Linköpings universitet | Institution för fysik, kemi och biologi Kandidat uppsats, 16 hp | Programområde: Biologi Vårterminen 2020| LITH-IFM-G-EX—20/3872--SE
Hur påverkar fördelningen mellan jord-
och skogsbruk i avrinningsområdet
bottenfaunans diversitet och ekologisk
status i södra Sveriges vattendrag?
Johan Karlsson
Examinator, Nicklas Jansson Handledare, Anders Hargeby
Avdelning, institution Division, Department
Department of Physics, Chemistry and Biology Linköping University
URL för elektronisk version
ISBN
ISRN: LITH-IFM-G-EX--20/3872--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 påverkar fördelningen mellan jord- och skogsbruk i avrinningsområdet bottenfaunans diversitet och ekologisk status i södra Sveriges vattendrag?
How Does the Proportion of Agriculture and Forestry in Catchments Affect Benthic Invertebrate’s Diversity and Ecological Status in Southern Swedish Streams? Författare Author Johan Karlsson Nyckelord Keyword
agriculture, benthic invertebrates, diversity, drainage area, forestry, land-use, riparian vegetation, streams
Sammanfattning
Abstract
Changes in catchment land-use affect stream morphology, water quality and biodiversity. In EU and Sweden measures are taken to improve the ecological status of streams. There are uncertainties about how land-use in terms of agriculture and forestry affect benthic invertebrates. In this study, data from national environmental monitoring programs was used. To test how the proportion of agricultural land-use in the catchment influence benthic invertebrate diversity and ecological status. In total 25 streams in southern Sweden with more than 60% of either land-use type in the catchment and data from 2007-2011 were selected. Statistical analyses were performed with simple linear regression in three steps. In a first step, the proportion of agriculture was tested against benthic invertebrate diversity and ecological status. In a second step, water chemistry and waterflow were tested against benthic invertebrate diversity and ecological status. In the final step, the proportion of agriculture was tested against water chemistry and waterflow. The results showed that the proportion of agricultural land-use did not influence benthic invertebrate diversity or ecological status. However, it influenced MISA, an index of stream acidification. The higher proportion of agricultural land-use there where in the catchment the more acid sensitive taxa where found. This can be explained by the fact that species composition alters between agriculture- and forestry land-use but not number of species or Simpson diversity-index. For better development of action programs, the importance of the riparian vegetation should be further investigated.
Datum
Date 2020-06-07
Innehållsförteckning
1 Abstract...1
2 Sammanfattning...2
3 Introduktion...2
4 Material och metoder...5
4.1 Val av lokaler...5
4.2 Data över bottenfauna, markanvändning, vattenkemi och vattenföring...6
4.3 Bedömning av vattendrag...8
4.4 Statistiska analyser...9
5 Resultat...10
5.1 Steg 1. Andel jordbruksmark och effekter på bottenfauna...10
5.2 Steg 2. Vattenkemin och vattenföringens effekt på MISA-index...12
5.3 Steg 3. Andel jordbruksmark och effekter på vattenkemi och vattenföring...12
6 Diskussion...13
6.1 Andel jordbruksmark och effekter på bottenfauna...13
6.2 Vattenkemin och vattenföringens effekt på MISA-index...14
6.3 Andel jordbruksmark och effekter på vattenkemi och vattenföring...15
6.4 Betydelsen av strandzonens vegetation...15
6.5 Slutsats...16
7 Sociala och etiska aspekter...17
8 Tack……….………...17
9 Referenser...18
1
1
AbstractChanges in catchment land-use affect stream morphology, water quality and biodiversity. In EU and Sweden measures are taken to improve the ecological status of streams. There are uncertainties about how land-use in terms of agriculture and forestry affect benthic
invertebrates. In this study, data from national environmental monitoring programs was used. To test how the proportion of agricultural land-use in the catchment influence benthic
invertebrate diversity and ecological status. In total 25 streams in southern Sweden with more than 60% of either land-use type in the catchment and data from 2007-2011 were selected. Statistical analyses were performed with simple linear regression in three steps. In a first step, the proportion of agriculture was tested against benthic invertebrate diversity and ecological status. In a second step, water chemistry and waterflow were tested against benthic
invertebrate diversity and ecological status. In the final step, the proportion of agriculture was tested against water chemistry and waterflow. The results showed that the proportion of agricultural land-use did not influence benthic invertebrate diversity or ecological status. However, it influenced MISA, an index of stream acidification. The higher proportion of agricultural land-use there where in the catchment the more acid sensitive taxa where found. This can be explained by the fact that species composition alters between agriculture- and forestry land-use but not number of species or Simpson diversity-index. For better
development of action programs, the importance of the riparian vegetation should be further investigated.
Keywords:
agriculture, benthic invertebrates, diversity, drainage area, forestry, land-use, riparian vegetation, streams
2
2 Sammanfattning
Förändring av markanvändning i avrinningsområdet påverkar vattendrags karaktärer som vattenkvalitet och biodiversitet. Inom EU och Sverige utvecklas åtgärdsprogram för att förbättra ekologisk status av påverkade vattendrag. Det finns fortfarande osäkerheter när det kommer till effekten som jord- och skogsbruk har på bottenfauna. I studien användes data från ett nationellt miljöövervakningsprogram.Med dessa testades om proportionerna mellan jord- och skogsbruk påverkade på bottenfaunans diversitet och ekologisk status. 25 vattendrag i södra Sverige valdes med över 60% av någon av marktyperna inom avrinningsområdet inom tidserien 2007–2011. Statistiska analyserna gjordes i tre steg där det linjära sambandet mellan variabler testades. I första steget testades andelen jordbruksmark mot bottenfaunans diversitet och ekologisk status. I ett andra steg testades vattenkemi och vattenföring mot bottenfaunans diversitet och ekologisk status. I det sista steget testades andelen jordbruksmark mot
vattenkemi och vattenföring. Resultaten visade att andelen jordbruksmark inte hade en effekt på bottenfaunans diversitet och ekologisk status, men hade en effekt på artsammansättningen. Specifikt, andelen jordbruksmark hade en effekt på vattendrags MISA-index, som indikerar vattnets surhetstillstånd. Ju mer jordbruksmark det fanns inom ett avrinningsområde desto mer surhetskänsliga arter hittades i vattendraget. Resultat visade därför att
artsammansättningen skiljs mellan skogs- och jordbruksmark men inte antalet arter. För bättre utveckling av åtgärdsprogram behövs strandzons vegetationens betydelse undersökas mer.
3 Introduktion
De senaste 50 åren har efterfrågan på mat, vatten, trä, fiber och bränsle ökat exponentiellt vilket har lett till att människor har förändrat användningen av marken. Förändringen har lett till utarmning av ungefärligt 60% av jordens ekosystemtjänster (t.ex. färsk vatten, fiske och vattenrening) och förlorad biologisk mångfald (MEA, 2005). I dagens samhälle har följder av omvandling av naturlig mark till jordbruksmark eller produktionsskog uppmärksammats allt mer. Hundratals studier har visat effekter av olika markanvändningsmetoder, där främsta effekterna är på habitat-, vatten- och ekosystemtjänsters kvalitet samt biodiversitet (Allan, 2004; Miserendino et. al. 2011; Richards et. al., 1996; Wang et.al, 1997).
Ett typ av ekosystem som påverkas starkt av markanvändning är vattendrag. Land och vatten har en tydlig interaktion genom att vattendragen påverkas enormt av omgivningen. Detta betyder att om människor förändrar omgivningens egenskaper förändras också vattendragets
3
egenskaper (Hynes, 1975). Ekosystemet vattendrag hamnar också under miljömålet Levande sjöar och vattendrag samt Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG. Miljömålet och direktivet handlar om att uppnå god ekologisk status samt att upprätta gemensamma åtgärder inom EU för vattendrag som inte uppnår god ekologisk status. (Naturvårdsverket, 2007a; Naturvårdsverket, 2020). En större förståelse av markanvändningens påverkan på vattendrag leder till bättre bevarande och restaurering av vattendrag över hela Europa (Agerberg, 2019).
Ett ofta använt sätt att undersöka markanvändningens effekt på vattendrag är att använda biologiska enheter (organismgrupper). Biologiska enheter visar störning under en längre period medan fysikaliska och kemiska mätvariabler visar störning endast vid provtagningen. Bottenfauna (bentiska makroevertebrater, som insekter, kräftdjur och blötdjur) är en vanlig enhet vid undersökningar av markanvändningens effekt på biodiversitet i vattendrag. (Quinn et.al 2010). Bottenfaunaär bra indikatorer av markanvändningens effekt, vatten- och
vattendragskvalitet. Djuren är känsliga mot temperatur, syrehalt, ljus, sediment, kemikalier och toxiska substrat (Johnson et.al. 1994). Makroevertebrater har påvisats vara känsliga mot stora förändringar i habitatkaraktärer samt reagerar tidigt på förändringar av vattenkvaliteten och störningar i vattendraget (Miserendino et.al. 2011). ASPT och MISA är exempel på bottenfauna-index som används i Sverige som mått på förändringar av vatten- och habitatkvalitén (Naturvårdsverket, 2007b).
Största mänskligt påverkade marktyperna inom Sverige är skogsbruk, jordbruk och urban mark (SCB, 2013). Inverkan av urban mark ingår inte i undersökningen på grund av att den utgör en liten del av vattendragens avrinningsområden, mindre än 5 %.
Markanvändningen kan påverka vattendrags morfologi, vattenkvalité och biodiversitet. Morfologiska förändringar handlar om att ta bort strandzons vegetation eller hydrologiska förändringar t.ex. förändring av vattendrags bredd och djup, vilket påverkar flödets hastighet och uppehållstid. Förändringar av morfologi påverkar vattendragens temperatur och
vattenflödet samt ger indirekta effekter på vattenkvalitén genom en ökad avrinning. Vattenkvalitet kan handla om utsläpp av gifter, grumlighet eller näringsbelastningen i
vattendraget t.ex. jordbruk släpper ut mer fosfor och kväve än skogsbruk (Allan, 2004; Hanna et. al., 2019; Quinn et. al. 2010). I Sverige har vi bestämmelser om hänsyn och
ersättningsåtagande för skyddszoner (strandzons vegetation) inom skog- och jordbruket. Enligt 7 kap. 21 & 33§§ skogsvårdslag (SFS 1979:429) skall hänsyn för vattenkvalitet och arter prioriteras genom skyddszoner av lämnade träd och buskar mot vattendrag. När det
4
kommer till jordbruk är det möjligt enligt 8 kap. 8, 24–27 §§ förordningen 2015:406 att få ersättning genom att upprätthålla 100 m² skyddszoner mot vattendrag med vegetation samt enstaka träd och buskar (SFS 2015:406).
När det kommer till biodiversitet och främst evertebrater påvisar flera studier att skog generellt är bättre för biodiversitetenän jordbruksmark.Dessa studier har ej tagit hänsyn till om skogen är naturlig- eller produktionsskog (Dos Reis Oliviera et. al. 2018; Wang et.al. 1997). Studier som skiljer skogen i naturlig- och produktionsskog visar att produktionsskog är sämre för biodiversitet. De fann dock ingen skillnad i effekt på bottenfauna diversitet mellan produktionsskog och jordbruk. (Márquez et.al., 2015; Miserendino et. al, 2011; Quinn et.al., 2010). Oklarheter finns fortfarande om skillnader i effekt mellan jord-och skogsbruket men naturlig mark är generellt bättre än mänskligt påverkad mark (Dos Reis Oliviera et. al. 2018; Márquez et.al., 2015; Miserendino et. al, 2011; Quinn et.al., 2010; Wang et.al. 1997).
Syftet med denna studie var att undersöka hur fördelningen mellan jord- och skogsbruket påverkar bottenfaunans diversitet och ekologisk status i sydsvenska vattendrag. För att testa frågeställningen användes nationella databaser. Fördelen med nationella databaser är att man kan utvidga den spatiala skalan från lokal skala (där ekologiska studier oftast bedrivs) till regional eller nationell skala. Detta kan hjälpa för att utveckla nationella åtgärdsstrategier för biodiversitet och ekologisk status i vattendrag (Pearson, 2015).
5
4 Material och metoder
4.1 Val av lokaler
Totalt 25 vattendrag valdes ut från en karta med vattendragsstationer i Sverige från SLU:s mark-, vatten- och miljödatabas (MVM), där vattendrag valdes icke slumpmässigt efter 4 kriterier. Första kriteriet var att välja vattendrag i södra Sverige, därför valdes vattendrag söder om Örebro. Andra kriteriet var att vattendragens data skulle innehålla bottenfauna inventeringar och dataseten ska vara över samma tidsserie på 5 år. Efter att ha letat i MVM och tagit i åtanke det andra kriteriet vart den bestämda tidsserien mellan 2007–2011.
Det tredje kriteriet var att välja vattendrag med över 60% andel jordbruksmark respektive skogsmark inom avrinningsområdet. Att välja vattendrag över 60% av endera marktyp kan kopplas till en stor påverkan på vattendraget från de marktyperna. Vid två vattendrag var ingen av marktyperna över 60 % av hela avrinningsområdet. Tillsammans utgjorde arealen jord- och skogsbruk mellan 60 – 96 % av avrinningsområdena. De övriga procenten av
avrinningsområdena var marktyperna hedmark (gräsmark), öppen mark, tätort och vattendrag.
Fjärde kriteriet var att de valda skogsvattendragen skulle ha en stor del barrskog och hygge i avrinningsområdet. Detta gjordes för att kunna koppla till viss del att vattendragets omgivning består av produktionsskog och inte skog inom naturreservat eller skyddade områden.
Två gradienter skapades från 0 – 100 % av jordbruksmark respektive skogsmark. Efter att gradienterna skapades visades det att gradienterna var omvänt fördelade från varandra (Bilaga 4.). Den omvända fördelningen leder till att det är en stor sannolikhet att marktypernas effekt är omvända från varandra
6
Figur 1. Lokalisering av valda vattendragstastioner, södra Sverige. Symbolerna är varje vald vattendrag (Miljödata- MVM, 2020).
4.2 Data över bottenfauna, markanvändning, vattenkemi och vattenföring
Använd data kommer från tre källor, SLU:s MVM (Miljödata- MVM, 2020), SMHI:s vattenwebb (SMHI, 2020a) och sammanställning av data som erhölls från Institutionen för vatten och miljö, SLU.
Data på bottenfaunamätvärden laddades ner från MVM. Totalt ingick tre
bottenfaunamätvärden över biodiversitet och individtäthet, fyra bottenfaunamätvärden över störning av habitat och ekologisk status i vattendragen. Bottenfaunamätvärden över
biodiversitet och individtäthet var, antal familjer, antal arter och abundans. Det beräknades också ett Simpsons diversitet index för att ha en till variabel som mäter diversiteten. I SLU-datasetet fanns det vilka arter som hade hittats samt medelantal/prov/art för varje vattendrag och år vilket användes för att beräkna Simpsons diversitet (D). Simpsons D beräknades för varje vattendrag och varje år mellan 2007–2011 genom formeln:
7
där N är summan av alla arters medelantal/prov för varje vattendrag och år, n är en arts medelantal/prov som hittades i det vattendraget det året (Magurran, 2004). Efter att D beräknades för varje vattendrag respektive år togs medianen av alla årens D för varje vattendrag till analyserna.
Bottenfaunamätvärden över habitat och ekologisk status i vattendragen var Average Score Per Taxon (ASPT), Multimetric Index for Stream Acidification (MISA), totala antalet för
Ephemeroptera, Plecoptera och Trichoptera (EPT Taxa) och relativ abundans för Ephemeroptera, Plecoptera och Trichoptera (EPT RA) (Miljödata- MVM, 2020).
MISA-indexet är ett nationellt utvecklat index på taxans respons på surhet, högt MISA-index innebär att många surhetskänsliga taxa hittades. ASPT är ett index som bygger på känslighet hos familjer av kräftdjur, insekter och blötdjur, samt fåborstmaskar, mot eutrofiering,
syretärande ämnen, grumlighet och habitatförstörande påverkan. Högt ASPT-värde innebär att många känsliga familjer hittades (Naturvårdsverket, 2007b). De två EPT indexen bygger på antalet arter och individer inom grupperna dag-, bäck- och nattsländor. Dessa
insektordningar är allmänt känsliga mot föroreningar, ju fler arter och individer som hittas desto mindre påverkad kan man betrakta faunan som (Arvidsson & Lindqvist, 2017). Data på markanvändning kom från två olika dataset, data från institutionen för vatten och miljö, SLU samt från SMHI:s vattenwebb. Data från institutionen för vatten och miljö, SLU är över markanvändning inom avrinningsområden för referensvattendrag och trendstationer i Sverige. Datasetet användes primärt för alla valda vattendrag på grund av att datasetet innehöll mer detaljerad information av typen av skog och jordbruksmark. Några av de valda vattendragen fanns inte i dataset och därför saknades markanvändning för dessa vattendrag. Detta ledde till att använda SMHI:s vattenwebb databas för de resterande vattendragens markanvändning. I databasen letades det fram vattendragens avrinningsområden och laddades ner.
Data på vattenkemi och vattenföring laddades ner från SLU:s MVM (Miljödata- MVM, 2020) och SMHI:s vattenwebb (SMHI, 2020a). Från MVM ingick ”Total Organic Carbon” (TOC) (mg L-1), pH och alkalinitet (mekv L-1). (Miljödata- MVM, 2020). Vattenkemi variablerna och vattenföring som laddades ner från vattenwebben var total koncentration av fosfor (TOT-P) (µg L-1), total koncentration av kväve (TOT-N) (µg L-1) och vattenföring (m³ s-1) för alla vattendragen. SMHI:s värden i vattenwebben är modellerade med S-HYPE modellen (SMHI, 2020b)
8
Efter att dataseten som behövdes var nedladdade beräknades ett medelvärde av alla variablernas värden från åren 2007–2011. Fem vattendrag saknade värden för TOC, fyra vattendrag saknade värden för alkalinitet och ett vattendrag saknade värde för pH.
4.3 Bedömning av vattendrag
För att bedöma vattendrags status finns några biologiska och kemiska data som är viktiga bedömningsgrunder. Bedömningsgrunder för vattendrag brukar vara, ASPT-index, MISA-index, näringsämnen och försurning. ASPT mäter i första hand effekter på ekologisk kvalitet (eutrofiering, habitatförstörande påverkan) och MISA mäter hur försurat vattendragen är. Halten av näringsämnen som P och N kan påvisa eutrofieringsgraden i vattendraget medan pH mäter försurning i vattendrag (Naturvårdsverket 2007a). Dessa bedömningsvariabler har beräknade referensvärden i Sverige men det finns två till som är bra att använda sig av Simpsons D och TOC. Simpsons D kan användas för att undersöka diversiteten i
vattendragen, där 1 är hög diversitet och 0 är ingen diversitet. TOC mäter sikten i vattnet.
Tabell 1. Mätvärden för alla valda vattendrags biologiska och kemiska data för bedömande av vattendragens ekologiska status. Baserad på 25 sydsvenska vattendrag med värden från SMHI vattenwebb och SLU MVM. Övrig data och data från enskilda lokaler kan ses i bilaga 1, 2 och 3.
Variabel Medelvärde Max-värden MIN-värden
ASPT-index 6,1 6,7 4,9 MISA-index 45,9 73,1 17,8 Antal Familjer 30 43 13 Antal arter 75 123 40 Simpsons D 0,9 0,9 0,8 N (µg L-1) 2020,5 9936,0 543,0 P (µg L-1) 36 114 9 pH 7,0 8,0 4,5 TOC (mg L-1) 12 20 8 Alkalinitet (mekv L-1) 0,59 3,40 0,00
Vattendragens medelvärde och enskilda ASPT-index visade att det var hög ekologisk status i vattendragen (Tabell 1, Bilaga 2). Detta för att referensvärdet för ASPT är 5,37
(Naturvårdsverket, 2007a). Medelvärdet för vattendrags MISA-index påvisar att de flesta vattendragen kan klassas som nära neutrala och några klassas att de har en högre grad surhet (Tabell 1, Bilaga 2). Detta för att referensvärdet för MISA i vattendrag är 47,5
9
4.4 Statistiska analyser
Variablerna andel jordbruksmark, TOT-P, TOT-N, alkalinitet, vattenföring och abundans var inte normalfördelade och därför log-transformerades de. Andel jordbruksmark var starkt korreleradmed andelen skogsmark (bilaga 4.). Med detta i hand och att andelen skogsmark inte kunde normalfördelasgjorde att andel skogsmark togs bort från analyserna. Istället används bara andelen jordbruksmark för att testa båda markanvändningarnas påverkan på bottenfauna diversitet och ekologisk status.
Alla analyserna gjordes i R (R Core Team 2019). Analyserna gjordes i en tre stegs process för att testa enskilda variablers effekt på bottenfauna. Alla statistiska test gjordes med linjär regression och därför alltid med bara en beroende och en oberoende variabel i tre steg:
Steg 1. Andel jordbruksmark och effekter på bottenfauna
Andelen jordbruksmark användes som den oberoende variabeln och bottenfauna-variablerna användes som de beroende variablerna. Bottenfauna variabler för diversitet och individtäthet var antal familjer, antal arter, abundans och Simpsons D. Bottenfaunavariabler för habitat och ekologisk status var ASPT-index, MISA-index, EPT TAXA, och EPT RA. Endast de
beroende variabler som hade signifikant linjärt förhållande med andel jordbruksmark fortsattes till steg 2.
Steg 2. Vattenkemi och vattenföringens effekt på bottenfauna
Steget gjordes för att testa samvariationen mellan bottenfaunavariabeln och vattenkemi eller vattenföring. Signifikanta bottenfaunavariabler från steg 1 användes som beroende variabel och vattenkemi variabler användes som oberoende variabel. Vattenkemi variablerna är TOT-P, TOT-N, Alkalinitet, TOC, vattenföring och pH. Endast de oberoende variabler som hade signifikant linjärt förhållande med bottenfaunavariablerna fortsattes till steg 3.
Steg 3: Andel jordbruksmark och effekter på vattenkemi och vattenföring
Steget gjordes för att testa om vattenkemi variabler eller vattenföring samvarierar med andelen jordbruksmark. Andel jordbruksmark användes som den oberoende variabel och signifikanta vattenkemi variabler samt vattenföring i steg 2 användes som beroende variabel. Steget gjordes för att testa om bakomliggande faktorer som har en effekt på bottenfauna kan vara kopplade till markanvändningen.
10
5 Resultat
5.1 Steg 1 Andel jordbruksmark och effekter på bottenfauna
Bara en beroende variabel – MISA-indexet – var signifikant beroende av andelen
jordbruksmark (Figur 2.). Ingen av de andra beroende variablerna hade ett signifikant linjärt förhållande med andelen jordbruksmark (Figur 3, Figur 4).
Figur 2. Relationen mellan MISA-index och andel jordbruksmark. Linjen är resultat av en linjär regression. Baserad på 25 sydsvenska vattendrag med värden från SMHI vattenwebb och SLU MVM.
MISA-index och andelen jordbruksmark hade ett positivt linjärt förhållande (Figur 2.). Detta påvisar att ju mer jordbruksmark det finns i ett avrinningsområde desto högre MISA-index har vattendraget. Att det blir högre MISA-index innebär att ju mer jordbruksmark det finns i avrinningsområdet desto mer surhetskänsliga taxa finns i vattendraget.
11
Figur 3. Relationen mellan andel jordbruksmark och ASPT-index (A), Simpsons D (B), Antal taxa (C) och antal familjer (D). Linjerna är resultat av vardera linjär. Baserad på 25 sydsvenska vattendrag med värden från SMHI vattenwebb och SLU MVM.
Figur 4. Relationen mellan andel jordbruksmark och EPT relativ abundans (A), EPT taxa (B), Abundans (C). Linjerna är resultat av vardera linjär regression. Baserad på 25 sydsvenska vattendrag med värden från SMHI vattenwebb och SLU MVM.
12
5.2 Steg 2. Vattenkemi och vattenföringens effekt på bottenfauna
Endast en beroende variabeln i steg 1 hade ett signifikant linjärt förhållande med andel jordbruksmark vilket var MISA-indexet (figur 2.). Detta betyder att MISA-indexet var det enda bottenfaunamätvärdet som gick vidare till steg 2.
Resultatet av steg 2 analysen visade att pH (p = 0,0043, R = 0,56, n = 24) och Vattenföring (p = 0,0000016, R = 0,77, n = 25) hade ett positiv linjärt förhållande med MISA-indexet.
Om pH är högre i ett vattendrag kommer också vattendragets MISA-index att vara högre på grund av att mer surhetskänsliga taxa kommer finnas i vattendraget. Den andra variabeln som också påvisade ett positivt linjärt förhållande med MISA indexet är vattenföring. Högt flöde i vattendraget samvarierar med högre pH i vattnet. Denna höjning av pH kommer i sin tur leda till mer surhetskänsliga taxa och ett högre MISA-index.
En vattenkemi variabel visades ha ett negativt linjärt förhållande med MISA-indexet vilket var TOC (p = 0,0225, R = -0,51, n = 20). Detta betyder att om koncentration av TOC höjs leder det till ett lägre MISA-index på grund av att mer surhetståliga taxa finnas i vattendraget.
5.3 Steg 3. Andel jordbruksmark och effekter på vattenkemi och vattenföring
Andelen jordbruksmark hade ett positivt linjärt förhållande med pH (p = 0,000001, R = 0,77, n = 24) och vattenföring (N = 25, R = 0,61, p = 0,0021). Ju mer jordbruksmark det finns i avrinningsområdet ju högre pH och vattenflöde observeras i vattendragen.
Andelen jordbruksmark visade inte ett signifikant linjärt förhållande med TOC (N = 20, R = -0,29, p = 0,064).
13
6 Diskussion
6.1 Andel jordbruksmark och effekter på bottenfauna
Andelen jordbruksmark och andelen skogsmark är starkt omvänt korrelerade (Bilaga 4.) Detta betyder att det är stor sannolikhet att andelen skogsmark har en omvänd effekt på bottenfaunans diversitet och ekologisk status jämfört med andelen jordbruksmark. Resultatet (Figur 2, 3 och 4) visar att andelen jordbruksmark inte hade en signifikant effekt på
bottenfaunans diversitet och ekologisk status när det kommer till flera bottenfauna mätvärden. Mätvärdena som inte påvisade ett linjärt förhållande med andel jordbruksmark var ASPT, abundans, antal arter, antal familjegrupper, EPT (Taxa och RA) och Simpsons D.
Resultat följer vad som har påvisats innan, jord- och skogsbruket skiljer sig ej i effekten på bottenfauna diversitet (Hanna et.al., 2019; Miserendino et al., 2011; Niyogi et.al., 2006; Quinn et.al., 2010). Detta skiljer sig från Dos Reis Oliviera et. la. (2018) och Wang et. al. (1997) som påvisade att jordbruksmark har en större negativ effekt på bottenfaunadiversitet jämfört med skogsmark
Att det uppkommer olika resultat kan bero på tre anledningar, hur skogsmark defineras, vilken spatial skala studierna är gjorda på och vattendragens ekologiska status. I denna studie användes skogsmark som tycktes ha en påverkan av skogsbruket genom att välja områden med stor andel barrskog och hyggen. Naturlig skog och produktionsskog är också något som har studerats separat i studier från Nya Zeeland och Kanada, med liknande resultat som i denna studie (Hanna et.al., 2019; Miserendino et al., 2011; Quinn et. al., 2010).
Allan et. al. (1997) och Pearson et. al. (2015) har uppmärksammat vikten av den spatiala skalan. De kom fram till att undersökningar inom samma område kan skilja sig åt beroende på markanvändningens spatiala skala. Resultat från undersökningar på t.ex. strandzon eller närliggande mark kan skilja sig mot resultatet från undersökningar på avrinningsområdets markanvändning. Richards et. al. (1996) upptäckte att i vissa fall är det bättre att undersöka inom buffertzoner (100m) medan i andra fall är det bättre att undersöka inom
avrinningsområden. De kom fram till att flera skalor är viktiga att ha i åtanke vid bevarande och restaurering av vattendrags ekosystem.
14
Jämför man vattendragens värden för ekologisk status (ASPT-index och MISA index) med referensvärden kan man se varför biodiversiteten och ekologisk status inte skiljer sig mellan andelen jordbruksmark. Mellan vattendrags värden är det inte stor skillnad samt att alla vattendragen har hög ekologisk status. Referensvärdet för ASPT i vattendrag inom området är 5,37 (Naturvårdsverket, 2007a), detta gör att bara ett av vattendragen hamnar under det värdet men är fortfarande över kvoten för att bli klassad hög ekologisk status (Bilaga 1).
Referensvärdet för MISA i vattendrag är 47,5 (Naturvårdsverket, 2007a), detta gör att tre vattendrag kan klassas som måttliga surt och två som surt (Bilaga 2.). Detta ses också i alla vattendragens medelvärden, medelvärdet för ASPT är 6,1 och för MISA 45,9 (Tabell 1.). Detta kan förklara varför det inte finns så stor skillnad mellan vattendragens bottenfauna. Det är för att alla vattendragens ekologiska status är hög och har mycket biodiversitet.
En viktig anledningen till att diversiteten och ekologisk status inte förändrades beroende på andel jordbruksmark är att artsammansättningen hade förändrats. Artsammansättningen förändrades med ökad andelen jordbruksmark genom att det är mindre sura (högre pH) vattendrag i avrinningsområden med högre andel jordbruksmark. Högre pH leder i sin tur till mer surhetskänslig taxa i vattendraget. Enligt Niyogi et.al. (2006) och Pearson et. al. (2015) är detta normalt och förklarar varför diversiteten ej minskar. De drog slutsatsen att
artsammansättningen påverkas genom att antingen mer känsliga arter byts ut till mer tåliga arter eller tvärtemot. Bytet från mer tåliga arter till känsligare arter kan därför ske utan att antalet arter förändras. För bättre förståelse vad olikheter i MISA-indexet betyder för
evertebratsystemets diversitet och ekologisk funktion behövs det göras mer detaljerade studier över de taxa som ingår i MISA-indexet påverkas av andelen jordbruksmark.
6.2 Vattenkemi och vattenföringens effekt på bottenfauna
Resultatet påvisade att pH, TOC och vattenföring hade signifikant effekt på vattendragens MISA-index. Detta menas att ju mer surhetskänsliga arter det finns desto högre MISA-index får ett vattendrag (Naturvårdsverket, 2007b).
Detta gör det tydligt varför pH hade en effekt på MISA-indexet. Om ett vattendrag har en högre grad pH kommer det förändra artsammansätningen till mer surhetskänsliga taxa (Niyogi et.al. 2006).
Högre vattenföring hade också en positiv effekt på vattendrags MISA-index. Enligt Costa et. al. (2003) ökar vattenutsläppen och avrinning vid jordbruksmark. Vattenföring påverkas enligt SMHI av avrinningen i området, detta betyder att ökad avrinning leder till ökad
15
vattenföring (SMHI, 2019). Ökning av utsläpp har visats påverka pH beroende på vilken markanvändning det är. Specifikt, ökande vattenutsläpp från jordbruket har påvisats kunna höja pH. (Rodriguez et. al. 2018). Detta skulle kunna förklara varför MISA-indexet skulle öka med ökad vattenföring. Genom att mer pH förändrande ämnen följer med den ökande
avrinningen vilket leder det till att mer surhetskänsliga taxa skulle finnas i vattendragen
De organiska ämnen (TOC) kan delas in i två grupper ”Particular Organic Carbon” (POC) och ”Dissolved Organic Carbon” (DOC). Högre grad TOC och då högre grad DOC i vattendrag leder till en högre grad brunifiering. Brunifiering betyder en väsentlig ökning av vattenfärg. Brunifieringen har visats ha en roll genom att sänk vattendrags pH (Kritzberg et. al. 2020). Om koncentrationen TOC ökas kommer vattendragets pH att sänkas vilket ledder till mindre surhetskänsliga taxa och ett lägre MISA-index
6.3 Andel jordbruksmark och effekter på vattenkemi och vattenföring
Resultatet visade att pH och vattenföring hade ett linjärt förhållande med andelen
jordbruksmark. Steget gjordes för att testa om bakomliggande faktorer som hade en effekt på bottenfauna kan vara kopplade till andel jordbruksmark. Resultatet påvisar att andelen jordbruksmark påverkar pH och vattenföring vilket har setts innan. Andelen jordbruksmark påverkar vattendrags pH genom att öka vattenföringen vilket leder till mer utsläpp av ämnen och höjer pH i vattendraget (Costa et. al., 2003; Rodriguez et. al. 2018; SMHI, 2019). Denna ökning av pH i vattendraget gör i sin tur att tålig taxa byts ut mot mer känslig taxa
6.4 Betydelsen av strandzonens vegetation
En faktor som har uppmärksammast vara viktig för påverkan på bottenfaunan, vatten- och habitatkvalitet är strandzons vegetation (Hanna et.al., 2019; Miserendino et al., 2011). Richards et. al. (1996) uppmärksammade att buffertzoner (t.ex. strandzonsvegetation) inom 100 m är viktigt för bevarande och restaurering av vattendrags habitat kvalitet och i sin tur biodiversitet.
Flera studier har påvisat och uppmärksammat att strandzonens karaktärer som vegetationen och substrat har en effekt och är betydelsefull för vattendrags ekosystem (Allan et. al. 1997; Richards et. al., 1996; Siegloch et.al., 2014; Wang et. al. 1997). Nerbonne & Vondracek (1980) påvisade att strandzons vegetation är viktigare än markanvändningen uppströms vattendraget. Strandzonsvegetationen har en avsevärd påverkan på bottenfaunadiversitet.
16
Vegetationen påverkar ljus förhållande genom att skapa mer skugga (Quinn et. al. 2010). Vegetationen runt vattendraget kan förbättra vattenkvaliteten genom att agerar som en buffertzon och tar upp ämnen som hade kommit ut i vattendraget (Hanna et. al., 2019). Vegetation påverkar också vilket typ av sedimentet det är i vattendraget. Visa sedimenttyper har visats ha negativ effekt på bottenfauna vilket har lett till förlust av känslig taxa med en ökande stress från sedimentet (Niyogi et. al. 2006).
Strandzons vegetation kan ha en större betydelse för biologisk mångfald och ekologisk status i vattendrag än markanvändning inom avrinningsområdet (Richards et. al., 1996). Detta kan vara av att vegetation omgivande vattendrag kan motverka markanvändningarnas effekt (Hanna et. al. 2019). Detta skulle kunna förklara det höga ASPT medelvärdet denna studie har och varför alla vattendragens vare sig andel jordbruksmark har högt ASPT-index. Det kan vara för att i Sverige har det utvecklats bestämmelser och regler för att skydda vattendrag med hjälp av skyddszoner (strandzons vegetation) (SFS 1979:429; SFS 2015:406). Detta visar att det behövs det göras mer studier på strandzons vegetationens betydelse för bottenfaunans diversitet och ekologisk status på nationell nivå.
6.5 Slutsats
Sammanfattningsvis har denna studie påvisat att jord- och skogsbruket inte skiljer sig i effekten på bottenfauna diversitet och ekologisk status. Detta har förklarats med att alla vattendragen hade hög ekologisk status och att de skiljer sig i artsammansättningen. Artsammansättningens förändring sker genom ämnen som rinner ut till vattendraget från jordbruket samt flödes ökningen höjer pH i vattendraget. Högre pH leder till att mer surhetståliga taxa byts ut till mer surhetskänsliga taxa. Flera tidigare studier har påvisat att strandzons vegetation kan ha en större betydelse än markanvändning inom avrinningsområden när det kommer till habitat- och vattenkvalitet. Detta betyder att strandzons vegetation kan ha en större betydelse för utvecklingen av nationella åtgärdsprogram för god ekologisk status. Både strandzon och avrinningsområde är dock viktiga vid utformning av åtgärdsprogram på grund av att de påverkar olika saker. För att utveckla åtgärdsprogram för god ekologisk status i Sverige och EU behövs det mer nationella spatiala studier på strandzonens vegetation.
17
7 Sociala och etiska aspekter
Med hjälp av denna studie får man en bättre förståelse av hur främst jordbruket och
skogsbruket har en effekt på bottenfauna. Denna studie ger en inblick i att buffertzoner och strandzonens vegetation behöver undersökas mer för en bättre förståelse för bevarande av biologisk mångfald i svenska vattendrag.Denna studie och bättre förståelse av
markanvändning kan bidra till utvecklingen av åtgärdsprogram för vattendrag som ej uppnår god ekologisk status.
I studien användes offentlig data över inventeringar i vattendrag gjorda av SLU. Eftersom SLU:s inventering följer svensk metodik standard har inga djur utsatts för onödigt lidande.
8 Tack
Jag vill tacka mina handledare Anders Hargeby och Per Millberg för att ha hjälpt mig med denna studie och stått ut med alla mina frågor. Vill också tacka Jens Fölster från SLU för att jag fick data över markanvändning vid referensvattendrag och trendstationer. Jag vill också tacka Isabella Blomlöf för det bra samarbetet och hjälp inför detta arbete. Jag vill också tacka mina opponenter Felicia Skorsdal och Maryam Chaid för att ha hjälpt mig att förbättra mitt examensarbete. Jag vill tacka min examinator Nicklas Janson för att ha lagt ner tid och läst min artikel.
18
9
Referenser
Allan, J.D., Erickson, D.L. & Fay, J. (1997) The influence of catchment land use on stream integrity across multiple spatial scales. Freshwater Biology, 37,149–161
Allan, J.D. (2004) Landscapes and Riverscapes: The Influence of Land Use on Stream Ecosystems. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 35, 257–284
Agerberg, E. (2019) Åtgärdsprogram för hotade arter och naturtyper.
https://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i-samhallet/Miljoarbete-i-Sverige/Uppdelat-efter-omrade/Naturvard/Atgardsprogram-for-hotade-arter/ Hämtad: 11 maj 2020
Arvidsson, M. & Lindqvist, U., (2017) Undersökning av bottenfaunan i Stockholm stad 2017 Naturvatten 2017 Undersökning av bottenfaunan i Stockholm stad 2017 – Inventering av 10 sjöar och 3 mälarvikar. Naturvatten i Roslagen AB (Rapport: 2017:23)
Costa, M.H., Botta, A. & Cardille, J.A. (2003) Effects of large-scale changes in land cover on the discharge of the Tocantins River, Southeastern Amazonia. Journal of Hydrology, 283 (1-4), 206-217
Dos Reis Oliviera, P., Kraak, M., van der Geest, H., Naranjo, S. & Verdonschot, P. (2018) Sediment composition mediated land use effects on lowland streams ecosystem. Science of
The Total Environment, 631-632. 459-468 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.03.010
Hanna, D.E.L., Raudsepp-Hearne, C. & Bennett, E.M. (2019). Effects of land use, cover, and protection on stream and riparian ecosystem services and biodiversity. Conservation Biology, 34, 244-255, doi:10.1111/cobi.13348
Hynes, H. B. N. (1975) The stream and its valley, SIL Proceedings, 1922-2010, 19:1, 1-15, DOI: 10.1080/03680770.1974.11896033
Johnson, P.D., Brown, K.M. & Covell, Jr, C.V (1994). A comparison of the
macroinvertebrate assemblage in Doe Run Creek, Kentucky: 1960 and 1990, Journal of the
19
Kritzberg, E.S., Hasselquist, E.M., Škerlep, M., Löfgren, S., Olsson, O., Stadmark, J., Valinia, S., Hansson, L-A. & Laudon, H. (2020). Browning of freshwaters: Consequences to
ecosystem services, underlying drivers, and potential mitigation measures. Ambio 49, 375– 390. https://doi.org/10.1007/s13280-019-01227-5
Magurran A. E. (2004). Measuring. Biological. Diversity. Second ed. Blackwell Publishing
Márquez, J.A., Cibilis, L., Principe, R.E. & Albariño, R.J. (2015). Stream invertebrate
communities change with grassland afforestation in central Argentina. Limnologica 53. 17-25
https://doi.org/10.1016/j.limno.2015.05.002
Millennium Ecosystem Assessment, 2005. Ecosystems and Human Well-being: Synthesis. Island Press, Washington, DC
Miserendino, M.L., Casaux, R., Archangelsky, M., Di Pronzio, C.Y., Brand, C. & Kutschker, A.M. (2011) Assessing land-use effects on water quality, in-stream habitat, riparian
ecosystems and biodiversity in Patagonian northwest streams. Science of the Total
environment 409. 612–624
Miljödata-MVM (2020). Sveriges lantbruksuniversitet (SLU). Datavärdskap sjöar och
vattendrag, samt Datavärdskap jordbruksmark, http://miljodata.slu.se/mvm/ Hämtad: 20 april 2020
Naturvårdsverket, (2007a). Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon, HANDBOK 2007:4
Naturvårdsverket. (2007b) Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag, Bilaga A Till HANDBOK 2007:4
Naturvårdsverket, (2020) Miljömålen: Årlig uppföljning av Sveriges nationella miljömål 2020-Med fokus på statliga insatser. Rapport 6919
Nerbonne, B.A. & Vondracek, B. (2001) Effects of Local land Use on Physical Habitat, Benthic Macroinvertebrates, and Fish in the Whitewater River, Minnesota, USA.
20
Niyogi, D.K., Koren, M., Arbuckle, C.J. & Townsend, C.R. (2007) Stream Communities Along a Catchment Land-Use Gradient: Subsidy-Stress Responses to Pastoral Development.
Environmental Management, 39, 213–225.
https://doi-org.e.bibl.liu.se/10.1007/s00267-005-0310-3
Pearson, C.E., Ormerod, S.J., Symondson, W.O.C. & Vaughan, I.P. (2015). Resolving large‐scale pressures on species and ecosystems: propensity modelling identifies agricultural effects on streams, Journal of Applied Ecology, 53(2), 408-417
Quinn, J.M., Cooper, A.B., Davies-Colley, R.J., Rutherford, J.C. & Williamson, R.B. (2010). Land use effects on habitat, water quality, periphyton, and benthic invertebrates in Waikato, New Zealand, hill-country streams. New Zealand journal of Marine and Freshwater research.
31(5), 579-597. DOI: 10.1080/00288330.1997.9516791
R Core Team (2019). R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria.
Richards, C., Johnson, L.B. & Host, G.E. (1996) Landscape-scale influences on stream habitats and biota. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 53(1), 295-311
Rodrigues, V., Estrany, J., Ranzini, M., de Cicco, V.,Martín-Benito, J.M.T., Hedo, J. & Lucas-Borja, M. (2018). Effects of land use and seasonality on stream water quality in a small tropical catchment: The headwater of Córrego Água Limpa, São Paulo (Brazil), Science of
The Total Environment, 622-623, 1553-1561.
Statistiska centralbyrån. (2013) Markanvändning i Sverige, sjätte utgåvan. Örebro: Statistiska centralbyrån (SCB)
http://miljobarometern.malmo.se/content/docs/MI0803_2010A01B_BR_00_MI03BR1301.pd
f
Siegloch, A.E., Suriano, M., Spies, M. & Fonseca-Gessner, A. (2014). Effect of land use on mayfly assemblages structure in Neotropical headwater streams, Anais da Academia
Brasileira de Ciências, 86(4), 1735-1747. https://doi.org/10.1590/0001-3765201420130516
SFS 2015:406. Förordningen (2015:406) om stöd för landsbygdsutvecklingsåtgärder. Stockholm: Näringsdepartementet RSL
21
SFS 1979:429. Skogsvårdslag (1979:429). Stockholm: Näringsdepartementet RSL SMHI, (2019) Vattenföring,
https://www.smhi.se/kunskapsbanken/hydrologi/vattenforing-1.6705 Hämtad: 06 juni 2020
SMHI (2020a). Modelldata per område, https://vattenwebb.smhi.se/modelarea/ Hämtad: 20 april 2020.
SMHI (2020b) Data för delavrinningsområden – sötvatten,
https://www.smhi.se/data/hydrologi/vattenwebb/data-for-delavrinningsomraden-sotvatten-1.118236 Hämtad: 26 maj 2020
Wang, L., Lyons, J., Kanehl, P. & Gatti, R. (1997). Influences of Watershed Land use on Habitat Quality and Biotic Integrity in Wisconsin Streams. Fisheries, 22(6) 6-12
22
10 Bilagor
Bilaga 1.Vattendrags bottenfaunamätvärdens medelvärden mellan åren 2007–2011. Baserad på värden från SLU MVM Stationsnamn Antal Familjer Abundans Antal arter Simpsons D Anråsälven 29 387,9 80 0,9 Brostorpsån, Veinge-Öringe 28 256,8 67 0,9 Dammån 19 153,9 57 0,9 Fylleån, Tolarp 38 337,2 85 0,9 Gullspångsälven 33 478,5 90 0,9 Häradsbäcken 23 462,5 55 0,9 Helgaboån 26 484,0 60 0,9 Hovgårdsån Munkhättan 39 1126,2 81 0,9 Lommabäcken Nedre 13 363,3 40 0,8 Morån 43 2226,4 94 0,9 Mostorpsån, Mostorp 35 290,9 76 0,9 Pinnarpsbäcken 34 1273,6 79 0,9 Rolfsån, Gåsevadsholm 35 307,3 123 0,9 Saxån, Saxtorp 29 420,9 77 0,9
Sege å, Lilla Svedala 18 431,8 45 0,9
Silverån 32 654,1 73 0,9
Skärån Skäralid 32 635,8 72 0,8
Slissån, Brynestorp 31 185,8 79 0,9
Svedån Sved 26 377,8 71 0,9
Tolångaån Tolånga 33 1936,9 90 0,8
Trollbäcken, öster Nordala 31 4649,4 66 0,9
Välabäcken 25 744,6 69 0,8
Verkaån, Skepparp 30 614,6 85 0,9
Virån 33 1312,2 77 0,8
23
Bilaga 2.Vattendrags bottenfaunamätvärdens medelvärden mellan åren 2007–2011. Baserad på värden från SLU MVM
Stationsnamn ASPT-index EPT RA EPT TAXA MISA-index
Anråsälven 5,8 52,7 20,2 42,5 Brostorpsån, Veinge-Öringe 6,7 57,6 25,6 46,1 Dammån 6,2 14,4 12,2 22,5 Fylleån, Tolarp 6,4 37,2 27,6 66,3 Gullspångsälven 5,7 56,5 23,6 73,1 Häradsbäcken 6,4 45,6 16,0 20,1 Helgaboån 6,6 69,6 23,4 17,8 Hovgårdsån Munkhättan 6,4 38,7 24,4 54,9 Lommabäcken Nedre 5,9 47,2 6,4 18,7 Morån 6,2 48,1 27,2 56,1 Mostorpsån, Mostorp 6,3 55,7 25,8 54,7 Pinnarpsbäcken 6,7 63,1 29,6 44,2 Rolfsån, Gåsevadsholm 6,5 63,2 36,8 61,7 Saxån, Saxtorp 5,6 39,8 15,8 59,4
Sege å, Lilla Svedala 5,1 28,3 9,4 28,6
Silverån 6,5 76,4 25,6 39,6
Skärån Skäralid 6,2 35,0 21,8 45,5
Slissån, Brynestorp 6,7 61,6 28,0 54,5
Svedån Sved 6,5 69,1 20,4 27,2
Tolångaån Tolånga 5,8 39,1 21,4 65,2
Trollbäcken, öster Nordala 5,9 63,4 18,8 24,2
Välabäcken 4,9 48,9 10,6 51,1
Verkaån, Skepparp 6,4 39,8 23,8 42,8
Virån 5,9 51,5 26,2 62,3
24
Bilaga 3. Vattendrags vattenkemi och vattenförings medelvärden mellan åren 2007–2011. Baserad på värden från SLU MVM och SMHI vattenwebb.
Stationsnamn N (µg L-1) P (µg L-1) pH TOC (mg L-1) Alkalinitet (mekv L-1) Vattenföring (m³ s -1) Anråsälven 1192,0 73 7,0 11 0,34 0,9 Brostorpsån, Veinge-Öringe 1072,0 27 6,9 NA 0,16 1,8 Dammån 543,0 13 5,7 15 0,02 0,4 Fylleån, Tolarp 689,0 18 NA NA NA 7,8 Gullspångsälven 579,2 9 7,0 8 0,17 64,6 Häradsbäcken 1560,0 29 7,2 17 0,82 0,1 Helgaboån 729,0 17 6,3 16 0,15 0,2 Hovgårdsån Munkhättan 583,0 15 6,7 9 0,15 0,8 Lommabäcken Nedre 767,0 9 4,5 20 0,00 0,1 Morån 843,0 8 6,8 15 0,23 0,1 Mostorpsån, Mostorp 792,6 23 6,8 12 0,12 3,9 Pinnarpsbäcken 1031,8 21 7,3 12 0,46 0,4 Rolfsån, Gåsevadsholm 839,3 22 7,1 NA 0,22 15,6 Saxån, Saxtorp 5313,3 94 8,0 NA NA 2,1
Sege å, Lilla Svedala 5300,0 111 7,7 16 NA 1,4
Silverån 834,8 19 7,0 10 0,22 0,9
Skärån Skäralid 4670,0 41 7,5 10 0,79 0,7
Slissån, Brynestorp 933,6 29 6,9 12 0,16 2,3
Svedån Sved 564,6 15 6,9 10 0,16 0,6
Tolångaån Tolånga 5226,0 72 8,0 10 3,39 3,0
Trollbäcken, öster Nordala 701,0 19 5,9 11 0,03 0,1
Välabäcken 9936,0 114 7,9 NA NA 0,3
Verkaån, Skepparp 2312,0 47 7,8 9 2,50 1,7
Virån 720,0 11 6,9 15 0,33 4,4
25
Bilaga 4. Relationen mellan andelen jordbruksmark och andelen skogsmark. Svarta linjen är resultat av en linjär regression. Baserad på 25 sydsvenska vattendrag med värden från SMHI vattenwebb och data från institutionen av vatten och miljö, SLU.
