Linköpings universitet | Institution för fysik, kemi och biologi Examensarbete kandidat, 16 hp | Programområde: Biologi Vårterminen 2020 | LITH-IFM-G-EX— 20/3859--SE
Hur påverkade den torra
sommaren 2018 bottenfaunans
artdiversitet, individtäthet och den
ekologiska statusen i vattendrag i
södra Sverige?
Isabella Blomlöf
Examinator, Nicklas Jansson Handledare, Anders Hargeby
Datum Date
2020-06-18 Avdelning, institution
Division, Department
Department of Physics, Chemistry and Biology Linköping University
URL för elektronisk version
ISBN
ISRN: LITH-IFM-G-EX--20/3859--SE
_____________________________________________________________ ____
Serietitel och serienummer ISSN
Title of series, numbering ______________________________
Språk Language Svenska/Swedish Engelska/English ________________ Rapporttyp Report category Licentiatavhandling Examensarbete C-uppsats D-uppsats Övrig rapport _____________ Titel Title
Hur påverkades bottenfaunans artdiversitet, individtäthet och ekologiska status i vattendrag i södra Sverige av den torra sommaren 2018?
How did the Dry Summer of 2018 Affect Benthic Invertebrate Species Diversity, Density and Ecological Status in South Swedish Streams? Författare Author Isabella Blomlöf Nyckelord Keyword
ASPT, Benthos, Density, Diversity, Drought, Ecological status, MISA, Streams
Sammanfattning
Abstract
During the summer of 2018 Northern Europe, including Sweden, was affected by extremely high temperature and drought. The drought affected the society and environment that we and other organisms live in. Streams are one of the ecosystems sensible to these conditions. Long periods of drought may affect the waterflow or cause desiccation of streams. Since streams provide important ecological services, they are equally important to humans as to organisms living in them. In this study I investigate whether the dry summer of 2018 had any effect on the species diversity, density of individuals and ecological status in 16 randomly chosen southern Swedish streams. This was done by comparing number of species, average number of individuals per sample, ASPT- and MISA-indices in 2018 with reference years 2007–2017. In addition to this, I investigated whether the independent variables geographical location, pH and alkalinity had any effect on the deviation of 2018 compared to the reference years. The results showed that there were no significant differences between 2018 and the reference years for any of the variables. Thus, the dry summer of 2018 had no general effect. However, the southernmost streams generally generated negative deviations, while northern generally generated positive ones for average number of individuals per sample. To further understand how drought affects benthic invertebrates in streams that are not fully dried out further research should be conducted to examine how the composition of species is affected.
Innehåll
1 Sammanfattning ... 1
2 Abstract ... 1
3 Introduktion ... 2
4 Material & metoder ... 4
4.1 Lokaler ... 4
4.2 Bearbetning av data ... 5
4.3 ASPT- och MISA-index ... 6
4.4 Statistik ... 6
5 Resultat ... 7
3.1 Avvikelser 2018 i relation till referensåren ... 7
5.2 Avvikelser 2018 i relation till geografiskt läge, pH och alkalinitet ... 8
6 Diskussion ... 12
6.1 Slutsats... 13
7 Samhälleliga och etiska aspekter ... 14
8 Författarens tack ... 15
9 Referenser ... 16
1
1 Sammanfattning
Sommaren 2018 var en extremt varm och torr sommar i Sverige och övriga Nordeuropa. Dessa omständigheter medförde torka som påverkade samhället och miljön som vi och andra organismer lever i. En av de miljöer som är känslig mot varma och torra somrar är vattendragen. Långa perioder av torka kan påverka tillrinningen och leda till minskat vattenflöde och eventuell uttorkning. Vattendrag bidrar med ekosystemtjänster och är därför inte bara viktiga för de organismer som lever i dem, utan även för oss människor. I denna studie undersökte jag om den torra sommaren 2018 hade någon påverkan på artdiversiteten, individtätheten och den ekologiska statusen i 16 slumpvis utvalda vattendrag i södra Sverige. Detta gjordes genom att studera data för antal arter, medelantal individer per prov, ASPT- och MISA-index för åren 2007–2018. För dessa år beräknades medelvärden och avvikelser för åren 2007–2017, som referens för jämförelse med 2018. Utöver detta undersöktes även om de oberoende variablerna geografiskt läge, pH och alkalinitet påverkade 2018 års avvikelse från referensåren. Resultaten visade att det inte fanns någon signifikant skillnad mellan 2018 och referensåren för någon av de undersökta variablerna. Dock fanns det ett geografiskt mönster, så att sydliga provpunkter generellt visade mer negativa avvikelser och nordliga mer positiva för medelantal individer per prov. För antalet arter fanns en liknande tendens, som dock inte var signifikant. För att vidare förstå hur torka påverkar bottenfauna i vattendrag som inte torkar ut helt behövs mer forskning som kan undersöka hur sammansättningen av arter påverkas av torka.
2 Abstract
During the summer of 2018 Northern Europe, including Sweden, was affected by extremely high temperature and drought. The drought affected the society and environment that we and other organisms live in. Streams are one of the ecosystems sensible to these conditions. Long periods of drought may affect the waterflow or cause desiccation of streams. Since streams provide important ecological services, they are equally important to humans as to organisms living in them. In this study I investigate whether the dry summer of 2018 had any effect on the species diversity, density of individuals and ecological status in 16 randomly chosen southern Swedish streams. This was done by comparing number of species, average number of individuals per sample, ASPT- and MISA-indices in 2018 with reference years 2007–2017. In addition to this, I investigated whether the independent variables geographical location, pH and alkalinity had any effect on the deviation of 2018 compared to the reference years. The results
2
showed that there were no significant differences between 2018 and the reference years for any of the variables. Thus, the dry summer of 2018 had no general effect. However, the southernmost streams generally generated negative deviations, while northern generally generated positive ones for average number of individuals per sample. To further understand how drought affects benthic invertebrates in streams that are not fully dried out further research should be conducted to examine how the composition of species is affected.
3 Introduktion
Den globala uppvärmningen är idag ett faktum. Det är bevisat att temperaturen på jorden har ökat och att den med största sannolikhet kommer fortsätta öka, om det inte sker några förändringar i det mänskliga beteendet (Arnell et al., 2019). På grund av detta kan torra somrar komma att bli mer vanliga på många ställen i världen. Framförallt beror detta på minskad nederbörd och ökad evaporation till atmosfären (Vicente-Sorrano et al., 2020).
Enligt en rapport från SMHI nåddes under sommaren 2018 nya värmerekord över Sverige (Sjökvist et al., 2019). Detta bidrog, tillsammans med ett underskott av nederbörd, till den extrema torka som drabbade Sverige och övriga Nordeuropa under denna sommar (Sjökvist et
al., 2019; Dunstone et al., 2019).
Perioder av torka kan vidare leda till att vattenflöden i vattendrag minskar eller till och med torkar ut. Vattendrag bidrar med många nyttigheter för oss människor, inte minst i form av ekosystemtjänster. Bland annat bistår de med sådana ekosystemtjänster som kan påverka vattenkvaliteten, djurliv, vegetation och mänsklig konsumtion (Weber et al., 2017). Självklart är det dock inte bara människan som skulle påverkas av torrare somrar och hur dessa skulle minska vattenflödet i vattendragen. Torka kan minska diversiteten av evertebrater i vattendrag (Fenoglio et al., 2007) samt få ekosystemens struktur att förändras (Ledger et al., 2012 refererad i Aspin et al., 2018a). Dessutom verkar evertebrater ha svårt att återhämta sig efter perioder av torka (Herbst et al., 2019). Hade den torka som rådde i Nordeuropa 2018 en effekt på diversiteten av bottenfauna i de svenska vattendragen?
Det finns flera olika sätt att uttrycka hur diversitet och struktur i bottenfauna påverkas i vattendrag. Utöver att analysera antalet arter och individer som förekommer i vattendragen
3
användes även indexen “Average Score Per Taxon” (ASPT) och “Multimetric Index for Stream Acidification” (MISA) i denna studie.
ASPT är ett index som definierar hur den ekologiska statusen för ett vattendrag ser ut. Indexet bygger på att olika bottenfaunaorganismer får ett bestämt värde som representerar hur känsliga de är mot störningar som har miljöpåverkan. De faktorer som bestämmer organismens känslighet är hur de svarar på eutrofiering, föroreningar med syretärande ämnen och habitatförstörande påverkan. De taxonomiska familjer som har en hög känslighet mot detta genererar höga värden, medan familjer som är mer toleranta genererar lägre värden. För att sedan beräkna ASPT-indexet dras ett medelvärde av alla de familjer som finns närvarande i det studerade vattendraget (Naturvårdsverket, 2007). Vid torka och höga temperaturer kommer vattnet bli varmare och mer stillastående vilket var för sig bidrar till lägre syrgashalter i vattnet (Zamora-Muñoz et al., 1995). Torkan 2018 förväntas därför ha medfört lägre ASPT-index.
MISA är ett annat index som istället definierar vilken surhetsgrad det studerade vattendraget har. MISA har tagits fram av Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) och är ett multimetriskt index som beräknas med hjälp av sex mindre delindex. De värden som erhålls för dessa index normaliseras sedan till ett värde mellan ett och tio. Därefter omskalas värdet genom att dra ett medelvärde som sedan multipliceras med tio (Naturvårdsverket, 2007). Torka påverkar markprocesser som i sin tur styr pH i markvatten (Borg & Sundbom, 2014). Förändringar i vattnets pH skulle i sin tur kunna påverka MISA-index.
Syftet med denna studie var att jämföra sommaren 2018 med de föregående åren 2007–2017, och på så sätt utreda hur och om artdiversiteten, individtätheten och den ekologiska statusen i vattendrag i södra Sverige påverkas av torka. Detta genom att göra jämförelser mellan år i faktorerna antal arter, medelantalet individer per prov, ASPT- och MISA-index. På så vis skapas möjligheter att förutspå hur diversiteten skulle påverkas av ökad torka i framtiden.
4
4 Material & metoder
4.1 Lokaler
Samtliga data hämtades från Sveriges Lantbruksuniversitets (SLU) databas för mark-, vatten- och miljödata, MVM (Miljödata-MVM, 2020). I denna databas eftersöktes Sydsvenska vattendrag vars data för bottenfauna och vattenkemi, mer bestämt alkalinitet och pH, fanns att hämta för åren 2007 till 2018. Då samtliga sökta vattendrag hade provtagits som vanligt under hösten 2018 tillhörde de med största sannolikhet inte dem som torkat ut helt. I första hand användes de vattendrag som var med i delprogrammet Trendvattendrag från Havs- och Vattenmyndigheten, som är en del av den nationella miljöövervakningen, programområde Sötvatten (sammanställt i data från institutionen för vatten och miljö på SLU). För att öka antalet vattendrag i studien valdes även ett antal övriga vattendrag ut. Dessa valdes genom att söka vidare i databasen. Samtliga lokaler i södra Sverige var eftersökt data fanns tillgänglig valdes. Totalt ingick 16 vattendrag spridda i Blekinge, Jönköping, Kalmars, Kronoberg, Skåne och Östergötlands län (Tabell 1).
Tabell 1. Lokalernas namn, geografiska läge, alkalinitet, pH, bottenfaunans sammansättning som indikation på vattendragets ekologiska status och surhet. Den ekologiska statusen baseras på ASPT-index1 och surheten på MISA-index2.
Stationsnamn Koordinater (Sweref 99) Alkalinitet (mekv L-1) pH Ekologisk status1 Surhet2
Häradsbäcken N: 6427502, E: 503097 0,861 7,191 Hög Nära neutralt
Bulsjöån N: 6412786, E: 521446 0,393 7,142 Hög Nära neutralt
Silverån N: 6388400, E: 534582 0,235 6,975 Hög Nära neutralt
Hästgångsån Hästgången
N: 6380051, E: 458659 0,275 6,849 Hög Nära neutralt
Silverån, Venabron N: 6374234, E: 551735 0,265 7,000 Hög Nära neutralt
Virån N: 6356900, E: 588490 0,340 6,935 Hög Nära neutralt
Dammån N: 6319427, E: 520504 0,028 5,738 Hög Nära neutralt
143 Kråkesjöns utlopp
N: 6302987, E: 479952 0,202 7,127 Hög Nära neutralt
6 Getasjökvarn N: 6281187, E: 533910 0,097 6,774 Hög Nära neutralt 54 Uppströms
Löften
5
55 Linnefors N: 6269431, E: 534778 0,117 6,927 Hög Nära neutralt Strönhultsån G.
Kvarnen
N: 6249344, E: 461950 0,150 6,491 Hög Nära neutralt
14 Stubblycke N: 6240630, E: 541573 0,177 6,847 Hög Nära neutralt 211 Åkeholm N: 6238609, E: 484217 0,054 5,793 Hög Nära neutralt Holjeån, nedströms
Jämshög
N: 6233492, E: 470663 0,201 7,029 Hög Nära neutralt
Tolångaån Tolånga N: 6167274, E: 425495 3,466 7,975 Hög Nära neutralt
För vissa av de utvalda vattendragen saknades data på pH och alkalinitet. För dessa vattendrag söktes ersättande data. I första hand söktes andra provpunkter i samma vattendrag, i närheten av den provpunkt var data saknades (tre provpunkter). Saknades sådana provpunkter söktes istället data från de gamla databaserna från Institutionen för vatten och miljö på SLU:s databank (tre provpunkter) (Sveriges Lantbruksuniversitet, 2017).
4.2 Bearbetning av data
Datan behövde bearbetas innan den kunde analyseras. Denna bearbetning gjordes med hjälp av programvaran Microsoft Excel.
För bottenfauna var de faktorer som undersöktes antalet arter, medelantalet individer per prov, ASPT- och MISA-index. Som oberoende variabler användes provpunkternas koordinater, alkaliniteten och pH-värdet. Värden för åren 2007 till 2018 togs fram för samtliga provpunkter och faktorer för bottenfauna. Dessa värden kunde sedan sammanställas som tabeller varefter medelvärden för 2007–2017 för vardera vattendraget kunde beräknas, för jämförelse med värdena för 2018.
Utöver medelvärden beräknades även avvikelsen mellan 2018 och åren 2007–2017 (2018 - Medel2007-2017). Dessa avvikelser kunde sedan användas för att tydliggöra om en ökning eller
minskning hade skett för vardera faktorn under 2018. Detta då de genererade positiva (ökning) eller negativa (minskning) värden som kunde jämföras med värdet noll, som avvikelsen år 2018 genererar (2018–2018).
6
4.3 ASPT- och MISA-index
För att kunna göra en tolkning av vad ASPT och MISA indikerar om vattendragens ekologiska status respektive surhet behövde dessa räknas om till en ekologisk kvalitetskvot (EK). Den ekologiska kvalitetskvoten beräknades genom att dividera ASPT och MISA med sitt respektive referensvärde. Referensvärdet är baserat på vilken region i Sverige som vattendragen ligger i. Samtliga vattendrag som studerats ligger i “Illies ekoregion 14 Centralslätten”. För denna region gavs referensvärdet 5,37 för ASPT och 47,5 för MISA. Den ekologiska kvalitetskvoten kunde sedan användas för klassning av vardera vattendrag (Naturvårdsverket, 2007).
Beräkningarna för ekologisk kvalitetskvot användes endast för att redovisa statusen i enskilda vattendrag (Tabell 1). För samtliga andra jämförelser under projektet användes numeriskt ASPT- och MISA-index.
4.4 Statistik
För samtliga faktorer beräknades ett 95-procentigt konfidensintervall (CI) för åren 2007–2017. Sträckte sig konfidensintervallet över noll betydde det att det inte fanns någon generell signifikant avvikelse mellan 2018 och tidigare år, sett över alla lokalerna.
För att ta reda på om några oberoende variabler hade en påverkan på huruvida ett vattendrag påverkades av torkan eller inte ställdes även dessa (nordsydlig koordinat, östvästlig koordinat, pH och Log(alkalinitet)) mot de kalkylerade avvikelserna i en scatterplot. Därefter beräknades ifall dessa hade en signifikant påverkan med hjälp av en linjär regression. Detta gjordes med hjälp av programvaran R version 3.6 och funktionen ”lm” (R Core Team, 2019).
7
5 Resultat
3.1 Avvikelser 2018 i relation till referensåren
Samtliga faktorer som testades (antal arter, medelantal individer per prov, ASPT och MISA) visade sig variera mycket mellan åren även innan 2018 (Tabell A.1 - 4, Bilaga A). Det konfidensintervall som beräknades kollektivt för avvikelserna presenteras i Figur 1 nedan. För ingen av dem fyra faktorerna avvek 2018 från de föregående åren (Figur 1). Torkan 2018 i sig hade därför inte någon statistisk påverkan på varken antal arter, medelantalet individer per prov, ASPT- eller MISA-index i någon av de undersökta vattendragen.
Figur 1. Medelvärden och 95-procentigt konfidensintervall för 2018 års avvikelse från referensvärden, som är medelvärden för åren 2007–2017. Avvikelserna beräknades med (2018 – Medel2007-2017), vilket ger 2018 värdet 0 (2018 - 2018) som faller inom intervallet för samtliga faktorer (i figuren markerat med cirkel och streckad linje).
8
5.2 Avvikelser 2018 i relation till geografiskt läge, pH och alkalinitet
För antalet arter fanns det inte någon signifikant korrelation mot någon av de oberoende variablerna. Det fanns dock en tendens att avvikelsen ökade från negativa värden (lägre antal arter under 2018) i söder till mer positiva värden i norr (högre antal arter under 2018) (Figur 2).
Figur 2. Avvikelsen mellan antal arter år 2018 och medelvärdet för referensåren 2007–2017, i relation till (A): geografisk position i nordsydlig riktning; p=0,055, (B): geografisk position i ost-västlig riktning; p=0,935, (C): pH; p=0,877, och (D): den logarimerade alkalinteten; p=0,630.
9
För medelantal individer per prov fanns det en signifikant ökning i avvikelse från söder till norr (Figur 3).
Figur 3. Avvikelsen mellan medelantal individer per prov år 2018 och medelvärdet för referensåren 2007–2017, i relation till (A): geografisk position i nordsydlig riktning; p=0,015, (B): geografisk position i ost-västlig riktning; p=0,130, (C): pH; p=0,360, och (D): den logarimerade alkalinteten; p=0,226.
10
Varken för ASPT- (Figur 4) eller MISA-index (Figur 5) fanns någon signifikant korrelation med någon av de oberoende variablerna.
Figur 4. Avvikelsen mellan ASPT-index år 2018 och medelvärdet för referensåren 2007–2017, i relation till (A): geografisk position i nordsydlig riktning; p=0,415, (B): geografisk position i ost-västlig riktning; p=0,437, (C): pH; p=0,499, och (D): den logarimerade alkalinteten; p=0,734.
11
Figur 5. Avvikelsen mellan MISA-index år 2018 och medelvärdet för referensåren 2007–2017, i relation till (A): geografisk position i nordsydlig riktning; p=0,192, (B): geografisk position i ost-västlig riktning; p=0,741, (C): pH; p=0,524, och (D): den logarimerade alkalinteten; p=0,120.
12
6 Diskussion
Resultaten visade att torkan som rådde under Sverige sommaren 2018 inte hade någon generell påverkan på diversiteten, medelantalet individer per prov, ASPT- eller MISA-index i de studerade vattendragen. Inga statistiskt signifikanta skillnader kunde hittas i avvikelsen mellan 2018 och åren 2007–2017 med avseende på någon dessa faktorer.
Att diversiteten av arter inte påverkades av torkan 2018 är något som överensstämmer med tidigare studier av torka (Hille et al., 2014; Aspin et al., 2018b). Istället är det sammansättningen av arter som kan komma att förändras till följd av de hydrologiska förändringar som följer med torka (Hille et al., 2014; Aspin et al., 2018b; Aspin et al., 2018c). Det förväntades därför att ASPT- och MISA-index skulle påverkas, vilket resultaten inte ger några indikationer på. I och med att dessa index inte är avsedda för att indikera effekter av torka skulle en mer ingående studie av vilka specifika arter som ingår de olika åren vara av intresse att utföra. Detta skulle möjligen kunna ge ett annat resultat.
I och med att diversiteten inte förändrades i en specifik riktning under 2018 tyder resultaten på att det finns fler faktorer än torka som kan komma att påverka diversiteten i vattendrag. Till exempel påverkas diversiteten av faktorer såsom tillgängligt substrat, temperatur och näringstillförsel (Mehler et al., 2015). Hade det funnits en specifik riktning för förändringen av diversiteten år 2018 hade man istället kunnat undersöka hur stora skillnader i hydrologin, till följd av torka, som hade krävts för att påverka diversiteten åt det hållet.
Då faktorerna testades mot de oberoende variablerna (nordsydlig koordinat, östvästlig koordinat, pH och alkalinitet) visades endast enstaka svar på korrelation, och dessa hade därför en liten effekt. Det visade sig att det fanns en korrelation mellan den nordsydliga koordinaten och medelantal individer per prov. Det kunde även observeras en tendens till korrelation mellan den nordsydliga koordinaten och antal arter. Avvikelsen tenderade att vara negativ i de mest sydliga provpunkterna, för att sedan successivt öka till positiva värden ju lägre norrut i landet de låg. Då koordinaterna inte är någonting som förändras mellan år kan denna faktor dock inte förklara variationen inom vattendrag mellan år.
För samtliga korrelationer låg provpunkterna väldigt spridda i scatterdiagrammen (Figur 2–5). För att få ett tydligare svar på samband hade det varit fördelaktigt med fler provpunkter. För
13
vidare studier hade det också varit av intresse undersöka vilka arter som förekom vilka år och på så sätt kunna ta reda på huruvida sammansättningen av arter skiftar även om inte diversiteten i sig gör det. Hade man inte omstrukturerat studien på detta sätt hade det istället varit intressant att undersöka fler oberoende variabler för att ta reda på vad som kan orsaka variationerna mellan år och vattendrag generellt. Då mängden tillgängligt substrat, temperaturen och näringstillförseln är faktorer som i tidigare studier visat sig påverka diversiteten i vattendrag hade dessa varit intressanta att studera vidare (Mehler et al., 2015).
6.1 Slutsats
Varken antal arter, medelantal individer per prov, ASPT- eller MISA-index visade sig ha påverkats generellt av torkan under sommaren 2018 i de studerade vattendragen. Detta tyder på att vattendragen generellt inte ändrades tillräckligt mycket för att ge effekter på bottenfaunans artdiversitet, individtäthet eller ekologiska status. Samtliga faktorer varierar mellan år och vattendrag generellt och antagligen bidrar flertalet faktorer till dessa variationer. Av de oberoende faktorer som undersökts i denna studie var det endast provpunktens nordsydliga koordinater som hade en påverkan. Resultatet visade att individtätheten tenderade att ha negativa avvikelser i de södra delarna av södra Sverige medan det hade positiva avvikelser i de mer nordliga delarna. Detta betyder att det i de södra delarna generellt skedde en minskning av medelantalet individer per prov under 2018 och att det i de norra delarna istället skedde en ökning.
Tidigare studier tyder på att det inte är diversiteten i sig, utan sammansättningen av arter som förändras utav perioder av torka (Hille et al., 2014; Aspin et al., 2018b; Aspin et al., 2018c). Detta vittnar om att det behövs vidare studier för att fullt förstå torkans påverkan på diversiteten av bottenfauna i vattendragen.
14
7 Samhälleliga och etiska aspekter
Olika delar av världen kommer med största sannolikhet påverkas av den globala uppvärmningen på olika sätt. Vissa delar kommer drabbas av ökad torka medan andra istället kommer påverkas med ökade översvämningar (Lehner et al., 2016). Evertebrater kan snabbt återhämta sig från översvämningar, men torka har en mer bestående effekt (Herbst et al., 2019). På grund av detta är det av intresse att ta reda på hur diversiteten kan komma att påverkas, innan det är för sent för arterna att återhämta sig eller göra insatser för att hjälpa dem.
Vattendrag bidrar dessutom med habitat för biologisk mångfald, näringsretention och ekosystemtjänster som gynnar mänskligheten (Weber et al., 2017). Skulle vattendragen torka ut skulle detta leda till stora konsekvenser då dessa ekosystemtjänster och faktorer skulle utebli.
15
8 Författarens tack
Jag vill tacka min handledare Anders Hargeby för stöd och support genom både genomförandet och den skriftliga delen av arbetet. Dessutom vill jag tacka Per Milberg för hjälp med de statistiska beräkningarna. Tack till Hanne Løvlie som kursansvarig och Nicklas Jansson som examinator, samt Emil Johansson, Linnéa Lindroth och Victor Spjern för granskning av rapporten. Avslutningsvis vill jag passa på att tacka Johan Karlsson för det samarbete som fanns inför och i uppstarten av arbetet.
16
9 Referenser
Arnell, N, W., Lowe, J, A., Challinor, A, J. & Osborn, T, J. (2019). Global and regional impacts of climate change at different levels of global temperature increase. Climatic Change 155 (3): 377 - 391. DOI: 10.1007/s10584-019-02464-z
Aspin, T, W, H., Hart, K., Khamis, K., Milner, A, M., O´Callaghan, M, J., Trimmer, M., Wang, Z., Williams, G, M, D., Woodward, G. & Ledger, M, E. (2018a). Drought
intensification alters the composition, body size, and trophic structure of invertebrate
assemblages in a stream mesocosm experiment. Freshwater Biology 64 (4): 750 - 760. DOI:
10.1111/fwb.13259
Aspin, T, W, H., Matthews, T, J., Khamis, K., Milner, A, M., Wang, Z., O´Callaghan, M, J. & Ledger, M, E. (2018b). Drought intensification drives turnover of structure and function in stream invertebrate communities. Ecography 41 (12): 1994 - 2004. DOI: 10.1111/ecog.03711
Aspin, T, W, H., Khamis, K., Matthews, T, J., Milner, A, M., O`Callaghan, M, J., Trimmer, M., Woodward, G. & Ledger, M, E. (2018c). Extreme drought pushes stream invertebrate communities over functional thresholds. Global Change Biology 25 (1): 230 - 244. DOI: 10.1111/gcb.14495
Borg, H. & Sundbom, M. (2014). Long-term trends of water chemistry in mountain streams in Sweden – slow recovery from acidification. Biogeosciences 11: 173–184. DOI:
10.5194/bg-11-173-2014
Dunstone, N., Smith, D., Hardiman, S., Eade, R., Gordon, M., Hermanson, L., Kay, G. & Scaife, A. (2019). Skilful Real‐Time Seasonal Forecasts of the Dry Northern European Summer 2018. Geophysical Research Letters 46 (21): 12368 - 12376. DOI:
10.1029/2019GL084659
Fenoglio. S., Bo. T., Cucco, M. & Malacarne, G. (2007). Response of benthic invertebrate assemblages to varying drought conditions in the Po river (NW Italy). Italian Journal of
17
Herbst, D, B., Cooper, S, D., Medhurst, R, B., Wiseman, S, W. & Hunsaker, C, T. (2019). Drought ecohydrology alters the structure and function of benthic invertebrate communities in mountain streams. Freshwater Biology 64 (5): 886 - 902. DOI: 10.1111/fwb.13270
Hille, S., Kristensen, E, A., Graeber, D., Riis, T., Jørgensen, N, K. & Baattrup-Pedersen, A. (2014). Fast reaction of macroinvertebrate communities to stagnation and drought in streams with contrasting nutrient availability. Freshwater Science 33 (3):847 - 859. DOI:
10.1086/677554
Ledger, M, E., Harris, R, M, L., Armitage, P, D. & Milner, A, M. (2012). Climate change impacts on community resilience: Evidence from a drought disturbance experiment.
Advances in Ecological Research 46: 211-258. DOI: 10.1016/B978-0-12-396992-7.00003-4
Lehner, B., Döll, P., Alcamo, J., Henrichs, T. & Kaspar, F. (2006). Estimating the Impact of Global Change on Flood and Drought Risks in Europe: A Continental, Integrated Analysis.
Climatic Change 75: 273-299. DOI: 10.1007/s10584-006-6338-4
Mehler, K., Acharya, K., Sada, D. & Yu, Z. (2015). Factors affecting spatiotemporal benthic macroinvertebrate diversity and secondary production in a semi-arid watershed. Journal of
Freshwater Ecology 30 (2): 197 - 214. DOI: 10.1080/02705060.2014.974225
Miljödata-MVM (2020). Sveriges lantbruksuniversitet (SLU). Datavärdskap sjöar och
vattendrag, samt Datavärdskap jordbruksmark. https://miljodata.slu.se/mvm/ (Hämtad 26 maj 2020).
Naturvårdsverket (2007). Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket Rapport 2007:4. Solna.
R Core team (2019). R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Wien, Österrike. https://www.r-project.org/ (Hämtad 27 maj 2019)
Sjökvist, E., Abdoush, D. & Axén, J. (2019). Sommaren 2018 - en glimt av framtiden? SMHI KLIMATOLOGI 52. Norrköping.
18
Sveriges Lantbruksuniversitet (2017). Institutionen för vatten och miljö – Databank.
http://webstar.vatten.slu.se/db.html (Hämtad 26 maj 2020).
Vicente-Serrano, S, M., Quiring, S, M., Peña-Gallardo, M., Yuan, S. & Domínguez-Castro, F. (2020). A review of environmental droughts: Increased risk under global warming?
Earth-Science Reviews 201: 102953. DOI: 10.1016/j.earscirev.2019.102953
Weber, M, A., Caplan, S., Ringold, P. & Blocksom, K. (2017). Rivers and streams in the media: a content analysis of ecosystem services. Ecology and Society 22(3): 15. DOI:
10.5751/ES-09496-220315
Zamora-Muñoz, C., Sáinz-Cantero, C., Sánchez-Ortega, A. & Alba-Tercedor, J. (1995). Are biological indices BWPW´and ASPT´and their significance regarding water quality
seasonally dependent? Factors explaining their variations. Water Research 29(19): 285-290. DOI: 10.1016/0043-1354(94)E0125-P
19
Bilaga A
Tabell A.1. Medelvärden för antal arter.
Stationsnamn 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 Häradsbäcken 30 36 38 36 34 49 44 38 42 44 35 39 Bulsjöån 56 62 60 52 58 64 61 60 64 71 80 68 Silverån 45 51 49 47 52 43 38 50 44 64 58 57 Hästgångsån Hästgången 61 60 64 59 67 62 68 53 66 66 59 67 Silverån, Venabron 94 53 45 63 63 49 58 52 52 30 51 42 Virån 55 51 51 57 50 44 60 53 51 58 62 62 Dammån 30 23 30 41 26 36 38 31 39 40 40 43 143 Kråkesjöns utlopp 39 46 52 51 46 44 86 56 52 46 57 41 6 Getasjökvarn 74 76 73 58 56 37 48 55 45 40 49 42 54 Uppströms Löften 30 38 38 12 24 18 14 17 25 15 23 14 55 Linnefors 63 72 51 38 29 37 37 25 33 30 41 34 Strönhultsån G. Kvarnen 48 69 68 65 60 64 57 67 58 65 58 61 14 Stubblycke 113 58 68 31 52 46 44 39 48 46 52 39 211 Åkeholm 46 47 43 45 43 55 97 55 50 57 54 46 Holjeån, nedströms Jämshög 48 57 51 51 64 51 48 44 43 57 54 39 Tolångaån Tolånga 57 67 43 54 46 73 65 57 65 63 58 58
20
Tabell A.2. Medelvärden för medelantal individer per prov.
Stationsnamn 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 Häradsbäcken 233,8 709,6 413,8 481,2 549,2 843,6 479,6 502,6 421,4 593,6 332,2 327 Bulsjöån 697,2 501,2 635,4 392 587,6 303,4 827,6 330 115,68 505,44 973 742,6 Silverån 421,2 693 745,6 725,2 703,4 611,4 388,2 987,8 157,2 157,2 1183,8 621,6 Hästgångsån Hästgången 1290 1712 3746 1419 1520 1021 2710 634 2027 2379 1051 3029 Silverån, Venabron 236 338,8 124,2 294 242,4 74,4 149,6 146 155,6 70,8 127 96 Virån 1019 1435,6 1167,8 1915,2 1042,6 1866,8 1957 1255,4 308 180,96 2242,4 1668,4 Dammån 64,2 187,6 193,4 175 211,8 135,2 555,2 333,8 1066 1215 411,8 751,42 143 Kråkesjöns utlopp 322,8 642,6 361,8 347,4 269,4 407 411 582,8 855 581 1189,8 152,2 6 Getasjökvarn 338,4 346,4 475,8 883,8 241,2 272,8 151,8 196,6 143,8 127,2 398,4 242,8 54 Uppströms Löften 737 236 1217,2 290,8 222,4 109,8 224,2 301,2 108,2 45,8 130,8 165,6 55 Linnefors 868,2 428,2 341,6 343,6 654,6 804,4 382,6 222,8 853 914,4 751,8 599,2 Strönhultsån G. Kvarnen 2430 3293 7560 220 1790 2778 2492 3895 2079 4116 1553 1843 14 Stubblycke 429 154,2 136,2 92,2 146,6 706,6 319,2 331 209 180,8 320,8 276,4 211 Åkeholm 175,8 415,8 285,8 265,8 248 650,4 1024,2 1548,4 478,6 666,6 516,6 415 Holjeån, nedströms Jämshög 255 565 157,6 539,2 428 422,6 197,6 172,8 283,2 351 208,8 103,4 Tolångaån Tolånga 2014,8 1787 2207,4 1077,2 2626,4 2222,4 2355,8 2573 2305,38 3048,8 2259,4 1045,4
21
Tabell A.3. Medelvärden för ASPT.
Stationsnamn 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 Häradsbäcken 6,444 6,263 6,68 6,174 6,35 6,423 6,609 6,458 6,391 6,04 5,706 5,95 Bulsjöån 6,735 6,375 6,353 6,758 6,485 6,645 6,531 6,886 6,933 6,629 6,605 6,676 Silverån 6,407 6,429 6,429 6,536 6,517 6,148 6,565 6,429 6,731 6,485 6,407 6,533 Hästgångsån Hästgången 6,735 6,688 6,688 6,29 6,667 6,706 6,694 6,25 6,771 6,515 6,581 6,722 Silverån, Venabron 6,731 6,667 6,48 6,781 6,818 6,714 6,821 6,536 6,815 6,45 6,821 6,826 Virån 6,034 5,897 5,893 5,929 5,808 5,96 5,931 5,893 6,148 6,143 6,071 5,933 Dammån 5,643 6,182 6,368 6,591 6,438 6,368 6,286 6,333 6,864 6 6,24 6,346 143 Kråkesjöns utlopp 5,857 5,778 5,385 5,444 5,7 5,72 5,839 5,692 5,76 6 5,643 5,583 6 Getasjökvarn 6,357 6,143 5,958 6,034 6,357 5,524 6,107 5,897 5,92 5,731 5,621 6,095 54 Uppströms Löften 4,125 4,545 4,929 4,125 4,417 4,417 4,417 4,867 5,333 5,25 4,583 4,583 55 Linnefors 5,571 5,5 5,632 5,526 5,55 5,474 5,55 5,688 5 5,214 5,158 5,688 Strönhultsån G. Kvarnen 6,214 6 6,324 6,2 6,097 6,029 5,97 6,057 6,303 6,343 6,344 5,788 14 Stubblycke 6,222 6,455 6,652 6,636 6,5 7,077 6,783 6,238 6,417 6,783 6,655 6,059 211 Åkeholm 6,4 5,96 6,458 5,931 6,32 6,031 6,233 6,125 6,37 6,393 6,467 6,37 Holjeån, nedströms Jämshög 6,179 6,143 6,185 6,429 6,097 6,143 6,958 6,75 6,333 6,3 6,115 6,64 Tolångaån Tolånga 5,933 5,912 5,174 5,966 5,923 5,848 5,677 5,867 6 5,867 5,75 6,207
22
Tabell A.4. Medelvärden för MISA.
Stationsnamn 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 Häradsbäcken 10,75 19,45 28,33 22,31 19,81 31,17 38,44 31,63 33,65 40,682 34,989 32,183 Bulsjöån 56,08 63,17 57,46 46,31 54,61 56,70 65,04 56,99 62,66 75,46 91,46 73,618 Silverån 41,29 39,18 38,89 42,05 36,50 41,35 28,82 34,75 30,44 58,25 43,88 42,58 Hästgångsån Hästgången 40,05 34,51 40,59 41,16 46,72 44,54 54,50 34,82 42,73 48,53 44,73 48,56 Silverån, Venabron 44,84 46,68 46,24 43,79 53,43 35,64 47,63 37,43 35,91 47,805 55,816 38,909 Virån 75,25 62,42 57,88 56,31 59,87 54,60 57,88 65,68 60,25 64,73 79,40 63,111 Dammån 23,52 16,29 24,39 31,59 16,88 33,42 48,19 25,10 43,49 52,863 24,452 31,539 143 Kråkesjöns utlopp 57,93 72,30 75,82 77,36 74,79 63,50 79,95 77,81 75,82 70,36 75,282 59,525 6 Getasjökvarn 52,23 32,55 27,96 46,57 31,88 22,06 37,70 40,26 34,76 34,00 42,797 22,996 54 Uppströms Löften 9,38 29,29 27,84 14,58 16,72 16,82 32,13 18,27 23,18 17,59 16,497 16,375 55 Linnefors 58,92 53,03 51,28 52,04 58,12 55,89 54,91 41,54 51,28 53,85 54,837 43,077 Strönhultsån G. Kvarnen 42,56 51,17 54,26 54,95 57,76 66,51 61,73 65,94 59,77 58,03 47,38 50,28 14 Stubblycke 38,50 50,87 54,30 55,89 61,04 60,96 58,16 54,01 49,29 55,87 55,128 57,692 211 Åkeholm 79,40 59,40 69,37 77,95 66,99 61,39 79,46 80,03 75,05 76,21 66,907 69,763 Holjeån, nedströms Jämshög 51,26 76,40 63,51 58,03 78,65 67,38 43,10 34,19 37,22 67,39 56,402 54,742 Tolångaån Tolånga 65,21 68,24 60,91 62,94 68,46 71,56 70,57 65,21 71,10 65,21 62,413 70,559
