånden 0 och 40 cm från vattenytan (Tvåvägs-ANOVA: F=3,226, fg 2, 24, P=0,057), men mellan de olika vattendragstyperna finns en signifikant skillnad (Tvåvägs- ANOVA: F=4,258, fg 2,24, P=0,026). Posthoc testet visar att de kanaliserade vattendragen har en signifikant högre artdiversitet än de demonstrationsåtgärdade vattendragen, oberoende av avstånd till vattenytan (P=0,030) (figur 3). 1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 R 0cm RR 0 cm CH 0 cm R 40 cm RR 40 cm CH 40 cm Typ av vattendrag & avstånd Figur 3. Diversitet (Simpsons Index of Diversity) för de olika vattendragstyperna vid olika avstånd från vattenytan. R= bästa-praxis restaurering, RR=demonstrationsåtgärdade vattendrag, CH= kanaliserade vattendrag (±1 SE). Det finns ingen signifikant skillnad mellan mossornas täckningsgrad oavsett störningstyp och avståndet 0 cm eller 40 cm från vattenytan. Som störning räknas bästa-praxis restaurering, demonstrationsåtgärds restaurering och kanalisering (Tvåvägs-ANOVA: samtliga interaktioner P>0,05) (figur 4). 60 50 40 30 20 10 0 R 0cm RR 0 cm CH 0cm R 40 cm RR 40 cm CH 40 cm Typ av vattendrag Figur 4. Täckningsgrad (varje ental motsvarar 4 cm 2 ) hos samtliga vattendrag (R= bästa-praxis restaurering, RR= demonstrationsåtgärdade vattendrag och CH= kanaliserade vattendrag) vid 0 cm och 40 cm (±1 SE). 9

Antal arter Artdiversitet En jämförelse mellan tid sedan inträffad störning och diversitet hos samtliga vattendragstyper oavsett avstånd från vattenytan, visar att diversitet ökar med tid sedan störning (F=4,611, fg 1,88, P= 0,034 R 2 =0,050) (figur 5), och jämförelse mellan tid sedan inträffad störning och antal arter hos samtliga vattendragstyper oavsett avstånd från vattenytan visar att antalet arter ökar med tid sedan störning (F=9,153, fg 1,88, P= 0,003, R 2 =0,095) (figur 6). Jämförelse mellan tid sedan störning och täckningsgrad inkluderande samtliga vattendragstyper oavsett avstånd från vattenytan visar inget samband (F=1,869, fg 1,88, P=0,175, R 2 =0,021) 2,5 2 1,5 1 R² = 0,0503 0,5 0 0 5 10 15 20 25 30 35 40 År sedan störning Figur 5. Regression av tid sedan senaste störning och artdiversitet. Varje punkt representerar diversiteten som återfanns i ytor på 0cm och 40 cm från vattenytan längs varje vattendrag. Inkluderar bästa-praxis restaurering ~5-25 år mellan störning och inventering, demonstrationsåtgärdade vattendrag ~1-2 år mellan störning och inventering och kanaliserade vattendrag ~35 år mellan störning och inventering. 18 16 14 12 10 8 6 4 R² = 0,095 2 0 0 5 10 15 20 25 30 35 40 År sedan störning Figur 6. Regression av tid sedan senaste störning och artantal. Varje punkt representerar det totala antalet arter av mossor som återfanns i ytor på 0 cm och 40 cm från vattenytan längs varje vattendrag. Inkluderar bästa-praxis restaurering ~5-25 år mellan störning och inventering, demonstrationsåtgärdade vattendrag ~1-2 år mellan störning och inventering och kanaliserade vattendrag ~35 år mellan störning och inventering. 10

Fördelning substrat Substratet vid strandzonerna vid de bästa-praxis restaurerade vattendragen dominerades av stenblock (51 %) och blottad jord (35 %), vid de demonstrationsåtgärdade vattendragen är det dominerade substratet blottad jord (62 %) och stenblock (25 %) och hos de kanaliserade vattendragen är det dominerade substratet stenblock (43 %), kullersten (26 %) och blottad jord (24 %). En signifikant skillnad finns mellan vattendragstyperna och substratet blottad jord (envägs-anova= F=8,9426, fg 2,89, P=0,0002). Posthoctest visar att de demonstrationsåtgärdade vattendragen har en signifikant större andel blottad jord som substrat vid strandzonerna i förhållande till vattendragstyperna bästa-praxis restaurerade (P=0,001) och kanaliserade (P=0,001) (figur 7). 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% Stenblock Kullersten Sten Grus Sand Finkornig sand Ved Jord 20% 10% 0% R RR CH Vattendragstyp Figur 7. De olika substratens fördelning i procent vid de tre olika vattendragstyperna där R= bästa-praxis restaurerade, RR= demonstrationsåtgärdade vattendrag och CH= kanaliserade vattendrag. 11

Diskussion Då mossor fyller viktiga funktioner i ekosystemet och visar ett habitats status är det intressant att utföra studier på hur mossamhällen återhämtar sig, samt hur deras artsammansättning ser ut efter att de utsatts för störningar som kanalisering och olika restaureringar. Restaurering syftar till att försöka återställa vattendraget i den mån det går till hur det var innan kanaliseringen (Palmer, Ambrose & Poff., 1997; Nilsson et al., 2005). Jag förväntade mig att de kanaliserade vattendragen skulle ha lägst diversitet, artrikedom och täckningsgrad, detta då det vid restaureringar kan förväntas vara en större habitatkomplexitet som gynnar högre artdiversitet och artrikedom, vilket innebär livsmiljöer med större antal nischer och detta underlättar för samexistens av arter (Hasselquist, Polvi, Kahlert, Nilsson, Sandberg & McKie., 2018; Monteiro & Vieira, 2017). Att artrikedom och diversitet i min studie visade sig vara lägst hos de demonstrationsåtgärdade vattendragen var därför oväntat. Enligt Nilsson et al. (2005) minskade den naturliga mångfalden i och med kanaliseringen av vattendrag, studier har behandlat de allmänna ekologiska effekterna av sådana förändringar, dock har de allra flesta studier som gjorts på utsatta vattendrag fokuserat på fisk och deras lek och yngelområden. Eftersom jag inte vet hur området runt omkring vattendragen ser ut, till exempel om stora träd skuggar vattnet eller öppna ytor släpper in mycket solljus, så är det flera faktorer som kan ha påverkat resultaten men som för mig inte är kända. Jag förväntade mig att bästa-praxis vattendragen och de demonstrationsåtgärdade vattendragen som genomgått restaureringsåtgärder och har liknande substratfördelning skulle uppvisa en liknande artsammansättning, och att de kanaliserade vattendragen skulle skilja sig från dessa. Detta visades inte i studien, utan den visade att de demonstrationsåtgärdade vattendragen var de som skiljde sig gentemot de andra två med en total avsaknad av levermossor. Det var även de demonstrationsåtgärdade vattendragen som skiljde sig signifikant från de andra två gällande substratet blottad jord. Levermossor växer vanligtvis på specifika substrat som sönderdelad ved, trädbaser och stenblock (Dynesius, Hylander & Nilsson., 2009). Enligt Hylander & Dynesius (2006) kan miljöer med upphöjda substrat t.ex. uppstickande stenblock, rymma många fler arter än miljöer med mycket blottlagd jord. Speciellt levermossor samvarierar med förekomst av stenar och block. Detta kan vara en orsak till avsaknaden av framförallt levermossor i de demonstrationsåtgärdade vattendragen. Många studier visar att levermossor och bladmossor som växer på trädrelaterade substrat är den grupp som är mest negativt drabbad vid störning (Dynesius., 2015). Vid de demonstrationsåtgärdade vattendragen påträffades inga mossor vid 0 cm och det kan förklaras av att det vid 0 cm är många nya stenar och ved som inte hunnit få några mossor ännu på grund av det korta tidsspannet mellan demonstrationsåtgärden och inventeringen av mossor. Om spridning är en begränsande faktor så kan koloniseringen av ett område ta tid även om platsen har blivit lämplig genom ändringar i habitatet (Hylander & Weibull., 2012). Eftersom mossor har en långsam tillväxt och deras koloniseringsprocess tar tid, så kan det ta flera decennier för mossamhällen att utvecklas och med framgång etablera sig (Crites & Dale., 1998). Enligt Helfield et al (2007) kan skillnader i artrikedom mellan kanaliserade och restaurerade vattendrag öka över tid. Då de bästa-praxis restaurerade vattendragen hade en tidsserie på ~5, 10, 15 och 25 år mellan störning och inventering och de kanaliserade vattendragen hade ~35 år mellan störning och inventering är det möjligt att tiden är orsaken till att de liknade varandra i artsammansättning och diversitet medan de demonstrationsåtgärdade vattendragen skiljde sig från dem, speciellt då det visat sig att i undersökningar med stora tidsfördröjda svar kan korttidsstudier vara begränsande (Hylander & Weibull., 2012), 12

Det förväntade var att täckningsgraden skulle vara lägre vid de kanaliserade vattendragen men det fick inget stöd i studien då det inte fanns någon signifikant skillnad i täckningsgrad mellan några av vattendragstyperna. Vattenmossor påverkas kraftigt och reduceras oerhört mycket av restaureringsarbete vilket innebär att det kan ta närmare åtta år innan de återhämtat sig (Nilsson et al., 2014), vilket kan vara en del av orsakerna till resultatet i min studie, då de demonstrationsåtgärdade vattendragen vid inventeringstiden endast haft ett till två år på sig för återhämtning, och vid flera av dessa vattendrag saknades mossor på samtliga provytor. Att studera täckningsgraden hos demonstrationsåtgärdade vattendrag när de fått återhämta sig en längre tid skulle därför vara intressant för att se om det kan tillföra något i studien. Att diversitet och artantal ökade med tid sedan störning stämde, likaså min förväntan att bästa-praxis vattendragen skulle ha högre artantal än de demonstrationsåtgärdade vattendragen. Då restaureringen i sig blir en typ av störning för vattendraget ger det sannolikt ett brett spektrum av fysiska, kemiska och biologiska förändringar för vattendraget. Sådana förändringar sker inom olika tidsaspekter från kortsiktiga omedelbara förändringar till långsiktiga mer gradvisa förändringar (Nilsson et al., 2005). Långa tidslinjer tenderar vara en viktig komponent vid undersökningar och mätningar av biotiska data i rörliga vattendrag (Roberts et al., 2016). Mossamhällen kräver lång tid för att återhämta sig efter störningar. Tiden för återhämtning efter störning varierade stort vid de olika vattendragen vid tiden för inventeringen. Vissa hade endast haft ett till två år på sig, medan andra haft upp emot 35 år för återhämtning. Studier pekar på att restaureringsplaner bör förlängas till 25 år eller längre för att de långsiktiga resultaten av restaureringsprojekten ska kunna utvärderas (Hasselquist et al., 2015). Enligt Dynesius (2015) kan mossamhällen som blivit utsatta för störning efter 30-50 år fortfarande befinna sig i återhämtningsfasen och skilja sig från de mossamhällen som fanns innan störningen. Enligt hans studie tenderar dock mossamhällen vid vattendrag klara störningar något bättre än de i inlandsskogar. Många mossor uppvisar en hög känslighet för förändrade miljöförhållanden (Patiño, González Mancebo, & Fernández- Palacios., 2009). Det finns en ökad medvetenhet om att tidsfördröjningar är vanliga, och att dessa måste förstås för att korrekt förutse resultatet av exempelvis restaurering (Hylander & Weibull., 2012). Många restaureringsprojekt har syftet att öka vattendragets heterogenitet och därmed dess biodiversitet, men data som stöder teorier om denna koppling är dock fortfarande svaga, detta då tidigare restaureringsprojekt och bedömningar av dessa ofta har fokus på endast en organismgrupp och/ eller en restaureringsåtgärd (Hasselquist et al., 2018). Eftersom olika taxonomiska grupper kan reagera annorlunda på restaurering kan det vara av stor vikt att inkludera flera grupper när det kommer till att studera och bedöma biodiversiteten (Turunen et al., 2017) efter olika typer av restaureringar. Mossor i sig fungerar som habitat för andra organismer och således bör alla åtgärder vid restaureringar som underlättar för mossorna att åter kolonisera habitatet vara en viktig prioritet. Sannolikt kommer detta att hjälpa till att förbättra framgången för restaureringen i sig (Jönsson., 2003; Turunen et al., 2017). Trots att mossor har en betydande ekologisk roll i en mängd olika habitat har de i stor utsträckning ignorerats av olika ledningsprogram (Patiño et al., 2009). Finansiering och forskningsinstitutens resurser är ofta riktade mot studier som är sannolika att inbringa ekonomiska fördelar och därför försummas mossor i stor utsträckning, detta då de anses ha en liten direkt kommersiell betydelse (Hallingbäck & Hodgetts, 2000). Mossornas betydelse i 13

ekosystemen behöver framhävas tydligare så fler studier kan göras för att få en bättre bild av hur störningar och tiden efter dessa påverkar mossamhällen i strandzoner hos vattendrag. Tack Jag vill först och främst tacka min handledare Lovisa Lind Eirell som gjort det möjligt för mig att göra denna studie och som varit en oerhört engagerad och bra handledare, som stöttat mig och fått mig tillbaka på rätt bana när saker kärvat och hoppet sviktat. Jag vill också tacka Professor Lutz Eckstein för värdefull hjälp i form av bestämningslitteratur och goda råd. Till sist vill jag tacka min son Kevin, för att han uthärdat långa fritidsdagar, tråkiga kvällar och för att han alltid lyser upp min tillvaro. 14

Referenser: ArtDatabanken Sveriges lantbruksuniversitet. Nationalnyckeln till Sveriges flora och fauna. Bestämningsnyckel till släkten inom egentliga bladmossor. Hämtad 2019-01-24 från http://www.artdata.slu.se/nn/pdf/egentliga_bladmossor_huvudnyckel.pdf Arthington, A.H., Naiman, R.J., McClain, M.E., & Nilsson, C. (2010). Preserving the biodiversity and ecological services of rivers: New challenges and research opportunities. Freshwater Biology 55(1), 1-16. doi:10.1111/j.1365-2427.2009.02340.x Bendix, J. (1999). Stream power influence on southern Californian riparian vegetation. Journal of Vegetation Science 10(2), 243-252. doi: 10.2307/3237145 British Bryological Society. (2017). BBS field guide online pages. Hämtad 2019-01-24 från http://www.britishbryologicalsociety.org.uk/ Crites, S., & Dale, M. R. T. (1998). Diversity and abundance of bryophytes, lichens, and fungi in relation to woody substrate and successional stage in aspen mixedwood boreal forests. Canadian Journal of Botany, 76(4), 641 651. Daniels, R.E., & Eddy, A. (1985). Institute of terrestrial ecology. Handbook of European sphagna. Great Britain: Cambrian News. Dynesius, M., Hylander, K., & Nilsson, C. (2009). High resilience of bryophyte assemblages in streamside Compared to upland forests. Ecology 90(4), 1024-1054. doi: 10.1890/07-1822.1 Dynesius, M. (2015). Slow recovery of bryophyte assemblages in middleaged boreal forests regrown after clear- Cutting. Biological Conservation (191) 101-109. doi: 10.1016/j.biocon.2015.06.024 Gardeström, J., Holmqvist, D., Polvi, L.E., & Nilsson, C. (2013). Demonstration restoration measures in Tributaries of the Vindel River catchment. Ecology and Society 18(3), 8. doi: 10.5751/ES-05609-180308 Hallingbäck, T. & Hodgetts, N. (compilers). (2000). Mosses, Liverworts, and Hornworts. Status Survey and Conservation Action Plan for Bryophytes.(1) IUCN/SSC Bryophyte Specialist Group. IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK. x + 106pp. Oxford, UK: Information Press. Hallingbäck, T., Lönnell, N., Weibull, H., Hedenäs, L., & von Knorring, P. (2006). Nationalnyckeln till Sveriges flora och fauna. Bladmossor: Sköldmossor blåmossor. Bryophyta: Buxbaumia Leucobryum. ArtDatabanken, SLU, Uppsala. Hallingbäck, T., Lönnell, N., Weibull, H., von Knorring, P., Korotynska, M., Reisborg, C., & Birgersson, M. (2008). Nationalnyckeln till Sveriges flora och fauna. Bladmossor: Kompaktmossor kapmossor. Bryophyta: Anoectangium Orthodontium. ArtDatabanken, SLU, Uppsala. Hallingbäck, T. (2016) Mossor en fältguide. (1) Stenungsund: Naturcentrum AB bokförlag. Hasselquist, E.M., Nilsson, C., Hjältén, J., Jørgensen, D., Lind, L., & Polvi, L.E. (2015). Time for recovery of riparian plants in restored northern Swedish streams: A chronosequence study. Ecological Applications 25(5), 1373-1389. doi: 10.1890/14-1102.1 Hasselquist, E.M., Polvi, L.E., Kahlert.M., Nilsson.C., Sandberg.L., & McKie. B.G. (2018). Contrasting responses among aquatic organism groups to changes in geomorphic complexity along a gradient of stream habitat restoration: Implications for restoration planning and assessment. Water 10(10), 1465. doi:10.3390/w10101465 Hedenäs, L., Reisborg, C., & Hallingbäck, T. (2014). Nationalnyckeln till Sveriges flora och fauna. Bladmossor: Skirmossor baronmossor. Bryophyta: Hookeria Anomodom. ArtDatabanken, SLU, Uppsala. 15

Helfield, J.M., Capon, S.J., Nilsson, C., Jansson, R., & Palm, D. (2007). Restoration of rivers used for timber floating effects on riparian plant diversity. Ecological Applications 17(3), 840-851. doi: 10.1890/06-0343 Hylander, K. & Dynesius, M. (2006). Causes of the large variation in bryophyte species richness and composition among boreal streamside forests. Journal of Vegetation Science 17(3), 333-346. doi:10.1111/j.1654-1103.2006.tb02453.x Hylander, K., & Weibull, H. (2012). Do time-lagged extinctions and colocnizations change the interpretation of buffer strip effectiveness? A study of riparian bryophytes in the first decade after logging. Journal of Applied Ecology 49(6), 1316-1324. doi: 10.1111/j.1365-2664.2012.02218.x Jönsson, I.K. (2003). Population density and species composition of moss-living tardigrades in a boreonemoral forest. Ecography 26(3), 356-364. doi: 10.1034/j.1600-0587.2003.03458.x Laine, J., Flatberg, K.I., Harju, P., Timonen, T., Minkkinen, K., Laine, A., Vasander, H. (2018). Shagnum mosses the stars of European mires. (1) Helsinki: Sphagna Ky. Monteiro, J., & Vieira, C. (2017). Determinants of stream bryophyte community structure: Bringing ecology into conservation. Freshwater Biology 62(4), 695-710. doi: 10.1111/fwb.12895 Naiman, R.J., Décamps, H., & Pollock, M. (1993). The role of riparian corridors in maintaining regional biodiversity. Ecological Applications 3(2), 209-212. doi: 10.2307/1941822 Nilsson, C., Ekblad, A., Dynesius, M., Backe, S., Gardfjell, M., Carlberg, B., Jansson, R. (1994). A comparision of species richness and traits of riparian plants between a main river channel and its tributaries. Journal of Ecology 82(2), 281-295. doi: 10.2307/2261296 Nilsson, C., Lepori, F., Malmqvist. B., Törnlund, E., Hjerdt, N., Helfield, J.M., Lundqvist, H. (2005). Forecasting environmental responses to restoration of rivers used as log floatways: An interdisciplinary challenge. Ecosystems 8(7), 779-800. doi: 10.1007/s10021-005-0030-9 Nilsson, C., Polvi, L. E., Gardeström, J., Hasselquist, E. M., Lind, L. & Sarneel, J. M. (2014). Riparian and instream restoration of boreal streams and rivers: success of failure?. Ecohydrology (8), 753-764. doi: 10.1002/eco.1480 Palmer, M. A., Ambrose, R. F. & Poff, R. L. (1997). Ecological theory and community restoration ecology. Restoration Ecology 5(4), 291-300. Palmer, M.A., Menninger, H.L., & Bernhardt, M. (2010). River restoration, habitat heterogeneity and biodiversity: A failure of theory in practice? Freshwater Biology 55(1), 205-222. doi: 10.1111/j.1365-247.2009.02372.x Patiño, J., González Mancebo, J.M., & Fernández-Palacios, J.M. (2009). Epiphytic bryophytes in Canarian subtropical montane cloud forests: The importance of the time since disturbance and host identity. Canadian Journal of Forest Research 39(1), 48-63. doi: 10.1139/X08-155 Pilotto, F., Nilsson, C., Polvi, L.E., & McKie, B.G. (2018). First signs of macroinvertebrate recovery following enhanced restoration of boreal streams used for timber floating. Ecological Applications 28(2), 587-597. doi: 10.1002/eap.1672 Polvi, L.E., Nilsson, C., & Hasselquist, E.M. (2014). Potential and actual geomorphic complexity of restored Headwater streamsnorthern Sweden. Geomorphology 210 98-118. Doi: https://doi-org.bibproxy.kau.se/10.1016/j.geomorph.2013.12.025 16

Roberts, J.H., Anderson, G.B., & Angermeier, P.L. (2016). A long-term study of ecological impacts of river channelization on the population of an endangered fish: Lessons learned for assessment and restoration. Water 8(6), 240. doi:10.3390/w8060240 Smith, A.J.E. (1978). The moss flora of Britain and Ireland.(1) Cambridge: The Press Syndicate of the University of Cambridge. Smith, A.J.E., (1990). The liverworts of Britain and Ireland. (1) Cambridge: The Press Syndicate of the University of Cambridge. Turunen, J., Aroviita, J., Marttila, H., Louhi, P., Laamanen, T., Tolkkinen, M., Muotka, T. (2017) Differential responses by stream and riparian biodiversity to in-stream restoration of forestryimpacted streams. Journal of Applied Ecology 54(5), 1505-1514. Doi: 10.1111/1365-2664.12897 Törnlund, E., & Östlund, L. (2006). Mobility without wheels: The economy and ecology of timber flotation in Sweden, 1850-1980. The Journal of Transport History 27(1), 48-70. Vindel River LIFE. (2011). Restoration of tributaries of the Vindel River. Hämtad 2019-01-23 från http://vindelriverlife.se/wp-content/uploads/2011/05/vindelriverlifesv.pdf Vindel River LIFE. (2016). Om projektet. Hämtad 2019-02-19 från http://vindelriverlife.se/?page_id=2 17

Bilaga 1. De olika substratens (jord, ved, finkornig sand, sand, grus, sten, kullersten och stenblock) fördelning i % vid de olika vattendragstyperna R (bästa-praxis restaurerade), RR (demonstrationsåtgärd restaurering) och CH (kanaliserade vattendrag). Bäck Restaureringsår Typ Transekt Avstånd Jord Ved Finkornig sand Sand Grus Sten Kullersten Stenblock Beukabäcken 2003 R 1 0 80 0 0 0 10 0 0 10 Beukabäcken 2003 R 1 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Beukabäcken 2003 R 3 0 50 0 0 0 30 7 10 3 Beukabäcken 2003 R 3 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Beukabäcken 2003 R 5 0 60 5 0 0 20 0 15 0 Beukabäcken 2003 R 5 40 30 0 0 0 0 0 0 70 Sejorbäcken 1997 R 1 0 0 2 0 0 30 0 0 68 Sejorbäcken 1997 R 1 40 20 0 0 0 0 0 0 80 Sejorbäcken 1997 R 3 0 0 0 0 0 0 0 0 100 Sejorbäcken 1997 R 3 40 10 0 0 0 0 0 0 90 Sejorbäcken 1997 R 5 0 10 0 0 0 0 0 0 90 Sejorbäcken 1997 R 5 40 30 0 0 0 0 0 0 70 Mattjokkbäcken 2003 R 1 0 25 0 0 0 10 30 10 25 Mattjokkbäcken 2003 R 1 40 20 20 0 0 0 0 0 60 Mattjokkbäcken 2003 R 3 0 15 0 0 0 0 0 0 85 Mattjokkbäcken 2003 R 3 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Mattjokkbäcken 2003 R 5 0 5 0 0 0 5 20 10 60 Mattjokkbäcken 2003 R 5 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Västibäcken 2004 R 1 0 55 0 0 0 0 0 0 45 Västibäcken 2004 R 1 40 95 0 0 0 0 0 5 0 Västibäcken 2004 R 3 0 0 0 0 0 0 0 0 100 Västibäcken 2004 R 3 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Västibäcken 2004 R 5 0 60 0 10 0 0 0 0 30 Västibäcken 2004 R 5 40 70 0 0 0 0 0 30 0 Staggträskbäcken 1999 R 1 0 10 5 0 55 0 0 30 0 Staggträskbäcken 1999 R 1 40 20 20 0 0 0 0 0 60 Staggträskbäcken 1999 R 3 0 0 0 0 5 0 0 15 80 Staggträskbäcken 1999 R 3 40 15 0 0 0 0 0 0 85 Staggträskbäcken 1999 R 5 0 0 0 0 0 10 5 0 85 Staggträskbäcken 1999 R 5 40 5 5 0 0 0 0 15 75 Abmobäcken 1996 R 1 0 55 5 20 0 0 0 0 20 Abmobäcken 1996 R 1 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Abmobäcken 1996 R 3 0 10 0 0 0 0 0 10 80 Abmobäcken 1996 R 3 40 60 0 0 0 0 0 20 20 Abmobäcken 1996 R 5 0 0 0 0 0 0 0 10 90 Abmobäcken 1996 R 5 40 80 0 0 0 0 0 0 20 Bastutjärnen 1987 R 1 0 10 0 0 0 0 0 0 90 Bastutjärnen 1987 R 1 40 85 15 0 0 0 0 0 0 Bastutjärnen 1987 R 3 0 10 0 0 0 0 0 20 70 Bastutjärnen 1987 R 3 40 15 0 0 0 0 0 0 85 Bastutjärnen 1987 R 5 0 12 0 0 0 0 3 0 85 Bastutjärnen 1987 R 5 40 15 0 0 0 0 0 0 85 Kvarnbäcken 1988 R 5 0 40 0 10 0 0 0 10 40 Kvarnbäcken 1988 R 5 40 45 10 0 0 0 0 0 45 Kvarnbäcken 1988 R 3 0 60 0 0 0 15 0 0 25 Kvarnbäcken 1988 R 3 40 90 0 0 0 0 0 0 10 Kvarnbäcken 1988 R 1 0 40 0 0 0 15 0 45 0 Kvarnbäcken 1988 R 1 40 55 0 0 0 0 0 0 40 18

Långträsket 1987 R 1 0 10 0 0 0 10 0 0 80 Långträsket 1987 R 1 40 30 0 0 0 0 0 0 70 Långträsket 1987 R 3 0 10 0 0 0 10 0 15 65 Långträsket 1987 R 3 40 55 0 0 0 0 0 15 30 Långträsket 1987 R 5 0 50 0 12 0 0 0 0 38 Långträsket 1987 R 5 40 25 0 0 0 0 0 0 75 Beukabäcken 2010 RR 1 0 75 0 0 0 0 0 0 25 Beukabäcken 2010 RR 3 0 70 10 0 0 0 0 0 20 Beukabäcken 2010 RR 5 0 55 0 0 0 5 0 25 15 Falåströmbäcken 2010 RR 1 0 0 15 0 10 20 5 5 45 Falåströmbäcken 2010 RR 3 0 15 0 0 0 5 0 0 80 Falåströmbäcken 2010 RR 5 0 15 0 0 0 0 5 0 55 Mattjockbäcken 2010 RR 1 0 8 0 0 0 0 0 0 92 Mattjockbäcken 2010 RR 3 0 40 0 0 0 0 0 0 60 Mattjockbäcken 2010 RR 5 0 50 10 0 0 0 0 0 40 Mösupbäcken 2010 RR 1 0 80 10 0 0 0 0 10 0 Mösupbäcken 2010 RR 3 0 39 1 0 0 0 25 25 0 Mösupbäcken 2010 RR 5 0 35 0 15 0 0 0 0 50 Beukabäcken 2010 RR 1 40 75 15 0 0 0 0 0 0 Beukabäcken 2010 RR 3 40 85 0 0 0 0 0 0 15 Beukabäcken 2010 RR 5 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Falåströmbäcken 2010 RR 1 40 80 0 0 0 0 0 0 20 Falåströmbäcken 2010 RR 3 40 85 0 0 0 0 0 0 15 Falåströmbäcken 2010 RR 5 40 30 10 0 0 0 0 0 60 Mattjockbäcken 2010 RR 1 40 90 0 0 0 0 0 0 10 Mattjockbäcken 2010 RR 3 40 90 10 0 0 0 0 0 0 Mattjockbäcken 2010 RR 5 40 70 10 0 0 0 0 0 20 Mösupbäcken 2010 RR 1 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Mösupbäcken 2010 RR 3 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Mösupbäcken 2010 RR 5 40 100 0 0 0 0 0 0 0 Bjurbäcken S 1976 CH 1 0 30 0 0 0 0 0 0 70 Bjurbäcken S 1976 CH 3 0 0 0 0 0 5 0 25 70 Bjurbäcken S 1976 CH 5 0 5 0 0 0 0 0 20 75 Lycksabäcken 1976 CH 1 0 0 0 0 0 0 20 65 15 Lycksabäcken 1976 CH 3 0 0 0 0 0 0 20 80 0 Lycksabäcken 1976 CH 5 0 0 0 0 0 0 20 80 0 Bjurbäcken S 1976 CH 1 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Bjurbäcken S 1976 CH 3 40 20 5 0 0 0 0 0 75 Bjurbäcken S 1976 CH 5 40 40 0 0 0 0 0 0 60 Lycksabäcken 1976 CH 1 40 5 0 0 0 0 10 45 40 Lycksabäcken 1976 CH 3 40 60 0 0 0 0 0 0 40 Lycksabäcken 1976 CH 5 40 85 0 0 0 0 0 0 15 19

Bilaga 2. Artlista med täckningsgrad i % utifrån sammanlagd täckning alla arter för varje sträcka vid avståndet 0 centimeter från vattenytan vid de olika vattendragssträckorna hos Vindelälvens biflöden. Åtgärd R= bästa-praxis restaurering, RR= demonstrationsåtgärdade vattendrag och CH= kanaliserade vattendrag. Vattendrag: Lå= Långträsket, Ba= Bastutjärnen, Kv= Kvarnbäcken, Ab= Abmobäcken, Se= Sejorbäcken, St= Staggträskbäcken, Ma= Mattjokkbäcken, Be= Beukabäcken, Vä= Västibäcken, Mö= Mösupbäcken, Fa= Falåströmbäcken, Ly= Lycksabäcken, Bj_S= Bjurbäcken Södra och St= Stockbäcken. Vattendrag Lå Ba Kv Ab Se St Ma Be Vä Be Mö Fa Ly Bj_S St Typ av åtgärd R R R R R R R R R RR RR RR CH CH CH Art Campylium stellatum 71 0,5 0,5 55 98 37 1 0,5 Bryum pseudotriquetrum 2 77 4 25 17 62 9 3 Pellia neesiana/metzgeria 7 3 4 1 Dicranum scoparium 14 Pleurozium schreberi 25 Hylocomium splendens 47 Fissidens osmundoides 1 37 2 3,8 3 2 Rhizomnium punctatum 7 3 Tritomaria scitula 8 Scapania sp. 1 11 0,5 8 43 Cephalozia sp./fuscocephaloziopsis sp. 8 Liverwort 1 8 Hypnum callichroum 22 33 Odontoschisma elongatum 0,4 8 Cephaloziella sp. 1 0,2 Jungermannia s. lat. 1 3 0,2 3 Brachytheciastrum velutinum 0,2 Calypogeia sp. 1 0,1 0,2 Calypogeia sp. 2 3 Jungermannia s. lat. 2 1 Scapania umbrosa 2 Scapania sp. 2 2 Scapania sp. 3 4 Schistidium agassizii 25 Scapania glaucocephala 25 Bryophyte 1 25 Liverwort 2 0,5 Gymnocolea inflata 0,1 Bryum Sp.1 1 2,6 1 Bryum Sp.2 0,2 11 Sphagnum squarrosum 0,5 Warnstorfia fluitans 0,2 3 Drepanocladus aduncus 10 1 Fissidens adianthoides 3 Dichelyma falcatum 3,2 7 Leptodictyum riparium 1,1 Sphagnum capillifolium 71 Fontinalis Sp.1 0,50 Pellia Sp.1 11 1,5 Dicranum Sp.1 3 Hypnum Sp.1 3 1,5 Leptobryum pyriforme 97 20

Artlista med täckningsgrad i % utifrån sammanlagd täckning alla arter för varje sträcka vid avståndet 40 centimeter från vattenytan vid de olika vattendragssträckorna hos Vindelälvens biflöden. Åtgärd R= bästa-praxis restaurering, RR= demonstrationsåtgärdade vattendrag och CH= kanaliserade vattendrag. Vattendrag: Lå= Långträsket, Ba= Bastutjärnen, Kv= Kvarnbäcken, Ab= Abmobäcken, Se= Sejorbäcken, St= Staggträskbäcken, Ma= Mattjokkbäcken, Be= Beukabäcken, Vä= Västibäcken, Mö= Mösupbäcken, Fa= Falåströmbäcken, Ly= Lycksabäcken, Bj_S= Bjurbäcken Södra och St= Stockbäcken. Vattendrag Lå Ba Kv Ab Se St Ma Be Vä Be Mö Fa Ma Ly Bj_S St Typ av åtgärd R R R R R R R R R RR RR RR RR CH CH CH Art Campylium stellatum 0,1 4 Bryum pseudotriquetrum 2 12 18 Pellia neesiana/metzgeria 0,2 Dicranum scoparium 1 2,1 1 Pleurozium Schreberi 32 37 66 1,5 44 8 39 41 19 61 10,5 Hylocomium splendens 15 8 49 48 51 55 5 Fissidens osmundoides 16 14 10,5 0,7 Rhizomnium punctatum 1,5 Dichelyma falcatum 9 14 11 33 0,2 Rhytidiadelphus triquetrus 2 8 Warnstorfia Pseudostraminea 3 2 Warnstorfia fluitans 8 6 Campylium protensum 19 12 9 2 33 18 3 10 Fissidens adianthoides 1 12 Leptobryum pyriforme 43 19 0,2 Drepanocladus aduncus 1,5 67 Brachythecium mildeanum 9 tetraphis pellucida 9 Campyliadelphus elodes 2 3 Bryum caespiticium 37 3 Plagiothecium denticulatum var. Undulatum 3 Amblystegium serpens 3 0,2 0,7 Fissidens bryoides var. Gymnandrus 42 Campylophyllum sommerfeltii 21 Ptilium crista-casternis 18 8 Sphagnum riparium 31 2,2 palustriella falcata 2 3 Hylocomiastrum pyrenaicum 56 9 Polytrichum commune 20 39 Dicranum majus 67 15 11 Climacium dendroides 3 Sanionia uncinata 14 8 8 Pseudocampylium radicale 1,5 Calliergonella lindbergii 3 Aulacomnium palustre 10 Jungermannia spp 0,2 6 0,5 Leptodictyum riparium 2 Scapania spp 6 0,5 Cephalozia bicuspidata 2 Polytrichastrum aplinum 8 Scorpidium ossonii 4 12 Plagiochila sp. Porelloides 8 polytrichum strictum 12 Sphagnum spp 1 Sphagnum capillifolium 4,4 10 Dicranum fuscescens 2,7 21