Biologisk mångfald i småvatten Skillnader i bottenfaunans sammansättning i småvatten på konventionellt och ekologiskt brukad mark.

Biologisk mångfald i småvatten Skillnader i bottenfaunans sammansättning i småvatten på konventionellt och ekologiskt brukad mark. Bottenfaunans artsammansättning och bottensubstratets struktur skiljer sig åt vad gäller småvatten för konventionellt respektive ekologiskt brukad mark. Bottenfaunans artantal, artdiversitet och antalet sällsynta arter är däremot ganska lika för småvatten oavsett om marken är konventionellt eller ekologiskt brukad. Rapport 2011:34 01

Förord Jordbruksverket utvärderar miljöeffekter av landsbygdsprogrammet. Denna studie är en del i detta arbete. Studien utvärderar betydelsen av miljöersättningen till ekologisk och kretsloppsinriktad produktion för biologisk mångfald i småvatten på brukad mark. Undersökningen har genomförts i Skåne och Halland. Inom landsbygdsprogrammet finns möjlighet att söka ersättning till ekologisk och kretsloppsinriktad produktion. Ersättningen kan sökas av dem som brukar sin mark i enlighet med EU:s regler för ekologisk produktion. Ett syfte med ersättningen är den ska bidra till att uppnå miljökvalitetsmålet Ett rikt odlingslandskap. Resultaten från studien visar att det finns skillnader på sammansättningen av arter mellan småvatten på ekologiskt respektive konventionellt brukad mark. Detta innebär att ersättningen bidrar till att öka variationen i landskapet och därmed också den biologiska mångfalden. Undersökningen visar dock inga signifikanta skillnader i förekomsten av sällsynta arter mellan då två typerna av småvatten. Analyserna visar på två avgörande faktorer för förekomsten av olika arter, dels strukturen på bottensubstratet och dels den vattenkemiska statusen i småvattnet. Calluna Konsult har genomfört undersökningen på uppdrag av Jordbruksverket och står för rapportens innehåll. Ann-Marie Dock Gustavsson Växt- och miljöavdelningen, Jordbruksverket 2

Mångfald i småvatten på åkermark skillnader mellan bottenfaunans sammansättning i småvatten på konventionellt och ekologiskt brukad mark Syftet med denna undersökning är att jämföra bottenfaunan i småvatten på konventionellt respektive ekologiskt brukad mark. Studien är en del i utvärderingen i landsbygdsprogrammet och specifikt en utvärdering av miljöersättningen för ekologisk och kretsloppsinriktad produktion och dess värde för biologisk mångfald i småvatten. Studien har utförts av Calluna på uppdrag av Jordbruksverket. Författarna står för rapportens innehåll. Författare Håkan Sandsten Elisabeth Lundkvist Calluna AB Linköpings slott 582 28 Linnköping Foto framsida Håkan Sandsten

Sammanfattning Bottenfauna i 20 småvatten belägna i jordbruksmark har undersökts i Skåne och Halland på uppdrag av Jordbruksverket. Syftet var att jämföra bottenfaunans djursamhällen i två typer av småvatten: vid ekologiskt och konventionellt odlade marker med samma typ av gröda. Flera statistiska analyser har gjorts för att se om det finns skillnader mellan faunorna mellan ekologiska och konventionella dammar, samt i vilken grad artsammansättningen kan förklaras av olika omvärldsfaktorer. Resultaten visade att bottenfaunans artsammansättning skiljde sig åt mellan ekologiska och konventionella dammar. Helt olika arter dominerade i de två typerna av småvatten. En viktig förklaring var att de ekologiska dammarna hade finkornigare bottensubstrat än vad dammar i konventionellt odlad mark hade. Grov sten och block dominerade däremot i konventionella dammar. Bottensubstrat är en faktor som allmänt har stor betydelse för vilket djursamhälle som finns i en vattenmiljö. Det var oväntat att brukningsmetoden skulle ge skillnader i bottensubstrat, men kanske används dammar mer som stentipp i konventionell odling än i ekologisk. Brukningsmetoden påverkade dock inte artrikedomen av evertebrater eller växter; det fanns inga statistiska skillnader mellan dammtypernas artantal eller diversitet. Naturvärdet var högt i två dammar, varav en var ekologisk och en var konventionell. I dessa dammar fanns några relativt ovanliga arter; igeln Alboglossiphonia heteroclita, nattsländan Oligotricha striata, vattenbiet Ilyocoris cimicoides cimicoides och dykarskalbaggen Agabus undulatus. Vattnets ph och konduktivitet var signifikant högre i de konventionella dammarna och det fanns en tydlig tendens (dock ej statistiskt säkerställd) att även alkalinitet och kalciumhalt var högre i de konventionella dammarna. Denna skillnad kan bero på mer intensiv odling med mer erosion, gödning och högre primärproduktion. Artsammansättningen av bottenfaunan var tydligt försurningspåverkad i flera dammar, framförallt i de ekologiskt brukade markerna, vilket var förväntat då alkalinitet och ph var lägre där. Denna försurningspåverkan beror troligen på tillfälliga surstötar i samband med stor ytavrinning. Faunorna i alla dammar var påverkade av organiska ämnen, vilket var förväntat för jordbruksmark. Dessa vattenkemiska skillnader mellan ekologiska och konventionella dammar är tillsammans med bottensubstrat de viktigaste förklaringarna till varför faunorna skiljde sig åt. Det fanns tydliga grupperingar av arter som främst förekom i dammar med finkorniga bottnar, grova bottnar, högt ph (och också hög alkalinitet, konduktivitet och kalciumhalt) och även arter som främst förekom i stora dammar med hög vattenfärg. Ekologiska dammar hade inte fler sällsynta eller rödlistade arter av evertebrater och inte heller högre artrikedom eller diversitet än konventionella. De statistiska undersökningarna ger oss dock stöd för att påstå att bottenfaunan skiljer sig mellan ekologiska och konventionella dammar genom att de domineras av helt olika arter.

Innehåll 1 Inledning...1 2 Metod...3 2.1 Bakgrund... 3 2.2 Förarbete GIS... 3 2.3 Förstudie i fält... 4 2.4 Provtagning i fält... 5 2.5 Analysmetoder... 6 3 Resultat och diskussion... 9 3.1 Skillnader i vattenkemi... 9 3.2 Bottenfauna... 11 3.2.1 Artrikedom, diversitet och naturvärde... 11 3.2.2 Påverkan av organiska och försurande ämnen... 12 3.2.3 Likhet mellan faunorna och koppling till omvärldsfaktorer... 14 4 Slutsatser...19 5 Referenser...20 6 Bilagor...22 Bilaga 1 Artlista Bilaga 2 Lokalbedömningar Bilaga 3 Lokalbeskrivningar Bilaga 4 Analysprotokoll vattenkemi Bilaga 5 Statistiska tester

1 Inledning Calluna har fått i uppdrag av Jordbruksverket att genomföra en studie av bottenfauna i småvatten i konventionellt och ekologiskt odlad åkermark för att se om det finns skillnader i artrikedom, artsammansättning eller diversitet mellan de två dammtyperna. Det finns några studier som visar att ekologisk odling ökar artrikedomen hos fåglar, växter och insekter (t. ex. Bengtsson et al. 2005), men det finns få eller inga studier som påvisar skillnader i bottenfaunasamhällen i dammar i dessa typer av jordbruksmark. I rinnande vatten i USA har Magbanua et al. (2010) visat att bottenfauna i konventionellt lantbruk hade lägre artrikedom och annan artsammansättning än i ekologisk odling. Vidare skrev de att de inte kunde hitta några andra vetenskapliga studier som jämför bottenfaunasamhällen i konventionellt, ekologiskt och integrerat lantbruk. Deras studie gjordes i rinnande vatten i betesmarker och publicerades 2010, så vår studie i småvatten i växtodlingsmarker kan vara unik. En effekt som kan påverka bottenfaunasamhällen är användningen av bekämpningsmedel. Förutom direkt förgiftning av djur med insekticider (van Breukelen och Brock 1993) kan även indirekta effekter på ekosystemen misstänkas. Kemiska bekämpningsmedel har visat sig utlösa algblomningar i dammar genom att slå ut filtrerande djur. Användningen av insekticiden Cypermetrin slog ut delar av zooplanktonbestånden, vilket medförde att alger ökade i antal (Friberg-Jenssen et al. 2003). Herbiciden Metsulfuronmetyl har visat sig minska antalet vattenväxter i dammar, vilket gjorde att mer näring fanns tillgängligt för påväxtalger, som då gynnades (Wendt- Rasch 2003). Kemiska bekämpningsmedel kan alltså, förutom en akuttoxisk effekt på många vattenlevande organismer, också påverka det ekologiska samspelet mellan akvatiska djur och växter. Det är inte bara användningen av bekämpningsmedel som skiljer konventionell odling från ekologisk. Det finns ett gemensamt regelverk på EU-nivå som anger ramarna för den ekologiska produktionen (EG 2008). Dessutom finns ett regelverk för kravodling som uppfyller EU:s regelverk men som också innehåller en rad tilläggsregler (KRAV 2009). Handelsgödsel får inte användas i ekologisk odling och det har de senaste åren livligt debatterats om konventionell eller ekologisk odling leder till mest övergödning. I en studie av ett stort antal gårdar kom man fram till att förlusten (dvs spridningen till miljön utanför gården) av kväve från konventionella mjölk-, kött- och växtodlingsgårdar var högre än från ekologiska (Wivstad et al. 2009). Detta medför generellt en högre risk för övergödande kväveutsläpp med konventionellt bruk. Kväve övergöder främst havet, men vissa former av kväve är toxiska för djur i sötvatten, t ex ammoniak och nitrit. Man kan därför spekulera i om ekologisk odling därmed skulle kunna ha positiva effekter på bottenfaunan i småvatten, genom att risken för ammoniak- och nitritförgiftning skulle vara mindre än i konventionell odling. Förlusten av fosfor var lägre för ekologiska mjölk- och köttgårdar jämfört med konventionella gårdar, men den var dock högre för ekologiska växtodlingsgårdar (Wivstad et al. 2009). För sötvatten är det oftast fosfor, och inte kväve, som är begränsande för den biologiska produktionen och detta skulle alltså kunna innebära att ekologiska växtodlingsgårdar leder till större övergödning av sötvatten än konventionella. Man skulle då kunna spekulera i att mer fosfor från ekologiska 1 1

växtodlingsgårdar ger mer algblomning och övergödning än på konventionella gårdar. Enligt Wivstad et al. (2009) skulle en förklaring kunna vara större inköp av gödsel och spridning av gödsel på vallodlingar vid ekologiska gårdar. I deras studie hade ekologiska gårdar större andel vallodlingar än konventionella. I vår studie har dock inga småvatten vid vallodling (eller betesmarker) undersökts utan dessa har endast varit belägna vid ettåriga grödor. Exakt hur fosforgivor på ettårig gröda skiljer sig åt mellan ekologisk och konventionell odling har vi inte kunna hitta information om. Det finns många andra skillnader mellan ekologiska och konventionella växtodlingsgårdar och alla dessa skillnader måste inte utredas, eftersom vi gör en välreplikerad och statistiskt analyserad studie av bottenfaunasamhället. De skillnader som vi hittar ska bero på växtodlingsmetoden. För att vara säker på det har alla led i arbetet haft en hög vetenskaplig nivå. Underlaget från Jordbruksverket till urvalet av småvatten innehöll 14 000 åtagandeblock i Skåne och Halland, både ekologiska och konventionella. Betesmark, slåttermark, vallodling och annan gröda som inte mötte våra kriterier föll bort i nästa steg, liksom de som inte haft ett åtagande under minst fyra år. Inga dammar var alltså nyanlagda efter 2006. För att hitta par av småvatten med samma gröda i både ekologisk och konventionell odling, som samtidigt låg nära varandra användes GIS. Vid det första fältbesöket i förstudien valdes sedan många småvatten bort eftersom de inte mötte alla våra kriterier (för små, uttorkade, igenväxta osv, se kriterier nedan). 2 2

2 Metod 2.1 Bakgrund 20 småvatten i konventionellt och ekologiskt jordbruk skulle jämföras parvis (10 par). Med parvis menades att småvattnen hade lika stor kantzon och samma yta samt att åkrarna odlades med samma gröda året före provtagningen (dvs 2009). I förstudien besöktes fler än 20 dammar för att hitta dessa par. Att sedan jämföra dammarna parvis visade sig var svårt, vilket beskrivs närmare i avsnittet om analysmetoder nedan. Dock var det en fördel att ha gjort urvalet av dammar på detta sätt. Övriga kriterier på dammarna var att: de skulle ligga på åkrar med höstsäd, vårsäd, höstoljeväxter, våroljeväxter, majs eller annan ettårig gröda (dvs även blandsäd såsom baljväxt-stråsäd, stråsädsblandningar, proteinstödsberikad blandning baljväxt-stråsäd). de skulle ligga i Skåne eller Hallands län. de skulle vara oskyddade mot indrift av jord och växtskyddsmedel samt tillrinning av dräneringsvatten. de ekologiska skulle ligga på ekologiska fält med miljöersättning för ekologisk produktion under åren 2007-2010 eller längre. de konventionella skulle inte heller vara nyanlagda, utan de skulle ha haft åtagandestöd under åren 2007-2010 eller längre tid. 2.2 Förarbete GIS Före fältarbetet behandlades befintlig data i GIS för att minska urvalet av dammar. Jordbruksverket tillhandahöll jordbruksblock i Skåne och Halland som fått ekonomiskt stöd för småvatten. Data var både i form av GIS-skikt över blocken samt exceldokument med information om grödoslag, antal dammar och miljöersättning för ekologisk produktion. Block med dammar, rätt typ av gröda samt stöd för ekologisk produktion under åren 2007-2010 söktes fram. Detta gav endast 25 block. Ett urval av block med konventionell produktion, dammar, rätt typ av gröda, och inom ett avstånd på 1000 m från något av de tidigare utvalda blocken med ekologisk produktion, gav 17 stycken block. Alla blocken innehöll minst en damm, men kunde innehålla flera. Eftersom småvattnen i samma block inte kunde räknas som oberoende replikat användes endast en damm i varje block. 3

2.3 Förstudie i fält För att kunna göra jämförelsen behövde några kriterier bedömas i fält. De utvalda ekologiska blocken besöktes i fält och många föll bort på grund av att de var för små, uttorkade, helt igenväxta eller hade fel gröda (t ex vall och betesmark). Att de hade fel gröda kunde bero på att de endast hade en liten kant mot ekologisk brukad jord och därför blev inkluderade i förstudien. När lämpliga ekologiska småvatten hittades besöktes de konventionella block som valts ut enligt ovan inom 1000 m, men det fanns inte tillräckligt många som mötte alla kriterier. Därför användes en handdator med konventionella block inritade i GIS för att hitta ett annat närliggande konventionellt block med en lämplig damm. Även där föll många småvatten bort av samma orsaker som ovan. Närliggande betyder alltså inte den allra närmaste eller ens det allra lämpligaste småvattnet allra närmast, eftersom vi inte kunde besöka alla dammar i rätt ordning. I vissa fall gick det inte att hitta exakt rätt gröda och då valdes så lik gröda som möjligt (t ex höstvete och vårvete). Figur 1-3 visar det geografiska läget för de 20 dammarna. Figur 1. Undersökta dammar i Halland. Jämförda par har samma symboler. 4 4

Figur 2. Undersökta dammar i Skåne. Jämförda par har samma symboler. Figur 3. Undersökta dammar i Mellanskåne. Jämförda par har samma symboler. 2.4 Provtagning i fält När ett lämpligt och närliggande par av småvatten med samma gröda hade hittats kontaktades lantbrukaren och tillstånd erhölls att genomföra undersökningen. Många av lantbrukarna ville ta del av slutresultatet av studien. Småvattnet fotograferades, 5

vattenprov togs för analys av alkalinitet, ph, konduktivitet, färgtal och kalcium (Ca). Analys av bekämpningsmedel i vattnet ansågs inte vara prioriterat i denna studie. Vattenprovet togs så långt ut i det öppna vattnet som det var möjligt att gå med vadarstövlar. Därefter genomfördes bottenfaunaprovtagningen enligt Naturvårdsverket (2010). Detta innebär att fem delprover tas från strandkanten och ut mot djupare vatten med en håv (maskstorlek 0,5 mm). Bottensubstratet rörs upp med fötterna och håven förs över området och samlar in det uppvirvlade materialet. Förutom de fem delproverna tas också ett kvalitativt sökprov som samlas från en större del av dammen och omfattar flera habitat. Detta för att få en uppfattning om den totala artstocken i strandzonen. Sist beskrevs lokalen enligt Naturvårdsverket (2006). Information om följande lades till lokalbeskrivningen: skydd mot indrift av jord (ja/nej) skydd mot dräneringsvatten (ja/nej) kantzon (bredd i meter) fiskobservation (ja/arter/nej) amfibieobservation (ja/arter/nej) artlista makrofyter Mjärdar skulle enligt uppdragsbeskrivningen användas men efter att vi hade haft fem mjärdar ute i en vecka i tre dammar och endast fångat ett par snäckor uteslöts denna del av undersökningen. Det var alltför sent på säsongen för att fånga snabbt simmande djur. Bottenfaunaproverna artbestämdes och analyserades av Calluna. Kemiska analyser utfördes av Eurofins Environment laboratorium. För att bedöma biologisk mångfald i anlagda dammar bör man, förutom bottenfauna och vattenväxter, även undersöka fågel, fisk, kräftor, grod- och kräldjur (Jordbruksverket 2011), men det ingick inte i detta uppdrag. Håvprovtagningens omfattning är något mindre än den som redovisas i Jordbruksverkets rapport (2011). Där konstaterar man att ca 10 håvdrag per våtmark/småvatten var tillräckligt för att antalet taxa skulle plana ut. Artbestämningen sker i fält, till en högre taxonomisk nivå (t.ex. dagslända), i Jordbruksverkets metodik. I metodiken vi använt (Naturvårdsverket 2010) tas 6 håvtag om vardera minst en meter och evertebraterna är bestämda så långt som möjligt, ofta till artnivå. Metodikerna och resultaten är således inte jämförbara. 2.5 Analysmetoder Provtagningsdesign och analys av bottenfauna är standardiserade metoder fastslagna av Naturvårdsverket, och Calluna är ackrediterade för dessa (Swedac ackrediteringsnummer 1959). Vår nollhypotes före genomförandet var att det inte finns någon skillnad mellan bottenfaunasamhällets sammansättning i småvatten vid ekologisk och konventionell växtodling och studien är konstruerad för att kunna visa om denna hypotes kan förkastas eller ej. Om vi kan förkasta nollhypotesen visar vi med stor sannolikhet att ekologisk och konventionell odling påverkar bottenfauna på olika sätt. Vi har inte kunnat göra parvisa jämförelser av dammarna eftersom vi bara har ett mätvärde per damm (exempelvis ett värde på konduktivitet) och således finns inte data 6 6

på variationen i varje damm. Därmed kan vi inte säga att damm A har lägre värde än damm B. De analyser och beräkningar som gjorts är istället jämförelser mellan gruppen av ekologiska mot gruppen av konventionella dammar. Eftersom de är utvalda med samma kriterier är de två grupperna av dammar homogena och man kan förutsätta att samma typ av variation finns inom varje grupp av dammar. De beräkningar och analyser som gjorts är: beräkning av försurningspåverkan och graden av organisk belastning i dammarna. ASPT-index och Danskt faunaindex visar på organisk belastning (Naturvårdsverket 1999, 2007). MILA-index, surhetsindex, BpHI och EPT-taxa (Naturvårdsverket 1999, 2007, Lingdell & Engblom 2002) beskriver om faunan är påverkad av försurande ämnen. beräkning av artantal, diversitet och naturvärde. Antalet taxa av evertebrater och vattenväxter har använts i analyserna. Shannon-Wieners diversitetsindex har också beräknats (Krebs 1999). Diversitetsindex väger samman antalet arter med hur vanliga de är. Ett stort antal arter med ungefär lika många individer i varje art ger ett högt diversitetsindex, vilket ger ett slags mått på biologisk mångfald. Faunans naturvärde är bedömt utifrån förekomsten av sällsynta arter, artrikedom och diversitet enligt Medin et al. (2009). I bedömningen av sällsynta taxa ingår data från Callunas databas från södra Sverige. analys för att påvisa om ett antal parametrar skiljer sig åt mellan ekologiska och konventionella dammar. Till detta användes Anova och Mann-Whitney U-test (Zar 1999, beräknat i programmet Statistica version 9). Anova visar om medelvärdet skiljer sig åt mellan två eller flera datagrupper och kräver normalfördelade data och att varianserna är homogena. För att testa normalfördelning ritades så kallade normal propability plots, där residualerna plottas mot en förväntad normalfördelning. Levene s test utfördes för att testa om varianserna var homogena. De parametrar som analyserades med Anova var ASPT-index, antal arter evertebrater, diversitet evertebrater, antal vegetationsarter, ph, kalciumhalt, konduktivitet samt alkalinitet. Varje parameter är analyserad för sig. För parametrar som ej hade normalfördelade residualer utfördes istället Mann-Whitney U-test som är ett icke-parametriskt test. MILA-index och färgtal analyserades på detta sätt. Varianserna var dock homogena även för dessa parametrar. likhetsanalys av faunornas sammansättning. Detta beräknades med Renkonens likhetsindex (Krebs 1999). Det är en jämförelse av alla dammar mot alla och resultatet visar vilka faunor som mest liknar varandra på en skala mellan 0 och 100, där 100 betyder identiska arter och individantal i två dammar och 0 betyder att inga arter alls är gemensamma för dammarna. ordinationsanalys (DCA - Detrended Correspondence Analysis och CCA Canonical Correspondence Analysis) där alla ingående arter och ett urval av miljövariablerna analyserats tillsammans (beräknat i programmet Canoco version 4.5). Ordination är en multivariat metod där man letar efter gradienter som i detta fall kan förklara varför arter förekommer tillsammans eller finns i 7

olika dammar. Metoden är särskilt användbar när man har stora dataset med många arter och många miljövariabler som man vill analysera tillsammans (ter Braak och Smilauer 2002). Detta går inte i vanliga statistiska tester, som visserligen kan hantera flera miljövariabler, men bara en responsvariabel dvs en art. DCA gjordes först. Analysen visar om de ingående arterna sorterar sig efter en eller flera gradienter (axlarna i grafen) eller om de fördelar sig helt slumpmässigt. Om man hittar gradienter går man vidare med en CCA där man analyserar ingående arter tillsammans med de miljövariabler man tror förklarar arters förekomst. Dessa miljövariabler har man oftast dokumenterat i fält eller i kartmaterial. I detta fall valde vi att analysera arterna tillsammans med de kemiska variablerna kalciumhalt, alkalinitet, färg, konduktiviet, typ av bottensubstrat, skuggningsgrad, antal vegetationsarter, grumling, och dammarnas yta. I CCA-analysen får man svar på i vilken grad miljövariablerna förklarar arters förekomster i olika dammar. Figur 4. Den rödlistade (VU) undervattensväxten klotgräs (Pilularia globulifera) hittades i E8 Sjörröd utanför Hässleholm. Fyndet är rapporterat till artportalen. Arten missgynnas av övergödning och konkurrens från övervattensväxter samt gynnas av störning som håller större växtarter borta. Foto: Håkan Sandsten, Calluna AB. 8 8

3 Resultat och diskussion De undersökta småvattnen redovisas i tabell 1. Deras maxdjup var större än 0,7 m överallt och de flesta eller alla var permanenta dammar som inte torkar ut på sommaren. Deras vattenytor var mellan 100 och 1500 m2. I tabell 2 finns resultat från vattenanalyserna. Artlistor finns i bilaga 1, bedömningar av dammarna i bilaga 2 och beskrivning av dammarna i bilaga 3. Tabell 1. Par av småvatten på ekologiskt (E) samt konventionellt (K) odlad mark. X och Y är småvattnens koordinater i RT90, datum är provtagningsdag, gröda är blockets angivna gröda 2009. K9 och E4 är par trots olika nummer. De är sorterade efter odlingstyp och från söder mot norr. Loka Namn X Y Datum Gröda l E14 Högestad 6154949 1377353 2010-11-19 blandsäd stråsäd E17 Frihult 6161097 1363870 2010-11-11 blandsäd (baljväxt/stråsäd) E2 Slättåkra 6182615 1355718 2010-11-02 vete höst, raps E3 Bolleröd 6184889 1356950 2010-11-02 havre E4 Söderto 6188619 1361693 2010-11-08 korn vår E8 Sjörröd 6225475 1371825 2010-11-15 korn vår E12 Mostorp 6304803 1311986 2010-11-17 vete vår E22 Värmland 6307336 1312342 2010-11-17 vete vår, slåtter och bete E13 Boarp 6310282 1308994 2010-11-17 vete höst E23 Grunnarp 6341594 1291193 2010-11-18 havre, korn vår K17 Elestorp 6177594 1367594 2010-11-11 vår korn K3 Östraby 6183559 1367577 2010-11-11 havre, vårkorn, slåtter K2 Lönshult 6183997 1355500 2010-11-02 vete höst K14 Fredshög 6186790 1344668 2010-11-19 korn höst, blandsäd stråsäd K9 Storegården 6187672 1360986 2010-11-08 korn vår, raps K8 Sebbarp 6189308 1360715 2010-11-11 korn vår K13 Perstorp 6308650 1309085 2010-11-17 vete höst K12 Veneberg 6319080 1307564 2010-11-18 vete höst K23 Grubbas 6336100 1289489 2010-11-18 korn vår K22 Hovgården 6340734 1293015 2010-11-18 vete höst 3.1 Skillnader i vattenkemi Dammarnas ph och kalciumhalt var signifikant högre i konventionellt brukad mark än i ekologiskt brukad mark (p=0,035 resp. p=0,048) och det fanns en likartad tendens till att även alkalinitet och konduktivitet var högre i konventionella dammar, dock ej statistiskt säkerställt. För vattenfärg fanns ingen statistisk skillnad mellan dammtyperna. Vattenfärgen och alkaliniteten varierade stort i dammarna, vilket också syns tydligt i figur 5 och tabell 2. 9 9

Tendensen till högre konduktivitet i konventionellt lantbruk har tidigare även visats i en studie av Magbanua et al. (2010). De fann signifikant högre konduktivitet, totalkväve och glyfosfat i rinnande vatten i konventionell betesmark jämfört med ekologisk. Skillnaden förklarade de med att konventionella betesmarker i USA brukas mer intensivt med gödning och bekämpningsmedel. Kanske är mer intensiv odling en förklaring till tendensen i vår studie också. Den högre kalciumhalten och ph i dammar vid konventionellt odlad mark, kanske även den beror på mer intensiv odling om det leder till mer erosion. Ett högre ph kan ha andra orsaker också, t ex kan gödning ge högre primärproduktion och högre ph. I bilaga 4 finns vattenkemiska resultaten som analysprotokoll från varje damm. Tabell 2. Resultat av vattenkemiska analyser. Lokal Namn Alkalinitet (mekv/l) Konduktivitet (ms/m) Vattenfärg (mg Pt/l) Ca (mg/l) ph E14 Högestad 21 8,6 280 5 7,2 E17 Frihult 150 32 120 49 8,1 E2 Slättåkra 230 50 17 87 7,7 E3 Bolleröd 290 52 61 91 7,8 E4 Söderto 120 30 72 48 7,3 E8 Sjörröd 11 7,1 35 3,4 7,2 E12 Mostorp 68 21 250 18 7,8 E22 Värmland 110 26 80 31 8 E13 Boarp 82 23 290 28 7,9 E23 Grunnarp 100 31 44 38 7,7 K17 Elestorp 170 37 45 54 8,2 K3 Östraby 230 62 36 120 8,2 K2 Lönshult 280 46 55 85 7,8 K14 Fredshög 230 53 22 93 8,3 K9 Storegården 190 51 40 87 7,3 K8 Sebbarp 200 41 35 69 8,3 K13 Perstorp 120 25 250 32 7,9 K12 Veneberg 87 27 140 36 8 K23 Grubbas 62 24 130 23 7,9 K22 Hovgården 160 47 70 27 8 10 10

Figur 5. Boxplot över vattenkemiska variabler i dammar som ligger i ekologiskt (Eko) brukad mark respektivekonventionellt (Konv) brukad mark. Resultaten tyder på att vattnen på konventionellt odlad mark har högre belastning av näringsämnen. Hög konduktivitet, hög alkalinitet och högt ph är typiskt för vatten vid intensivt odlad åkermark. Det är dock inte några parametrar som är direkt negativa för den typ av bottenfauna som är förknippad med småvatten, men de kan hänga ihop med andra faktorer som har negativ inverkan (t ex bekämpningsmedel, algblomning och syrgasbrist). Hög konduktivitet är till exempel ett tecken på en allmän belastning av föroreningar och extrem alkalinitet och kalciumhalt tyder på stark påverkan från jordbruksmarken. 3.2 Bottenfauna 3.2.1 Artrikedom, diversitet och naturvärde Antal taxa skiljde sig inte åt mellan de två dammtyperna (figur 6). Variationen i antalet taxa var stor och varierade mellan 22-43 i ekologiska dammar och mellan 17-39 i konventionella dammar (sökprovet inkluderat). Högst antal taxa fanns i E3 respektive K2. Naturvärdet bedömdes som högt i E22 och K2 tack vare förekomsten av några ovanliga arter; igeln Alboglossiphonia heteroclita fanns i båda dammarna, nattsländan Oligotricha striata i E22 samt vattenbiet Ilyocoris cimicoides cimicoides och dykarskalbaggen Agabus undulatus i K2. 11 Inga rödlistade arter påträffades bland evertebrater, men den rödlistade (VU) undervattensväxten klotgräs (Pilularia globulifera) hittades i E8 Sjörröd utanför Hässleholm. Fyndet är rapporterat till Artportalen. Arten missgynnas av övergödning

dykarskalbaggen Agabus undulatus i K2. Inga rödlistade arter påträffades bland evertebrater, men den rödlistade (VU) undervattensväxten klotgräs (Pilularia globulifera) hittades i E8 Sjörröd utanför Hässleholm. Fyndet är rapporterat till Artportalen. Arten missgynnas av övergödning och konkurrens från övervattensväxter samt gynnas av störning som håller större växtarter borta (figur 4). Figur 6. Boxplot över artrikedom evertebrater och växtarter samt diversitet (Shannon- Wieners index) i dammar som ligger i ekologiskt (Eko) brukad mark respektive konventionellt (Konv) brukad mark. Diversiteten skiljde inte heller mellan dammarna, men var högst i E17 respektive K23 och lägst i E4 respektive K13. I dammarna med lägst diversitet dominerade den tåliga dagsländan Cloeon inscriptum stort. Inte heller antalet växtarter i dammarna skiljde sig beroende på om de låg i konventionellt eller ekologiskt brukad mark. 3.2.2 Påverkan av organiska och försurande ämnen Påverkan av organiska ämnen kan förväntas vara hög i jordbruksdammar och det stämmer med de index som beräknats. Danskt faunaindex var som bäst måttligt högt och vår expertbedömning är att det finns en måttlig eller stor påverkan av 12 12

organiska ämnen i alla dammar. ASPT-index som också tar hänsyn till påverkan av förorenande ämnen indikerade måttlig eller god status i alla dammar. Inverkan från toxiska ämnen tycks alltså vara högst måttlig. Det var ingen statistisk skillnad i ASPTindex mellan dammtyperna (figur 7). Danskt faunaindex gick inte att använda eftersom det inte kunde beräknas i flera dammar (på grund av att indikatortaxa saknades). Norra Skåne och delar av Halland är hårt drabbade av försurning och även om dessa dammar ligger i åkermark som normalt sett är väl buffrade så finns en tydlig försurningspåverkan på faunan i flera dammar. ph var generellt lägre i de ekologiska dammarna, men uppmättes där till som lägst 7,2. Tillfälliga surstötar kan ändå uppkomma vid stor avrinning och sådana påverkar bottenfaunan kraftigt. En studie på Irland visade att trots att uppmätt ph var neutralt, var det ändå den faktor som tydligast förklarade variansen i CCA-analysen och som strukturerade bottenfaunasamhället i ett antal dammar (Jurado et al. 2009). Det visar att även om ph är neutralt vid provtagning kan bottenfaunasamhället vara tydligt försurningspåverkat av en händelse som skedde flera månader eller till och med flera år före provtagningstillfället. Detta är egentligen förväntat och välkänt, men det kan ändå tyckas förvånande att småvatten i jordbruksmark ska vara försurningspåverkade. Figur 7. Boxplot över föroreningsindex (ASPT) och försurningsindex (MILA, SI och EPT) i dammar som ligger i ekologiskt (Eko) brukad mark respektive konventionellt (Konv) brukad mark. 13

Sju av tio dammar i ekologiskt brukad mark klassas enligt MILA-index som måttligt sura eller sura. Vår expertbedömning skiljer sig endast lite från MILA och vi bedömer att sex av tio dammar är försurningspåverkade. Av dammarna på konventionellt odlad mark var fem försurningspåverkade enligt MILA och vår bedömning är att fyra var påverkade av försurning. Statistiskt var det ingen signifikant skillnad mellan dammtyperna (figur 7), men det fanns en tendens att MILA-index var högre för de konventionella dammarna (dvs mindre försurningspåverkad på bottenfauna) och vår expertbedömning styrker den slutsatsen. 3.2.3 Likhet mellan faunorna och koppling till omvärldsfaktorer I figur 8 visas resultatet från en kvantitativ likhetsanalys, dvs en jämförelse alla dammar emellan av både faunornas artantal och individantal. E12 E13 E14 E17 E2 E22 E23 E3 E4 E8 K12 K13 K14 K17 K2 K22 K23 K3 K8 K9 E12 100 E13 58,06 100 E14 68,86 65,78 100 E17 32,91 38,84 35,69 100 E2 14,55 17,99 15,23 41,95 100 E22 76,91 54,5 67,91 29,15 10,49 100 E23 51,96 41,52 60,3 36,86 18,82 55,45 100 E3 38,08 41,78 59,35 47,7 21,96 40,23 50,9 100 E4 29,29 20,42 51,78 21,41 7,31 35,89 43,17 43,99 100 E8 53,08 51,73 67,1 37,02 26,11 65,38 56,36 47,64 38,28 100 K12 38,17 30,51 59,32 34,24 20,58 49,53 56,7 51,66 73,39 60,49 100 K13 34,22 45,33 64,19 37,27 17,13 33,87 46,18 56,44 70,58 41,47 68,7 100 K14 35,48 41,15 59,68 42,45 14,97 44,27 44,47 53,67 45,32 63,1 61,6 55,29 100 K17 22,91 35,17 52,92 33,01 16,5 24,46 35,35 48,1 74,35 35,48 61,56 83,64 51,28 100 K2 37,42 47,9 42,62 32,29 46,71 35,66 42,33 36,11 33,83 29,14 34,96 34,85 19,47 33,26 100 K22 36,95 20,49 25,7 17,71 23,23 18,07 23,46 13,53 14,8 18,26 24,28 16,01 13,27 17,27 34,1 100 K23 63,34 40,04 48,59 37,41 19,66 48,62 52,9 38,28 26,68 42,51 37,09 29,25 35,44 19,99 33,19 35,33 100 K3 51,34 79,12 58,69 41,21 26,04 49,14 46,41 45,28 23,49 52,39 35,69 48,24 41,55 33,53 54,81 21,19 40,6 100 K8 44,2 67,19 61,82 40,42 19,1 45,37 51,34 50,64 30,47 51,51 40,33 56,96 52,11 45,12 50,55 19,75 37,83 73,43 100 K9 31,68 49,29 52,57 29,05 22,93 33,57 50,11 44,21 41,05 44,67 46,26 45,73 32,17 46,06 59,13 28,15 26,71 57,14 69,66 100 Figur 8. Likhetsmatris över bottenfaunor i dammar baserad på Renkonens index (procentuell likhet). Dammar betecknade med E ligger i ekologiskt brukade marker och K står för konventionellt odlade marker. Faunor med lika artsammansättning och struktur markerade i grönt, stora skillnader markerade i rosa. De mest lika dammarna (faunorna) är markerade i grönt och ju högre siffra desto mer lika faunor. Det finns inget tydligt mönster, men de ekologiska dammarna har generellt mer lika faunor sinsemellan än vad de konventionella har. Det finns en ekologisk damm (E2) som avviker kraftigt från övriga och likaså finns en konventionell damm (K22) som har lite gemensamt med övriga. Dessa två dammar orsakar merparten av de röda markeringarna i figur 8, dvs har mindre än 25% av faunans struktur gemensam med merparten av de andra dammarna. Enligt bilaga 2 var E2 artrik, med hög diversitet och bottenfaunan var inte påverkad av försurande ämnen, men däremot av organiska ämnen, medan K22 var artfattig, med låg diversitet och en artsammansättning som indikerade påverkan av både försurande och organiska ämnen i vattnet. 14 14

Ordinationsanalysen som genomfördes visar relativt tydliga mönster. Åt höger i figur 9, längs axel 1, hittar man dammar med hög alkalinitet, konduktivitet och kalciumhalt (även högt ph). Två av dammparen (E2-K2 samt E3-K3) har särskilt höga sådana halter och liknar varandra i det avseendet. Men, de hamnar på var sin sida om mittlinjen på grund av att de har olika bottensubstrat. Artsammansättningen är alltså olika i dessa dammar. Dammarna K2 och K3 har grovt substrat medan E2 och E3 har finmaterial på botten. Som tidigare nämnts är bottensubstrat en generellt viktig faktor som avgör vilken typ av bottenfauna som lever i ett visst vatten (Giller & Malmqvist 1998). Punkten som markerar varje damm i figuren är ett medelvärde av artsammansättningen i just den dammen. Åt andra hållet i figuren (till vänster längs axel 1) hittar vi dammar med högt färgtal, och större yta. Artsammansättningen i dessa dammar (exempelvis E12, E14 och K22) är mycket olik den i dammarna längst till höger i diagrammet. Över mittlinjen i figur 9 finns dammar med grovt bottensubstrat och dessa är främst konventionella. Under mittlinjen finns dammar med finkornigare bottnar och de var främst ekologiska. Artsammansättningen skiljer sig åt mellan dammarna över och under mittlinjen. Dammpar som ligger nära varandra (främst E4-K9, E8-K8) är lika i alla avseenden och har många gemensamma arter, de har även samma bottensubstrat och är således bra par att jämföra. Det är dock många dammpar som i figur 8 ligger relativt rakt ovanför/ under varandra i y-led. Detta visar att de är lika med avseende på alla ingående miljövariabler utom bottensubstrat. Eftersom den faktorn har så stor betydelse för artsammansättningen överskuggar den eventuella skillnader i faunorna som beror av brukningsmetod. Diversiteten (antalet arter) av vattenväxter hade inte stor betydelse för vilken fauna som fanns i dammarna, men vi har inte närmare studerat vilka växtarter som förekom tillsammans med olika evertebrater. 15

Figur 9. Ordinationsfigur (CCA) med miljövariabler och bottenfaunaprover från ekologiska (E) och konventionella (K) dammar. Varje punkt symboliserar medelvärdet av artsammansättningen i den enskilda dammen. Om man tittar på vilka arter som förekommer i olika dammar (figur 10) är det tydligt att arterna kopplar till de miljöfaktorer vi identifierat som viktiga längs x- och y-axeln (färg, yta till höger, alkalinitet mm till vänster, bottensubstrat i y-led). Till vänster finns flera skalbaggar och skinnbaggar som är typiska för större vatten och också ofta humösa vatten. Till höger finns flera dykarskalbaggar och snäckor som trivs bra i vatten med högt ph (och också hög alkalinitet och konduktivitet). I övre delen av figuren hittar man arter som trivs på grövre bottensubstrat och flera av dessa hittas ofta i rinnande vatten med grovkorniga bottnar. I nedre delen finns arter som trivs på sandiga bottnar (t ex Hygrotus confluens) eller i än mer finkorniga sediment (t ex fjädermygglarver, fluglarver). I mitten av diagrammet nära origo finns arter som är vanliga överallt och längst ut nära ytterkanterna finns arter som bara förekommer i enstaka vatten eller i enstaka exemplar. (I bilaga 1 finns förutom artlista också en lista över förkortningar på artnamn som används i figur 10). Dessa ovanliga arter har getts mindre tyngd i analysen eftersom man inte vill dra för stora slutsatser från enstaka observationer. Likadant har talrika arters tyngd minskats genom logtransformering. De skulle annars styra resultatet alltför mycket och dränka inflytande från arter som är medelvanliga. 16 16

Figur 10. Ordinationsanalys (CCA) med arter och miljövariabler som fångats och analyserats i 10 dammar från ekologiskt odlade marker och 10 dammar från konventionellt odlade marker i Skåne och Halland. I figur 11 presenteras arterna istället tillsammans med de olika lokalerna och medelvärdet för alla ekologiska dammar (Eko) respektive konventionella dammar (Konv). Här ser man vilka arter som är typiska för olika dammar. Arter som är vanliga överallt ligger som tidigare nämnts nära origo. Det är tydligt att artsammansättningen i ekologiska och konventionella dammar skiljer sig åt då merparten av arterna ovan mittlinjen är typiska och vanliga i konventionella dammar och arter under mittlinjen är vanligare och mer typiska för ekologiska dammar. 17 17

Figur 11. Ordinationsanalys (CCA) med arter som fångats och analyserats i 10 dammar från ekologiskt odlade marker (nummerserie E) och 10 dammar från konventionellt odlade marker (nummerserie K) i Skåne och Halland. Punkterna Eko och Konv utgör medelvärdet för alla arter i ekologiska respektive konventionella dammar och det är tydligt att artsammansättningen skiljer dem åt. 18 18

4 Slutsatser Denna studie visar att bottenfauna i småvatten vid konventionellt odlad mark (konventionella dammar) består av andra vanliga och typiska arter än i småvatten vid ekologiskt odlad mark (ekologiska dammar). På något sätt påverkar brukningssättet artsammansättningen av bottenfauna i dammar. Ordinationsanalyserna visar att grovt bottensubstrat såsom grovsten och block har samband med konventionella dammars bottenfauna, medan finsediment och eventuellt antalet vegetationsarter har samband med bottenfauna i ekologiska dammar. Varför konventionella dammar skulle ha grövre bottensubstrat än ekologiska tror vi har att göra med att sten och block tippas från åkern ner i småvattnet oftare vid konventionell odling än vid ekologisk. Kanske finns det en större medvetenhet om dammarnas naturvärde inom ekologisk växtodling. Vid provtagningen noterade vi att det var vanligare med lösa rasmassor av sten längs hela kanten av konventionella dammar än vid ekologiska. Vissa av de dammar som vi besökte och förkastade i förstudien, var så igenfyllda med sten och block att vattnet inte syntes längre. I det undersökta urvalet av dammar hade de konventionella dammarna högre ph, högre konduktivitet och tydlig tendens till högre alkalintet och kalciumhalt. Det är inte några parametrar som är direkt negativa för bottenfauna, men de kan hänga ihop med övergödning och därmed påverka bottenfaunan. Hög kalciumhalt och alkalinitet tyder på stark påverkan från jordbruksmarken och hög konduktivitet är typiskt för förorenade vatten. Vattenkemi och bottensubstrat påverkade arternas förekomst i dammarna i stor utsträckning. Känd kunskap om många arter eller grupper visar att de förekom i sina förväntade miljöer. Exempelvis förekom arter som kräver finkorniga substrat främst i ekologiska dammar, arter som kräver hög alkalinitet, högt ph främst i konventionella dammar. Ekologiska dammar hade inte fler sällsynta eller rödlistade arter av evertebrater och inte heller högre artrikedom eller diversitet. Vi har inte kunnat avgöra om det finns andra effekter av brukningssättet, exempelvis om användningen av kemiska bekämpningsmedel påverkar artsammansättningen. Det som denna studie framförallt visar är att ekologisk och konventionell odling påverkar bottenfaunans artsammansättning och effekten beror i skillnader i brukningmetod, och inte gröda, geografi, småvattnets storlek, eller något annat som inte har med odlingen att göra. Tack Markägare och lantbrukare tackas för att de så villigt lät oss genomföra denna studie, ingen som vi träffade hade något emot att vara med. 19

5 Referenser Bengtsson J., Ahnström J. och Weibull A.-C. 2005. The effects of organic agriculture on biodiversity and abundance: a meta-analysis. Journal of Applied Ecology 42:261-269. ter Braak, C.J.F. och Similauer, P. 2002. Canoco 4.5. Canoco reference manual and CanoDraw for Windows user s guide. Micocomuter Power. Ithaca, NY. USA. EG 2008. Kommissionens förordning (EG) nr 889/2008 om tillämpningsföreskrifter för rådets förordning (EG) nr 834/2007 om ekologisk produktion och märkning av ekologiska produkter med avseende på ekologisk produktion, märkning och kontroll. Friberg-Jensen U., Wendt-Rasch L., Woin P. och Christoffersen K. 2003. Effects of the pyrethroid insecticide, cypermethrin, on a freshwater community studied under field conditions. I. Direct and indirect effects on abundance measures of organisms at different trophic levels. Aquatic Toxicology 63: 357-371. Giller, P.S. & Malmqvist B. 1998. The bioogy of streams and rivers. Oxford University Press. Jurado G. B., Callanan M., Gioria M., Baars J.-R., Harrington R. och Kelly-Quinn M. 2009. Comparison of macroinvertebrate community structure and driving environmental factors in natural and wastewater treatment ponds. Hydrobiologia 634: 153 165. Jordbruksverket 2011. Biologisk mångfald i anlagda våtmarker Resultat och metod. Rapport 2011:7. KRAV, 2009. Regler för KRAV-certifierad produktion, KRAV ekonomisk förening, Utgåva januari 2009, Uppsala. Krebs, C.J. 1999. Ecological Methodology. Second Edition. Benjamin/Cummings Menlo Park, CA. Lingdell, P.-E. & Engblom, E. 2002. Bottendjur som indikator på kalkningseffekter. Naturvårdsverket Rapport 5235. Magbanua F. S., Townsend C. R., Blackwell G. L., Phillips N och Matthaei C. D. 2010. Responses of stream macroinvertebrates and ecosystem function to conventional, integrated and organic farming. Journal of Applied Ecology 47, 1014 1025. Medin M. et al. 2009. Bottendjur som indikator på kalkningseffekter. Naturvårdsverket Rapport 5235. Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Wiederholm, T. (Ed.) Naturvårdsverket, rapport 4913. 20 20

Naturvårdsverket 2007. Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. Handbok 2007:4. Naturvårdsverket 2006. Undersökningstyp Lokalbeskrivning. Version 1:6 : 2006-04-26. Naturvårdsverket 2010. Undersökningstyp Bottenfauna i sjöars litoral och vattendrag - tidsserier. Version 1:1: 2010-03-01. van Breukelen S. W. F. och Brock T. C. M. 1993. Response of a macro-invertebrate community to insecticide application in replicated freshwater microcosms with emphasis on the use of principal component analysis. Science of the total environment 134.2: 1047-1058. Wendt-Rasch L., Pirzadeh P. och Woin P. 2003. Effects of metsulfuron methyl and cypermethrin exposure on freshwater model ecosystems. Aquatic Toxicology 63.3: 243-256. Wivstad M., Salomon E., Spångberg J. och Jönsson H. 2009. Ekologisk produktion - möjligheter att minska övergödning. Centrum för uthålligt lantbruk. Sveriges Lantbruksuniversitet. Zar, J. 1999. Biostatistical analysis. Fourth Edition. Prentice-Hall, Inc. Upper Saddle River, New Jersey. 21 21

6 Bilagor Bilaga 1. Artlista 22

Bilaga 1. Artlistor De fyra första kolumnerna efter artnamnskolumnen anger funktionell grupp (Fg), känslighet för försurning (bottenphanunaindex BpHI, Försurningsindex FSI,) samt känslighet för organisk belastning (Föroreningsindex, FOI). Funktionell grupp (Fg) enligt Asterics: 1 grazers (betare) 2 miners (minerare) 3 xylophagous (träätande) 4 shredders (fragmenterare) 5 gatherers/collectors (samlare) 6 active filter feeders (filtrerare) 7 passive filter feeders (filtrerare) 8 predators (predatorer) 9 parasites (parasiter) 10 other (annat eller okänt) En art kan i Asterics anges tillhöra flera funktionella grupper. Den eller de mest dominanta anges i artlistan. BottenpHaunaindex enligt Lingdell och Engblom (2002): Vid värden på BpHI överstigande 5 bedöms indikationen på att ph inte understigit 5,5 vara säkrare ju högre värdet på BpHI är. Försurningskänslighet (FSI) enligt Degerman et al (1994): 0 taxas toleransgräns är okänd 1 taxa har visats klara ph lägre än 4.5 2 ph 4.5-4.9 3 ph 5.0-5.4 4 ph! 5.5 Känslighet för organisk belastning (FOI) enligt Degerman et al (1994): 0 kunskap saknas för bedömning, 1 taxa påträffas i extremt förorenat vatten 2 taxa påträffas mycket förorenade vatten 3 taxa påträffas i måttligt förorenade vatten 4 taxa påträffas i vatten med liten påverkan 5 taxa påträffas bara i mycket rena vatten Kolumnerna 1-5 anger antal individer i de kvantitativa proverna kval taxa är funnet i sökprovet N = antal individer per art % = procentandel som varje art utgör av totala antalet individer 23

1 MISA: Lokalnamn: E14, Högestad, fortsättning Datum: 2010-11-19 Det. Robert Björklind Metod: SS-EN 27 828, Bottenfauna i sjöars litoral och vattendrag tidsserier. Version 1:1: 2010-03-01. Taxa Fg BpHI FSI FOI 1 2 3 4 5 kval N % BIVALVIA, musslor Sphaerium sp. Scopoli, 1777 6 8 2 2 6 6 0,1 HIRUDINEA, iglar Helobdella stagnalis (Linnaeus, 1758) 8 6 2 1 6 6 0,1 Erpobdella octoculata (Linnaeus, 1758) 8 6 1 2 x 0,0 CRUSTACEA, kräftdjur Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758) 5 3 1 2 270 186 246 120 27 x 849 13,5 EPHEMEROPTERA, dagsländor Cloeon dipterum-gr. 5 2 2 522 642 720 174 131 x 2189 34,9 Cloeon inscriptum Bengtsson, 1914 1/5 4 3 2 660 522 804 199 126 x 2311 36,8 ODONATA, trollsländor Coenagrionidae 8 3 2 3 6 6 12 0,2 Coenagrion sp. 8 3 2 3 1 1 0,0 Coenagrion puella/pulchellum 8 2 3 6 1 x 7 0,1 HETEROPTERA, skinnbaggar Notonecta glauca ssp. 8 3 1 3 6 6 2 3 x 17 0,3 Callicorixa sp. 5 1 2 2 11 3 6 x 22 0,4 Corixa sp. 5 1 2 x 0,0 Hesperocorixa sp. 5 1 2 4 1 5 x 10 0,2 Sigara sp. 5 1 2 3 6 8 1 5 x 20 0,3 COLEOPTERA, skalbaggar Acilius sulcatus (Linnaeus, 1758) 8 - - 1 1 0,0 Ilybius sp. Lv. 8 1 1 1 1 1 0,0 TRICHOPTERA, nattsländor Holocentropus sp. 8 1 2 3 6 6 36 24 1 73 1,2 Limnephilidae 4 1 1 2 12 x 12 0,2 DIPTERA, tvåvingar Chaoborus sp. 8 3 1 2 114 198 258 108 13 x 691 11,0 Chironomini 5 1 2 1 12 12 1 x 25 0,4 Orthocladiinae 5 1 2 2 x 0,0 Tanypodinae 5 1 2 1 4 6 7 2 x 19 0,3 Summa 1606 1604 2103 640 319 6272 100,0 3 SPHA 3 GLO 3 ASEL 4 BAET 6 COE 5 NOT 5 DYTI 7 POLY 0 CHA Antal taxa kvantitativt 19 Antal taxa totalt 22 Antal individer per m 2 5018 ASPT: 4,55 MILA: 49,16 DJ-Index: 8,00 24

1 MISA: Lokalnamn: E17, Frihult, fortsättning Datum: 2010-11-11 Det. Robert Björklind Metod: SS-EN 27 828, Bottenfauna i sjöars litoral och vattendrag tidsserier. Version 1:1: 2010-03-01. Taxa Fg BpHI FSI FOI 1 2 3 4 5 kval N % OLIGOCHAETA, fåborstmaskar Oligochaeta 5 3 1 2 12 6 47 3 68 12,4 Naididae/Tubificidae - 3 1 2 6 12 6 24 4,4 Lumbriculidae 5 3 1 2 2 x 2 0,4 HIRUDINEA, iglar Alboglossiphonia heteroclita (Linnaeus, 1758) 8 6 3 2 2 2 0,4 Helobdella stagnalis (Linnaeus, 1758) 8 6 2 1 4 5 2 1 12 2,2 Glossiphonia complanata (Linnaeus, 1758) 8 6 3 2 2 1 3 0,5 Erpobdella octoculata (Linnaeus, 1758) 8 6 1 2 4 9 7 7 3 30 5,5 CRUSTACEA, kräftdjur Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758) 5 3 1 2 12 6 24 9 2 x 53 9,6 EPHEMEROPTERA, dagsländor Cloeon dipterum-gr. 5 2 2 36 18 1 1 56 10,2 Cloeon inscriptum Bengtsson, 1914 1/5 4 3 2 18 18 30 11 3 80 14,5 Caenis sp. 5 10 4 2 6 16 22 4,0 Caenis horaria (Linnaeus, 1758) 5 10 4 3 6 6 6 6 1 x 25 4,5 HETEROPTERA, skinnbaggar Callicorixa sp. 5 1 2 1 1 0,2 Corixa sp. 5 1 2 1 1 0,2 Hesperocorixa sp. 5 1 2 1 1 0,2 COLEOPTERA, skalbaggar Colymbetinae Lv. - 1 3 1 1 0,2 Hygrotus confluens (Fabricius, 1787) 8 2 3 1 1 2 4 0,7 Elodes sp. Lv. 5 1 2 2 24 19 30 9 20 x 102 18,5 TRICHOPTERA, nattsländor Limnephilidae 4 1 1 2 12 2 1 15 2,7 DIPTERA, tvåvingar Diptera - 1 1 1 6 6 1,1 Chironomini 5 1 2 1 6 18 2 4 30 5,5 Orthocladiinae 5 1 2 2 6 6 1,1 Tanypodinae 5 1 2 1 6 6 1,1 Summa 112 139 144 107 48 550 100,0 1 [Kl: 3 GLO 3 ASEL 4 BAET 5 CORI 5 DYTI 7 LIMN 0 [Ord: Antal taxa kvantitativt 23 Antal taxa totalt 23 Antal individer per m 2 440 ASPT: 4,09 MILA: 69,50 DJ-Index: 8,00 25

1 Lokalnamn: E2, Slättåkra, fortsättning Datum: 2010-11-02 Det. Robert Björklind Metod: SS-EN 27 828, Bottenfauna i sjöars litoral och vattendrag tidsserier. Version 1:1: 2010-03-01. Taxa Fg BpHI FSI FOI 1 2 3 4 5 kval N % GASTROPODA, snäckor Lymnaea stagnalis (Linnaeus, 1758) 1/4 8 3 2 20 24 5 x 49 4,0 Planorbis planorbis (Linnaeus, 1758) 1 8 3 2 19 42 78 72 58 x 269 22,0 BIVALVIA, musslor Sphaerium sp. Scopoli, 1777 6 8 2 2 16 6 12 9 43 3,5 Pisidium sp. Pfeiffer, 1821 6 3 1 2 1 1 0,1 OLIGOCHAETA, fåborstmaskar Oligochaeta 5 3 1 2 12 1 1 1 15 1,2 Naididae/Tubificidae - 3 1 2 6 6 0,5 Lumbriculidae 5 3 1 2 6 1 x 7 0,6 HIRUDINEA, iglar Helobdella stagnalis (Linnaeus, 1758) 8 6 2 1 1 2 3 0,2 Erpobdella octoculata (Linnaeus, 1758) 8 6 1 2 5 2 3 x 10 0,8 CRUSTACEA, kräftdjur Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758) 5 3 1 2 12 36 30 24 27 x 129 10,5 EPHEMEROPTERA, dagsländor Cloeon dipterum-gr. 5 2 2 18 2 x 20 1,6 Cloeon inscriptum Bengtsson, 1914 1/5 4 3 2 6 6 x 12 1,0 HETEROPTERA, skinnbaggar Ilyocoris cimicoides cimicoides (Linnaeus, 1758) 8 x 0,0 Hesperocorixa sp. 5 1 2 x 0,0 Sigara sp. 5 1 2 3 x 0,0 COLEOPTERA, skalbaggar Haliplus sp. 2 4 1 1 6 6 0,5 Noterus clavicornis (De Geer, 1774) 8 4 1 2 1 2 x 3 0,2 Agabus bipustulatus (Linnaeus, 1767) 8 - - 1 1 0,1 Colymbetes sp. Lv. 8 1 1 3 x 0,0 Colymbetinae Lv. - 1 3 1 1 0,1 Hydroporus palustris (Linnaeus, 1761) 8 1 - - 1 1 2 x 4 0,3 Hygrotus impressopunctatus (Schaller, 1783) 8 2 3 1 1 0,1 Hygrotus inaequalis (Fabricius, 1777) 8 1 - - 1 1 0,1 Hyphydrus ovatus (Linnaeus, 1761) 8 1 2 3 2 1 x 3 0,2 Ilybius sp. Lv. 8 1 1 1 6 6 0,5 Laccophilus minutus (Linnaeus, 1758) 8 1 - - 1 1 0,1 Elodes sp. Lv. 5 1 2 2 121 18 60 6 73 x 278 22,7 3 LYM 3 SPHA 1 [Kl: 3 GLO 3 ASEL 4 BAET 5 NAU 5 HALI 26