DiVa - Dikesrensningens effekter på vattenföring, vattenkemi och bottenfauna i skogsekosystem
Författare: Karin Hansen, Veronika Kronnäs, Therese Zetterberg, Margareta Setterberg1, Filip Moldan, Per
Pettersson2, John Munthe B2072
Februari 2013
1Limnia
2Sveaskog
Rapporten godkänd 2013-02-04
Björne Olsson, Enhetschef Naturresurser & Åtgärdsstrategier
Organisation
IVL Svenska Miljöinstitutet AB
Rapportsammanfattning
Projekttitel
Dikesrensningens effekter på Vattenekosystem - DiVa
Adress
Box 21060
100 31 Stockholm Anslagsgivare för projektet
Telefonnr
08-598 563 00 Sveaskog
Naturvårdsverket Skogsstyrelsen
Världsnaturfonden WWF SIVL
Rapportförfattare
Karin Hansen, Veronika Kronnäs, Therese Zetterberg, Margareta Setterberg, Filip Moldan, Per Pettersson, John Munthe
Rapporttitel och undertitel
DiVa - Dikesrensningens effekter på vattenföring, vattenkemi och bottenfauna i skogsekosystem
Sammanfattning
Stora arealer av Sveriges dikade skogsmark har diken som är eftersatta. Kunskapen om vilken effekt en dikesrensning har på ökad tillväxt samt dikenas vattenföring, vattenkvalité och bottenfauna är obefintlig.
DiVa projektet (Dikesrensningens effekter på vattenekosystem) sattes i verket för att belysa effekterna av dikesrensning och öka kunskapen och processförståelsen kring effekterna på bottenfauna och vattenkemi.
DiVa projektet har pågått sedan 2007 i två faser, 3 respektive 2 år. Två områden i Sverige valdes ut:
Fagerheden utanför Piteå i Norrbottens län och Unnaryd i Jönköpings län i södra Sverige. I varje
försöksområde utfördes dikesrensningen i två diken. Olika maskintyper användes i de två områden. Ett dike rensades med normala hänsynsåtgärder medan ett annat rensades under förhöjda hänsynsåtgärder. Ett dike lämnades orört som referens. Dikesrensningen med normal hänsyn innebar att en översilningsmark anlades nedströms den rensade sträckan, samt att nästan hela diket rensades, nerifrån och upp. Dikesrensningen med ökad hänsyn innebar, förutom översilningsmark nedströms dikena, även att mindre proppar och små slamfickor och/eller översilningsmarker längs diket skapades, samt att orensade partier lämnades. Efter mätningar i en inledande period på 1-2 år genomfördes dikesrensning och vattenkemin registrerades löpande under 1-2 år efter åtgärden, medan bottenfaunan inventerades på våren och hösten varje år.
Följande resultat har uppnåtts:
• Dikesrensningarna ledde initialt till extrema värden på grumlighet och suspenderat material, men de uppmätta halterna av suspenderat material och grumlighet återgick tämligen fort till normala nivåer.
Sedimentationen och slamavlagringen fortsatte dock genom hela perioden efter dikesrensningen.
• Även nedströms översilningsmarken vid det normaldikesrensade området i Unnaryd var grumlingen av vattnet mycket stor, vilket den inte var nedströms översilningsmarken vid det hänsynsfullt dikesrensade området. Grumlingen var dock betydligt lägre nedanför översilningsmarkerna än i de dikesrensade områdena.
• I det normaldikesrensade diket i Unnaryd täcktes bottnen fullständigt av tjocka lager slam under lång tid efter ingreppet. I det hänsynsfullt dikade området täcktes dikesbottnen först senare av slam, som troligen till att börja med fastnade i slamfickorna, men som på längre sikt spolades ut vid högflöden. Vid besiktning under hösten 2012 var slamavlagringen i det hänsynsfullt dikade området stor, med ett 1-5 dm tjockt slamlager. I Fagerheden var slamtäckningen inte lika omfattande.
• pH-värdena ökade efter dikesrensningen, men ökningen syntes inte längre andra året efter åtgärden.
• Läckaget av oorganiskt kväve och kalium ökade efter ingreppet, halterna flerdubblades i vissa fall. Den hänsynsfulla rensningen skyddade mot kväveläckage, men förvärrade utläckaget av kalium.
Fosforutlakningen ökade inte, utan minskade i Unnaryd, liksom halterna av organiskt material, järn och organiskt kväve.
• Kvicksilverhalterna var extrema de första dagarna av rensningen i Unnaryd, för att sedan återgå till det normala. Dock var de så pass höga under rensningen att de bidrog med 15 % av årsutlakningen (av både total- och metylkvicksilver) bara på en eller ett par dagar. I Fagerheden mättes inga förhöjda halter under dikesrensningen.
• Dikesrensningen gjordes i båda områdena under torra perioder, vilket orsakade att flödet inte påverkades särskilt mycket om ens något. I det normaldikesrensade området i Unnaryd ökade avrinningen med 10 mm i månaden efter ingreppet. Sänkningen innebar att diket transporterade bort 4000 m3 extra avrinning på en månad. Efter det var det ingen skillnad i avrinning jämfört med det ej dikesrensade området.
• I Unnaryd medförde slammet efter den normala dikesrensningen att all bottenfauna försvann. Den återkoloniserades sedan långsamt allt eftersom slammet minskade, men med en annan sammansättning än innan åtgärden, med fler samlare och mycket färre passiva filtrerare. I det hänsynsfullt dikade området i Unnaryd och i båda de rensade dikena i Fagerheden var effekten på bottenfaunan mindre.
Senare utspolning av organiskt material och slamlagring på botten i det hänsynsfullt dikade området i Unnaryd, som visuellt syntes i slutet av projektet, visar på att försöket inte var tillräckligt långt för att se en försenad effekt på bottenfaunan.
Sammanfattningsvis:
• Dikesrensning med normal hänsyn ledde i Unnaryd till stark grumling. Mycket slam frigjordes och täckte bottnen under lång tid, utrotade den mesta bottenfaunan och ändrade sammansättningen hos
bottenfaunan under hela den undersökta perioden. pH-värdet ökade, liksom läckaget av bland annat kvicksilver, kväve och kalium. Översilningsmarken hjälpte till att skydda nedströms vatten från den värsta grumligheten, men grumligheten var ändå mycket hög även nedströms den. I Fagerheden ledde rensningen med normal hänsyn inte till någon stor ökning av grumlighet och bottnen av diket täcktes aldrig helt av slam. Bottenfaunans sammansättning ändrades, pH-värdet ökade, liksom läckaget av kväve och kalium.
• Den hänsynsfulla rensningen ledde i Unnaryd till nästan lika hög grumlighet som i det normalt rensade diket, men nedströms översilningsmarken var värdena inte mycket förhöjda. Bottnen av diket nedströms rensningen täcktes aldrig helt av slam, som i det normalt dikesrensade diket efter rensningen, men slam transporterades från åtgärderna (som delvis förstördes med tiden) vid högflöden under lång tid efter rensningen och slam täckte stora delar av bottnen två år efter dikesrensningen, d.v.s. i längre tid än i dikena med normal hänsynsåtgärd. Bottenfaunans sammansättning förändrades, pH-värdet ökade, liksom utlakningen av kvicksilver och kalium. Kvicksilverläckaget ökade mindre än i det
normaldikesrensade diket, medan kaliumläckaget var större i det hänsynsfullt rensade området. Vid den hänsynsfulla rensningen i Fagerheden frigjordes mycket slam, som täckte dikets kanter, dock inte överallt. Bottenfaunans sammansättning ändrades, pH-värdet ökade, liksom läckaget av kalium. Även här var läckaget av kalium större än i det normalt rensade diket.
• I Unnaryd var alltså de omedelbara effekterna av den normala dikesrensningen störst, särskilt på bottenfaunan och slamtäckningen av dikets botten, men effekterna var stora och blev större med tiden även i det hänsynsfullt dikesrensade. I Fagerheden var effekterna på slamtransport och grumlighet snarast värre i det hänsynsfullt dikesrensade området. Båda de normala och de hänsynsfulla åtgärderna har i detta försök skapat mycket slam och sediment som slår ut bottenfaunan och förstör grusbottnarna.
Det vore angeläget att i ett nästa steg kontrollera generaliserbarheten av dessa resultat och att studera ekologiska effekter på naturliga vattendrag i ett landskapsperspektiv.
Nyckelord samt ev. anknytning till geografiskt område eller näringsgren
Dikesrensning, markavvattning i skog, vattenkemi, vattenföring, slamlagring, bottenfauna, rom
Bibliografiska uppgifter
IVL Rapport B2072
Rapporten beställs via
Hemsida: www.ivl.se, e-post: publicationservice@ivl.se, fax 08-598 563 90, eller via IVL, Box 21060, 100 31 Stockholm
Innehållsförteckning
Förord ...2
Sammanfattning ...3
Abstract ...6
1. Introduktion ...9
2. Syfte och mål ...9
2.1 Hypoteser och frågeställningar ...9
3. Dikning och skogsproduktion ... 10
3.1 Skogsdikningens historia i Sverige ... 11
3.2 Dikestyper ... 13
3.3 Dikesrensning ... 15
4. Miljökonsekvenser av markavvattning ... 16
5. Bottenfauna i små vattendrag i skogsekosystem ... 17
6. Material och metoder ... 20
6.1 Urval av försöksområdena ... 20
6.2 Beskrivning av försöksområden ... 21
6.3 Beskrivning av dikena ... 23
6.4 Genomförande av dikesrensning ... 25
6.5 Provinsamling och analys av vattenkemi ... 29
6.6 Turbiditet ... 32
6.7 Statistisk analys av vattenkemidata ... 33
6.8 Mätdammar och vattenföring ... 34
6.9 Bottenfauna provinsamling ... 37
6.10 Romöverlevnaden vid dikesrensning ... 38
7. Resultat ... 39
7.1 Visuell effekt av dikesrensningar samt turbiditet ... 39
7.2 Vattenkemi före och efter dikesrensning ... 42
7.3 Vattenföring före och efter dikesrensning ... 54
7.4 Ämnestransport ... 59
7.5 Bottenfauna före och efter dikesrensning ... 61
8. Diskussion och slutsatser ... 67
8.1 Diskussion av frågeställningar ... 67
8.2 Diskussion av hypoteser ... 68
8.3 Slutsatser ... 74
8.4 Fortsatta studier ... 75
9. Tackord ... 76
10. Referenser ... 77
Bilaga 1 Kartor ... 83
Bilaga 2 Analysmetoder ... 85
Bilaga 3 Vattenkemi data ... 86
Bilaga 4 Vattenkemi – figurer för övriga ämnen ... 99
Bilaga 5 Artlista bottenfauna ... 101
Bilaga 6 Experimentella studier av romöverlevnaden vid skoglig dikesrensning ... 105
Förord
Våren 2007 initierades projektet DiVa - Dikesrensningens effekter på vattenekosystem, i ett samarbete mellan Sveaskog, Naturvårdsverket, Skogsstyrelsen, Världsnaturfonden WWF och IVL Svenska Miljöinstitutet. En referensgrupp bildades bestående av Therese
Zetterberg, John Munthe och Filip Moldan (IVL Svenska Miljöinstitutet), Jonas Ölund och Per Petersson (Sveaskog), Lennart Henrikson (Världsnaturfonden WWF), Ann Wahlström (Naturvårdsverket) och Erik Ederlöf (Skogsstyrelsen). Fas 1 av projektet pågick till maj månad 2010 varefter det beslutades att förlänga projektet med ytterligare två år i en fas 2 till och med maj månad 2012. I fas 2 av DiVa deltog Sveaskog och IVL Svenska
Miljöinstitutet. En styrgrupp upprättades med Therese Zetterberg och John Munthe (IVL) och Marie Larsson-Stern och Roger Hällestrand (Sveaskog).
Två försöksområden har undersökts i projektet. Ett område ligger i norra Sverige i
Norrbottens län (Fagerheden) medan det andra området ligger i Jönköpings län (Unnaryd).
I varje försöksområde har dikesrensning utförts med normal och förhöjd hänsyn.
Resultaten från rensningarna har jämförts med data från ett orensat referensområde med liknande förutsättningar som de två rensade dikena. I alla tre diken har regelbundna mätningar av vattenkemin bestämts och bottenfauna har inventerats på våren och hösten.
I denna rapport redovisas DiVa projektet, fas 1och 2. Therese Zetterberg har varit
projektledare för DiVa-projektet från start och genom både fas 1 och 2. John Munthe och Filip Moldan har också deltagit i projektet från start och Filip Moldan har haft ansvar för utvärdering av mätdammar och vattenföring. Karin Hansen har stått för det överordnade arbetet med rapporten, medan Veronika Kronnäs har haft hand om databearbetning och utvärdering av vattenkemin. Per Pettersson har deltagit från Sveaskogs sida och har haft det övergripande ansvaret för urval av försöksområden samt genomförande av
dikesrensningen. Slutligen men inte minst, har Margareta Setterberg från Limnia provtagit bottenfauna, utvärderat resultaten och skrivit rapporten om dessa delar.
DiVa-projektet har resulterat i flera olika uppföljningar, exkursioner, presentationer på konferenser, seminarier och möten, och en hemsida (http://www.diva.ivl.se/).
Stockholm 2013-02-04
John Munthe Forskningschef
Sammanfattning
Stora arealer av Sveriges dikade skogsmark har diken som är eftersatta. Kunskapen om vilken effekt en dikesrensning har på ökad tillväxt samt dikenas vattenföring, vattenkvalité och bottenfauna är obefintlig. DiVa projektet (Dikesrensningens effekter på
vattenekosystem) sattes i verket för att belysa effekterna av dikesrensning och öka kunskapen och processförståelsen kring effekterna på bottenfauna och vattenkemi.
DiVa projektet har pågått sedan 2007 i två faser, 3 respektive 2 år. Två områden i Sverige valdes ut: Fagerheden utanför Piteå i Norrbottens län och Unnaryd i Jönköpings län i södra Sverige. I varje försöksområde utfördes dikesrensningen i två diken. Olika maskintyper användes i de två områden. Ett dike rensades med normala hänsynsåtgärder medan ett annat rensades under förhöjda hänsynsåtgärder. Ett dike lämnades orört som referens.
Dikesrensningen med normal hänsyn innebar att en översilningsmark anlades nedströms den rensade sträckan, samt att nästan hela diket rensades, nerifrån och upp.
Dikesrensningen med ökad hänsyn innebar, förutom översilningsmark nedströms dikena, även att mindre proppar och små slamfickor och/eller översilningsmarker längs diket skapades, samt att orensade partier lämnades. Efter mätningar i en inledande period på 1-2 år genomfördes dikesrensning och vattenkemin registrerades löpande under 1-2 år efter åtgärden, medan bottenfaunan inventerades på våren och hösten varje år.
Följande resultat har uppnåtts:
• Dikesrensningarna ledde initialt till extrema värden på grumlighet och suspenderat material, men de uppmätta halterna av suspenderat material och grumlighet återgick tämligen fort till normala nivåer. Sedimentationen och slamavlagringen fortsatte dock genom hela perioden efter dikesrensningen.
• Även nedströms översilningsmarken vid det normaldikesrensade området i Unnaryd var grumlingen av vattnet mycket stor, vilket den inte var nedströms
översilningsmarken vid det hänsynsfullt dikesrensade området. Grumlingen var dock betydligt lägre nedanför översilningsmarkerna än i de dikesrensade områdena.
• I det normaldikesrensade diket i Unnaryd täcktes bottnen fullständigt av tjocka lager slam under lång tid efter ingreppet. I det hänsynsfullt dikade området täcktes
dikesbottnen först senare av slam, som troligen till att börja med fastnade i
slamfickorna, men som på längre sikt spolades ut vid högflöden. Vid besiktning under hösten 2012 var slamavlagringen i det hänsynsfullt dikade området stor, med ett 1-5 dm tjockt slamlager. I Fagerheden var slamtäckningen inte lika omfattande.
• pH-värdena ökade efter dikesrensningen, men ökningen syntes inte längre andra året efter åtgärden.
• Läckaget av oorganiskt kväve och kalium ökade efter ingreppet, halterna flerdubblades i vissa fall. Den hänsynsfulla rensningen skyddade mot kväveläckage, men förvärrade
utläckaget av kalium. Fosforutlakningen ökade inte, utan minskade i Unnaryd, liksom halterna av organiskt material, järn och organiskt kväve.
• Kvicksilverhalterna var extrema de första dagarna av rensningen i Unnaryd, för att sedan återgå till det normala. Dock var de så pass höga under rensningen att de bidrog med 15 % av årsutlakningen (av både total- och metylkvicksilver) bara på en eller ett par dagar. I Fagerheden mättes inga förhöjda halter under dikesrensningen.
• Dikesrensningen gjordes i båda områdena under torra perioder, vilket orsakade att flödet inte påverkades särskilt mycket om ens något. I det normaldikesrensade området i Unnaryd ökade avrinningen med 10 mm i månaden efter ingreppet. Sänkningen innebar att diket transporterade bort 4000 m3 extra avrinning på en månad. Efter det var det ingen skillnad i avrinning jämfört med det ej dikesrensade området.
• I Unnaryd medförde slammet efter den normala dikesrensningen att all bottenfauna försvann. Den återkoloniserades sedan långsamt allt eftersom slammet minskade, men med en annan sammansättning än innan åtgärden, med fler samlare och mycket färre passiva filtrerare. I det hänsynsfullt dikade området i Unnaryd och i båda de rensade dikena i Fagerheden var effekten på bottenfaunan mindre. Senare utspolning av organiskt material och slamlagring på botten i det hänsynsfullt dikade området i Unnaryd, som visuellt syntes i slutet av projektet, visar på att försöket inte var tillräckligt långt för att se en försenad effekt på bottenfaunan.
Sammanfattningsvis:
• Dikesrensning med normal hänsyn ledde i Unnaryd till stark grumling. Mycket slam frigjordes och täckte bottnen under lång tid, utrotade den mesta bottenfaunan och ändrade sammansättningen hos bottenfaunan under hela den undersökta perioden. pH- värdet ökade, liksom läckaget av bland annat kvicksilver, kväve och kalium.
Översilningsmarken hjälpte till att skydda nedströms vatten från den värsta grumligheten, men grumligheten var ändå mycket hög även nedströms den. I Fagerheden ledde rensningen med normal hänsyn inte till någon stor ökning av grumlighet och bottnen av diket täcktes aldrig helt av slam. Bottenfaunans
sammansättning ändrades, pH-värdet ökade, liksom läckaget av kväve och kalium.
• Den hänsynsfulla rensningen ledde i Unnaryd till nästan lika hög grumlighet som i det normalt rensade diket, men nedströms översilningsmarken var värdena inte mycket förhöjda. Bottnen av diket nedströms rensningen täcktes aldrig helt av slam, som i det normalt dikesrensade diket efter rensningen, men slam transporterades från åtgärderna (som delvis förstördes med tiden) vid högflöden under lång tid efter rensningen och slam täckte stora delar av bottnen två år efter dikesrensningen, d.v.s. i längre tid än i dikena med normal hänsynsåtgärd. Bottenfaunans sammansättning förändrades, pH- värdet ökade, liksom utlakningen av kvicksilver och kalium. Kvicksilverläckaget ökade mindre än i det normaldikesrensade diket, medan kaliumläckaget var större i det hänsynsfullt rensade området. Vid den hänsynsfulla rensningen i Fagerheden frigjordes mycket slam, som täckte dikets kanter, dock inte överallt. Bottenfaunans
sammansättning ändrades, pH-värdet ökade, liksom läckaget av kalium. Även här var läckaget av kalium större än i det normalt rensade diket.
• I Unnaryd var alltså de omedelbara effekterna av den normala dikesrensningen störst, särskilt på bottenfaunan och slamtäckningen av dikets botten, men effekterna var stora och blev större med tiden även i det hänsynsfullt dikesrensade. I Fagerheden var
effekterna på slamtransport och grumlighet snarast värre i det hänsynsfullt dikesrensade området. Båda de normala och de hänsynsfulla åtgärderna har i detta försök skapat mycket slam och sediment som slår ut bottenfaunan och förstör grusbottnarna. Det vore angeläget att i ett nästa steg kontrollera generaliserbarheten av dessa resultat och att studera ekologiska effekter på naturliga vattendrag i ett landskapsperspektiv.
Abstract
Large areas of Sweden’s forests are ditched. Many of these are in need of ditch cleaning.
The effect of such ditch cleaning on increased growth, flow regime, water quality and loadings as well as on the benthic macro invertebrate populations is mostly unknown since few studies have been performed. The DiVa project – The effects of ditch cleaning on water ecosystems – was started in order to assess the environmental effects of ditch cleaning and increase the knowledge and the understanding of processes.
DiVa started 2007 and continued in two phases lasting 3 and 2 years, respectively. In two areas experiments were conducted: Fagerheden outside Piteå in Norrbottens county and Unnaryd in Jönköpings county in southern Sweden. In each area, ditch cleaning was carried out in two catchments. In one catchment the current ditches were cleaned according to normal practice while in the other catchment current ditches were cleaned with additional consideration to environmental effects including overland flow fields and sedimentation ponds. In yet another catchment, the current ditches were left untouched as a reference area.
Measurements were started 1-2 years before ditch cleaning. Water quality parameters were determined continuously, often with monthly intervals, from the start and until 1-2 years after the cleaning. Surveys of benthic macro invertebrate fauna were performed autumn and spring every year. The following results were obtained:
• The ditch cleaning led to a rather extreme turbidity and amount of suspended material moving downwards through the ditch, but these values went back to more normal levels rather soon. However, the sedimentation continued during the whole project period.
• The turbidity was affected despite included downstream created overland flow fields;
however, by far less than in the ditch cleaning area.
• In the ditches cleaned according to normal practice at Unnaryd the bottom of the ditches was totally covered by detritus which stayed long periods after the operation. In the ditches cleaned with additional environmental consideration the ditch bottom was covered in detritus, but not until much later. Most probably, detritus was first caught in the artificially created detritus ponds, but later flushed out with the spring flood or during other high flood periods. A visit back to Unnaryd in the autumn of 2012 showed that the sedimentation was large with a 1-5 dm thick bottom layer. At Fagerheden, the ditch bottoms were covered by less detritus.
• The pH increased after ditch cleaning but went back to normal the year after ditch cleaning.
• Inorganic nitrogen and potassium were leached after ditch cleaning and the concentrations were more than doubled in several cases. The ditches cleaned with additional consideration prevented nitrogen leaching but worsened leaching of
potassium. Leaching of phosphorous did not increase but decreased at Unnaryd together with the concentrations of organic material, iron and organic nitrogen.
• The mercury concentrations were extremely high the first couple of days after ditch cleaning at Unnaryd. Hereafter, the concentrations went back to normal. The high concentrations during these first days contributed 15% to the yearly leaching of
mercury in just a couple of days. At Fagerheden, no high concentrations were measured during the ditch cleaning; however, high values were registered in connection to a soil damage created when felling was performed around the ditches.
• The cleaning was performed in both areas during dry periods which led to little or no change in the flow regime of the catchments. In the ditch cleaned according to normal practice at Unnaryd the discharge increased by an average of 10 mm the first month after ditch cleaning. This increased flow equals 4000 m3 more runoff that the ditch transported in a month. After the first month no differences were noticed between the ditched and the reference catchments.
• At Unnaryd the increase in detritus following the ditch cleaning according to normal practice caused all benthic macro invertebrates to disappear. As the detritus slowly disappeared the invertebrates regained entrance to the ditch; however, the composition differed from before ditch cleaning. In the ditches cleaned with additional
consideration at Unnaryd and in both catchments at Fagerheden the effect on the macro invertebrates was less. A later outflow of detritus from the ditches cleaned with additional consideration as seen visually in the autumn of 2012 showed that the experiment did not run long enough to show possible effects on the benthic macro invertebrates.
In conclusion:
• Ditch cleaning according to normal practice at Unnaryd led to extreme turbidity. A lot of detritus were transported along the ditches and covered the bottom during a long time. It killed most of the benthic macro invertebrates and changed the composition of invertebrates when they regained access to the streams. pH increased as did the
leaching of potassium, nitrate and mercury. The artificial overland flow fields helped to protect downstream water but the turbidity was still too high downstream. At
Fagerheden, the ditch cleaning according to normal practice did not lead to high increase of turbidity and the bottom never got quite covered by detritus. However, the composition of benthic macro invertebrates did change along with an increase in pH and an increased leaching of potassium and nitrate.
• Ditch cleaning with additional consideration at Unnaryd almost led to likewise extreme turbidity values as in the ditches cleaned according to normal practice, but here the overland flow fields did help to protect downstream water from increased
sedimentation. The bottoms downstream of the cleaning were never covered completely by detritus as was the case for the ditches cleaned according to normal practice. Organic matter was however transported from the created sedimentation
ponds (which partly were destroyed over time) during later spring floods or during other high flood periods. Two years after cleaning, detritus covered large parts of the bottom. The composition of benthic macro invertebrates changed along with an increase in pH and an increased leaching of potassium and mercury. The leaching of potassium was larger than in the ditches cleaned according to normal practice while it was the other way around for the leaching of mercury. At Fagerheden, in ditches cleaned with additional consideration, detritus was released and to a large degree covered the edges of the ditches. The composition of benthic macro invertebrates changed, the pH increased as did leaching of potassium. Here, even the leaching of potassium was larger than in the ditches cleaned according to normal practice.
• At Unnaryd the initial effects of the ditch cleaning were largest for cleaning performed according to normal practice, especially for sedimentation to the bottom and to the survival of the benthic macro invertebrates, but the effects were large and became enlarged during the project time in the ditches cleaned with additional consideration. At Fagerheden, the effects on turbidity and flow out of detritus on the contrary were worse in the ditches cleaned with additional consideration. Both ditch cleaning with and without additional consideration led to high transport and sedimentation of organic material in this case study which destroyed the habitat for invertebrates. In a next step efforts could be made to test how generalizable the results are and study the ecological effects in natural water courses in a landscape perspective.
1. Introduktion
Markavvattning har utförts i Sverige sedan mitten av 1800-talet. Under 1930-talet fick dikesverksamheten ett rejält uppsving men numera har markavvattning i skogen i princip upphört. Totalt uppskattas det att mellan 1,5 och 2 miljoner ha torvmark dikats sedan 1850 för att om möjligt skapa produktiv skogsmark (Hånell, 2009). Markavvattningen förordas för att dränera överskottsvatten från skogsmarken och på så sätt syresätta trädens rötter och skapa ökad tillväxt i skogen.
Många av dikena som finns i skogslandskapet bedöms av skogsbruket vara eftersatta och dikesrensning kan möjligen behövas för att upprätthålla vattendräneringen. Det antas att dikena behöver rensas med jämna mellanrum för att upprätthålla den dränerande effekten och den ökade skogsproduktionen. Endast ett fåtal, finska, moderna vetenskapliga studier av rensningens effekter på produktionsnyttan har dock genomförts i praktiken.
I samband med dikesrensning har det uttryckts en oro för vilka miljökonsekvenser åtgärden kan få avseende t.ex. vattenflöde och vattenkvalitet. Det finns även frågetecken kring de ekologiska konsekvenserna som dikesrensning kan föra med sig framförallt på
bottenfaunasamhället. Den största faran är att grumlande material och läckage av närsalter och kvicksilver påverkar vattenmiljöer nedströms, så att fiskrom och bottendjur missgynnas eller helt slås ut. Enbart ett fåtal vetenskapliga studier av miljöpåverkan efter
dikesrensningar finns att tillgå.
2. Syfte och mål
I detta projekt har potentiella effekter av dikesrensning på vattenflöde och vattenkemi studerats i fält och bottenfaunan nedströms rensningen har övervakats i samband med rensningen. Syftena med projektet är att:
• beskriva effekterna av dikesrensning på ytvattnets kemi (närsalter, kvicksilver och suspenderat material) samt av hur bottenfaunasamhällena påverkas och återhämtas,
• öka kunskapen och processförståelsen kring de kortsiktiga (<1-2 år) effekterna på bottenfauna och vattenkemi,
• undersöka om det går att minska effekterna av dikningen genom olika hänsynsåtgärder och beskriva eventuella skillnader mellan normal dikesrensning och en mer hänsynsfull dikesrensning,
• bidra till en ökad kunskap om vidtagna skyddsåtgärders (slamfickor,
sedimentationsdammar och översilningsmarker) effektivitet med avseende på slamtransport, samt
• bidra till att uppdatera Sveaskogs rekommendationer för dikesrensning.
2.1 Hypoteser och frågeställningar
Följande frågeställningar har beaktats i projektet:
• Blir vattnet mindre surt efter dikesrensning?
• Ökar näringsläckaget efter dikesrensning?
• Ökar kvicksilverhalterna efter dikesrensning?
• Hur lång tid kvarstår effekterna på vattenkemin?
• Missgynnas bottenfaunan under och efter dikesrensning?
• Kan bottenfaunan återkolonisera diket igen?
Frågeställningarna beaktas i dikesrensningar utförda på två olika sätt (normal dikesrensning och hänsynsfull dikesrensning) och jämförs med ett referensdike som inte har rensats.
Frågeställningarna ledde till följande hypoteser:
• Genom sänkningen av vattennivån kommer grundvattennivån att befinna sig i jordlager med högre koncentrationer av baskatjoner som leder till att vattnet blir mindre surt efter dikesrensningen
• En sänkning av vattennivån i marken gynnar mineraliseringen och nedbrytningen av det organiska materialet och näringsläckaget ökar
• Dikesrensningen är en störning av marken som förorsakar en tillfällig ökning av kvicksilverhalten, framförallt metylkvicksilver, genom att vatten dräneras från ytliga marklager rika på organiskt material
• Dikesrensningen leder till ökad vattenföring i dikena
• Antalet taxa och individer påverkas av dikesrensningen eftersom åtgärden innebär en ökad partikeltransport och grumlighet nedströms
• Förhöjd hänsyn under dikesrensningen leder till minskad påverkan och lämnar möjligheter för bottenfaunan att återhämta sig snabbare
• En återhämtning av biologiska och kemiska effekter efter dikesrensning sker efter 1-2 år, med undantag för en ökad kvicksilvertransport där effekterna förväntas bestå under flera år
3. Dikning och skogsproduktion
Rädslan för en försumpning av skogsmarken var stor i början av 1900-talet och Lundberg (1914) skriver att ”stora vidder av vårt lands egentliga skogsmark ligga genom torvbildningar och försumpningar vattensjuka och improduktiva för skogsbruk. De försumpade och torvbundna markerna äro emellertid ej dömda till evig improduktivitet. Genom lämpliga åtgärder kunna de ofta ånyo göras
produktiva och efter avdikning lämna mark av yppersta värde för såväl åker- som skogsbruk”.
Åtgärder i skogen som syftar till att sänka grundvattennivån på fuktiga och blöta marker kallas gemensamt för markavvattning (Skogsstyrelsen, 2004). Då dräneras överskottsvatten från skogsmarken genom en mänskligt skapad fåra i marken. Tidigare kallades åtgärden för skogsdikning. Dikesrensning är en skogsvårdsåtgärd där gamla diken rensas ned till den gamla befintliga dikesbotten.
Markavvattning och dikesrensning menas vara lönsamma då arbetet kan bidra till en ökad skogsproduktion genom att man skapar ökad syretillgång till trädens rötter och tillväxten i
skogen kan öka. Endast ett fåtal moderna vetenskapliga studier av rensningens effekter på produktionsnyttan har dock genomförts i praxis. I Finland simulerade Hökkä och Salminen (2006) beståndsutvecklingen i talldominerad skog med och utan dikesrensning och fann att dikesrensningen motsvarade en produktionsökning på 20-30 m3sk per hektar under en 20- årsperiod (1-1,5 m3sk per hektar per år). Lauhanen m.fl. (1998) inrapporterade högre produktionsökningar på 1,6-1,9 m3sk per hektar. På bakgrund av dessa finska studier har Hånell (2009) beräknat produktionsökningen på svensk torvmark till 1-1,5 m3sk per hektar per år och den årliga produktionsökningen på all dikesrensat mark till 535 000 m3sk.
Till markavvattning räknas nydikning, skyddsdikning och dikesfördjupning. Länssstyrelsen utfärdar tillstånd för nydikning och dikesfördjupning med hänvisning till miljöbalken (11 kap. 13§). Numera förekommer nydikning och dikesfördjupning endast i undantagsfall i södra och mellersta Sverige eftersom det råder ett allmänt förbud mot markavvattning.
Dispens kan ges vid kompletterande dikningar i ett tidigare utdikat område. Skyddsdikning, som utförs i samband med föryngringsavverkning för att leda bort det överskottsvatten som bildas när trädens transpiration har upphört, är inte tillståndspliktig. Däremot måste åtgärden anmälas till Skogsstyrelsen minst sex veckor i förväg.
3.1 Skogsdikningens historia i Sverige
Skogsdikningen i Sverige fick ett uppsving i början av 1900-talet men förekom redan i slutet av 1800-talet. Första gången skogsdikning nämns i Kungliga Domänstyrelsens berättelser var 1873 (Lundberg, 1914) men skogsdikning i mindre skala hade redan ägt rum några år tidigare vid mellansvenska kronoparker och på några sydsvenska gods (Kardell, 2004) (Figur 1).
Lönsamheten var dålig och något större genomslag fick inte den tidiga skogsdikningen. Det var först en bit in på 1900-talet som intresset för skogsdikning ökade bland annat genom inrättandet av Skogsvårdsstyrelsen 1905. Dikesverksamheten var en stor verksamhet för Skogsvårdsstyrelserna och personalen deltog både i planeringen och betalade ut ett visst bidrag (Skogsstyrelsen, 2001). För att få till stånd en skogsproduktion på marker med otillfredsställande förhållanden tillkom 1927 särskilt stöd till dikningsverksamheten, vilket kompletterades 1930. Detta ledde till ett rejält uppsving i dikning under 1930-talet
(Skogsstyrelsen, 2001) (Figur 2). Under dessa nödår förekom även betydande
beredskapsarbeten, så kallade AK-arbeten, samt tillfälliga statliga skogsutdikningsanslag.
Sannolikt har de flesta dikningarna under 1930-talet skett med hjälp av statsbidrag.
Efter kriget minskade de statliga anslagen vilket ledde till en allmän nedgång i
verksamheten. Fram till och med 1970-talet var dikningsverksamheten relativt liten men steg kraftigt i och med att statsbidrag åter utgick (Figur 1). Under 1980-talet fick
miljöfrågorna ett stort genomslag och medförde att dikningen först blev samrådspliktig och sedan tillståndspliktig. Numera har markavvattningen i Sverige i princip upphört.
Figur 1. Skogsdikning i Sverige under mitten av 1800-talet. Foto från Skogshögskolans bildarkiv.
Figur 2. Utförda arealer markavvattning, dikesrensning och skyddsdikning i hektar från 1873 till nutid. Bilden kommer från Hånell (2009) och baserar sig på data från Skogsstatistisk Årsbok. T.o.m. 1982 redovisades km eller m dike, därefter redovisades markavvattningen i ha båtnadsareal. Dikeslängden är omräknat till ha genom att anta att det går 5 ha per km dikeslängd. Från och med 1992 anges inte utförda arealer markavvattning utan beviljade arealer vilket endast ger en grov uppskattning om den utförda markavvattningen.
Från början skedde all dikning med hjälp av spadar eller flåhackor. Under 1950-talet blev dikessprängning populärt men denna verksamhet försvann successivt i början av 1960-talet (Kardell, 2004). I takt med att tekniken utvecklades övergavs handgrävningen och ersattes istället med dikesplogar och grävmaskiner. Föremålen för dikesverksamheten har också varierat och inkluderar både frostförande myrar, lågmossar, sumpskogar, ljunghedar och torvmarker. En stor del av dagens skogsklädda diken var en gång naturliga små bäckar i skogen.
Totalt har cirka 1,5 miljoner hektar skogsmark, sannolikt mer, berörts av dikning vilket motsvarar 15 % av de skogliga våtmarkerna (Hånell, 1989; Hånell, 2009). De utförda dikningarna ledde inte alltid till förväntat resultat eftersom kunskaperna var dåliga och man valde fel objekt många gånger (Kardell, 2004). Någon samlad beräkning finns inte över hur stor tillväxtökningen har varit.
3.2 Dikestyper
Den ledande principen för skogsdikningen var att med ”minsta längd diken uppnå största torrläggande effekt” (Lundberg, 1914). Beroende på ändamålet gavs dikena olika namn. Så kallade avloppsgravar (huvuddiken) hade som syfte att fånga upp vattnen från hela sankmarken och avleda det till en plats där det ”utan olägenhet kan avlevereras”.
Avloppsgravarna placerades vinkelrätt mot höjdkurvorna i de lägst belägna
sankmarkspartierna (Figur 3a-b). Laggdiken hade istället till uppgift att avskära och fånga upp det vatten som tillfördes sankmarken i form av ytvatten, översilningsvatten eller via källflöden. Dikena placerades därför i kanten (eller laggen) på den mark som skulle dräneras (Figur 3c). Gaffeldiken eller fångdiken kallades kortare diken som syftade till att avgränsa och fånga upp vattnet från mindre försumpningar exempelvis ett kärrdråg intill en ravin (Figur 3d).
Tegdiken (eller sugdiken) användes för att i större omfattning genomskära torvtäcket i
”tegar” vilket skulle minska torvens vattenhållande förmåga och sänka grundvattennivån (Figur 3e). Till skillnad från avloppsgravarna lades sugdikena längs med sluttningen och utformades så att fallhöjden blev tillräcklig stor för att leda bort vattnet. Avståndet mellan sugdikena skiljde sig åt och kunde variera mellan 20 och 150 meter. Skyddsdiken skulle förhindra utbredningen av sankmarker åt sidorna och förlades efter de kanter där vattnet rann från sankmarken (i motsats till laggdiken som förlades där vattnet rann till
sankmarken). Denna form av skyddsdikning ska inte förväxlas med den skyddsdikning som sker i samband med en föryngringsavverkning (se avsnitt 3.1). Slutligen, stickdiken var en gemensam beteckning för alla smärre avskärningar som tappade vatten från sidan in i de egentliga dikena. Ofta användes en kombination av dikestyper för att få till stånd en lyckad markavvattning. I Figur 3f visas ett dikessystem bestående av en avloppsgrav i mitten till vilken fyra sugdiken är anslutna. Vid den högra kanten löper ett laggdike som mynnar ut i sugdikena.
a. Avloppsgravar (huvuddiken) b. Avloppsgravar i genomskärning
c. Laggdiken i genomskärning d. Gaffeldiken (fångdiken)
e. Tegdiken (sugdiken) f. Exempel på ett dikessystem
Figur 3. Olika typer av skogsdiken delvis omarbetade efter Lundberg (1914).
En annan typ av diken som oftast förekom i Norrland under 1900-talets början var
krondiken som var omfattande - minst 2 meter djupa med en spännvidd på minst 3 meter.
De grävdes genom offentligt finansierat arbete med staten eller "Kronan" som arbetsgivare för att minska arbetslösheten. Allt grävdes för hand och man sysselsatte många. Syftet med dikningen var att öka möjligheterna till jord- och skogsbruk i Norrland. Drygt ett sekel senare vittnar naturen fortfarande om dessa ingrepp (Figur 4).
Figur 4. Ett handgrävt krondike i Missenträsk, Västerbotten från 1929 (vänstra bilden) och hur diket (och pojken) ser ut drygt 70 år senare (högra bilden). Bilderna är hämtade från Naturvårdsverket (2001).
3.3 Dikesrensning
På sikt växer ett dike mer eller mindre igen, genom att material som rasar från kanterna, faller från träden eller förs med vattnet sedimenterar på botten. Växterna växer in i diket och vattenföringen minskar och dikets avvattnande funktion kan försämras. Vissa delar av dikessystemet kan dock underhålla sig själv med hjälp av vattnets flöde.
Det anses i dag att många befintliga diken i skogslandskapet är eftersatta. I en undersökning av skogsmark ansluten till Södra uppskattedes det att 34 % av dikena fungerade, 43 % var i behov av rensning och att 7 % inte borde rensas av naturvårdsskäl (Elm, 2008). Inom Sveaskogs skogsinnehav har cirka 9 % av produktionsmarken dikats, varav 14 % bedöms vara i behov av rensning (Hägglund, 2009). I Finland har Hökkä m.fl. (2000) undersökt vilka faktorer som har störst inflytande på när ett dike behöver dikesrensas och författarna fann att antalet år sedan dikningen utfördes var den viktigaste faktorn för om diket
behövde rensas. Lappalainen (2008) föreslog att dikena behöver rensas med 20-40 års mellanrum för att den ökade produktionen ska fortgå.
Skogsstyrelsen är tillsynsmyndighet för dikesrensning. Enligt miljöbalken (11 kap. 15§) krävs normalt inget tillstånd för dikesrensning förutsatt att dikets ursprungliga läge och djup bibehålls. Dikesrensning får alltså ske ner till gammal dikesbotten men diket får inte fördjupas eller vidgas. Undantaget gäller diken där ett nytt naturtillstånd har uppstått på grund av försumpning och igenväxning. För dessa krävs tillstånd för dikesrensning hos
Länsstyrelsen. Omfattande dikesrensningar kan även komma att beröras av Skogsstyrelsens samrådsplikt med hänvisning till miljöbalken (12 kap. 6§) över åtgärder i skogen som väsentligt kan ändra naturmiljön, allmänna hänsynsregler (2 kap. miljöbalken och 30 § skogsvårdslagen) samt risk för skada på fisk nedströms diket (11 kap. 15 § miljöbalken).
En växande efterfråga på skogsråvara och önskemål om att minska Sveriges oljeberoende har återigen lett till ett ökat intresse för produktionsfrågorna. För att höja eller bibehålla skogens tillväxt har dikesrensningen förts fram som en lämplig åtgärd, bland annat i ”Skog till nytta för alla” (Skogsutredningen, 2004), i Skogspropositionen ”En skogspolitik i takt med tiden” (Regeringskansliet, 2008) och i ”På väg mot ett oljefritt Sverige”
(Kommissionen mot oljeberoende, 2006).
Regelverket kring dikesrensning är otydligt och i skogspropositionen (Regeringskansliet, 2008) gav regeringen Skogsstyrelsen i uppdrag att tillsammans med Naturvårdsverket och länsstyrelserna ”tydliggöra tillämpningen av gällande regelverk samt att sprida information till skogsbruket om dikesrensning som en del i ett hållbart skogsbruk”. Ändringarna i skogsvårdslagen började gälla den 1 januari 2009.
4. Miljökonsekvenser av markavvattning
Målet med markavvattning i skogsekosystem är främst att avlägsna ett överskott av vatten i marken samt att leda bort överskottsvatten från området för att skapa fördelaktiga
förutsättningar för trädens växt (Tamm, 1974). När marken dikas kan det leda till sänkt grundvattennivån i dikets närhet och mängden vatten som lagras i marken minskar. Vad som kan räknas som dikets närhet och alltså hur stor minskningen av markens
vatteninnehåll blir, är beroende av markens textur och struktur (Ritzema och Braun, 1994).
Vid markavvattning i skogen har studier visat att medelgrundvattenståndet efter dikning, sänktes med 20 till 60 cm (Naturvårdsverket, 1987; Lundin, 1984; Bergquist m.fl., 1984).
Avvattningen ledde till en begränsad men oftast ökad avrinning på mellan 10-40%
(Naturvårdsverket; 1987; Lundin, 1994). Dikningen kan dock till synes ha en utjämnande effekt med minskade vattenföringstoppar och ökad lågvattenföring (Tamm, 1974;
Naturvårdsverket, 1987). De flesta försök har utförts efter dikning, medan det inte finns så mycket material om dikesrensningens effekt på vattenföringen. Koivusalo m.fl. (2008) citerar dock ett antal studier från Finland som inte har visat effekt på hydrologin i dikena efter dikesrensning. Dikesrensningar kan då sannolikt i många fall få mindre omfattande påverkan på vattenflödet än nydikning.
I samband med en eventuell ökad tillväxt efter dikning såväl som efter dikesrensning förväntas det att skogen kommer att lagra mer kol i den levande biomassan. Minkkinen m.fl. (2001) uppskattade bl.a. en ökning i kollagring efter dikning. Å andra sidan kan också konsekvensen av markavvattningen bli att torv bryts ner så att markens kolförråd minskar.
Dikning förväntas även påverka balansen av växthusgaser. En sänkning av vattenytan innebär att luftens syre kommer ner i markskikt som tidigare var syrefria, varvid produktionen av metan på sikt kan förväntas upphöra (Roulet et al., 1993).
Generellt ses tydliga tecken på att vattnet blir mindre surt efter både markavvattning och dikesrensning (Naturvårdsverket, 1987; Lundin, 1984; Manninen, 1998; Joensuu m.fl., 2002; Åström m.fl., 2001a; b). Ökningar på mellan 0,3 och 1 pH enheter redovisas. Som en följd av att organiskt material mineraliseras frigörs kväve efter dikning och dikesrensning och flera studier har visat ökade halter av oorganiskt kväve som ammonium och nitrat i vattnet efter åtgärden (Bergquist m.fl., 1984; Lundin, 1984; Manninen, 1998; Joensuu m.fl., 2002; Åström m.fl., 2004). I vissa fall har tvärtom inget hänt med det oorganiska kvävet efter dikning (Åström m.fl., 2002). Även totalkvävetransporten har ökat efter dikning respektive dikesrensning med upp till 4 gånger (Bergquist m.fl., 1984; Lundin, 1984;
Joensuu m.fl., 2002). Störst andel av diken i skogsmark finns i södra Sverige, vilket talar för att flest dikesrensningar kommer att äga rum just där. Det är även i dessa områden som depositionen av kväve till skogen är som störst och utlakningen av kväve från skogen till sjöar och vattendrag är mest förekommande.
I de södra områdena av Sverige finns också generellt mer kvicksilver inlagrat på grund av långvarig tillförsel från mänsklig verksamhet. Tidigare försök har visat att det finns
kopplingar mellan skogsbruk och ökade halter och transport av kvicksilver från skogsmark till nedströms liggande vatten (Munthe och Hultberg, 2004; Bishop m.fl., 2009).
Markavvattning och dikesrensning är skogsbruksåtgärder som stör marken och som potentiellt kan förorsaka en tillfällig ökning av kvicksilverhalten och transporten av kvicksilver. Detta har dock inte tidigare undersökts vetenskapligt och det saknas för närvarande underlag för en bedömning av effekten av dikning eller dikesrensning på kvicksilvertransporten.
Ett ökat utflöde av kvicksilver är ofta kopplad till en ökning i organiskt material som t.ex.
löst organiskt kol (DOC). Flera studier har visat detta samband (Grigal, 2002; Dittman m.fl., 2009; Eklöf m.fl., 2012). Under markavvattning och dikesrensning har studier visat att halten av DOC minskade efter åtgärden (Åström m.fl., 2004a;b; Joensuu m.fl., 2002;
Åström m.fl., 2004).
Slamtransporten till naturliga vattendrag betraktas som den största och mest dramatiska miljöpåverkan på vattenkvaliten vid markavvattning och dikesunderhåll. Humus och slam kan t.ex. transporteras långt nedströms vattendraget. Manninen (1998) visade att halterna av suspenderat material ökade efter dikesrensningen med mer än 20 gånger. Övriga studier har även observerad kraftigt ökade halter av suspenderat material efter dikesrensning (Joensuu m.fl., 2002; Nieminen m.fl., 2010). De högsta halterna av suspenderat material observerades under vårfloderna eller andra tillfällen med högt flöde. Ett flertal granskningar har funnit att den ökade slamtransporten påtagligt påverkar faunan nedströms för
dikesrensningen (bl.a. Ecke, 2009).
5. Bottenfauna i små vattendrag i skogsekosystem
Bottenfauna är bottenlevande akvatiska ”småkryp” som lever i eller på bottensubstratet i sjöar och vattendrag. Till bottenfauna räknas insekter, snäckor, kräftdjur, iglar och maskar.
De flesta insekterna är semiakvatiska, det vill säga de lever vissa delar av sin livscykel i vattnet och vissa delar som vingade insekter, exempelvis troll-, dag-, natt- och bäcksländor samt tvåvingar såsom mygg- och flugarter. En del skalbaggar har sitt ägg- och larvstadium på land för att sedan leva sitt adulta (vuxna) liv i vattnet, medan andra har sitt larvstadium i vattnet och den adulta delen av livscykeln på land. Många insekter har en fullständig livscykel såsom tvåvingar (Diptera), nattsländor (Trichoptera) och skalbaggar (Coleoptera) med fyra olika stadier som inleds som ägg och kläcks vidare till larv, som oftast är den längsta tiden i livscykeln. Därefter sker ett puppstadium där omvandling sker till adult vingad insekt (Solem, 2005; Nilsson, 2005; Smith, 2005). Andra insekter har en ofullständig omvandling utan puppstadium, men med två adultstadier (subimago och imago) som hos dagsländor (Engblom, 2005) medan exempelvis bäcksländor har ofullständig metamorfos med ägg-, larv- och ett adultstadium (Brittain, 2005). De olika djurgruppernas totala livslängd för larvstadiet varierar från några veckor hos vissa tvåvingar till tre år för vissa dag- bäck- och trollsländor (Wetzel, 2001). Vissa arter lever som larver ända upp till fyra år (Lillehammer, 1988).
De akvatiska bottendjuren brukar indelas i olika funktionella grupper baserat på vilket sätt de intar sin föda:
• Aktiva filtrerare filtrerar vattenmassan på små suspenderade partiklar, exempelvis småmusslor.
• Passiva filtrerare filtrerar suspenderade partiklar exempelvis genom speciella
fångstorgan, som knottlarver utvecklat, eller med hjälp av nät, som vissa nätbyggande nattsländelarver utnyttjar.
• Sönderdelare finfördelar och intar nedfallna löv, kvistar och annat dött organiskt material. Exempel på sönderdelare är vissa skalbaggar och nattsländelarver.
• Samlare äter småpartiklar av organiskt material som finns på olika substrat. Exempel på samlare är vissa dagsländelarver.
• Skrapare, exempelvis snäckor, skrapar påväxtalger och biofilm från olika substrat och växtdelar.
• Minerare suger växtsaft från levande växtdelar. Vissa skalbaggar och få nattsländelarver är minerare.
• Parasiter lever på och av andra djur. Vissa iglar och ett fåtal fjädermygglarver är parasiter.
• Predatorer är rovdjur, som iglar och trollsländor.
• Träborrare äter delar från nedfallna träd. Några få fjädermygglarver och några nattsländelarver lever på detta vis.
Insekter och andra ”småkryp” har anpassats för livet i strömmande vatten. Genom en platt kroppsbyggnad minskar vattenmotståndet och genom att hålla kroppen nära botten
undviks de starkaste strömmarna. Andra anpassningar är till exempel att djuren kan fästa i stenar och olika substrat med hjälp av krokar på bakkroppen, eller att ha strömlinjeformad kropp som minskar risken att dras med i strömmen. Vissa arter gräver ner sig i
bottensubstratet som skydd och är därmed beroende av en viss grussammansättning så att genomströmningen inte hindras (Hynes, 1970). Om substratstrukturen och vattenflödet förändras kan även artsammansättningen ändras då förutsättningarna för vissa djur med speciella anpassningar förändras.
I Sverige finns ca 2150 beskrivna akvatiska insektsarter som lever i sötvatten där den största gruppen är tvåvingar med ca 1330 arter, därefter följer skalbaggar med ca 370 beskrivna arter och nattsländor med ca 220 arter. Inom grupperna dag-, troll-, bäcksländor, skinnbaggar finns mellan 37 och 64 arter beskrivna, medan endast 5 arter inom säv-, nätsländor och fjärilar (med akvatiskt larvstadium) är beskrivna (Nilsson, 2005).
Vattendragets bottensubstrat, vattenflöde, tillförsel av organiskt material, förekomst av död ved och bottensubstratets variation avgör vilka funktionella grupper som kommer att finnas.
Biologiska samhällen utför en mängd olika funktioner såsom nedbrytning av organiskt material och cirkulation av näringsämnen. Genom att sönderdela, skrapa och på olika sätt inta föda bidrar de akvatiska småkrypen till att näringsämnen stannar upp i systemet och intas som föda. Insekterna i sin tur utgör föda för fågel och fisk vilket bidrar till att delar av näringskedjan förs tillbaka till den terrestra miljön och minskar bidraget av näringsämnen nedströms. Framför allt vingade insekter bidrar till en stor del av skogslevande småfåglars födotillgång. En japansk undersökning visar att akvatiska insekter utgjorde 26 % av skogslevande småfåglars årliga energibehov och för gärdsmyg under en halvårsperiod upp till 98 % (Nakano och Murakami, 2001).
Näringsretentionens effektivitet ökar ju mer naturligt vattendraget är, med stora variationer, där mycket sten och död ved i vattnet bidrar till att bromsa flödet och därmed möjliggöra upptaget av partiklar och organiskt material av det bottenlevande djurlivet (Wetzel, 2001).
Studier visar att ju högre diversitet ett samhälle har, desto högre produktion och desto högre var systemets effektivitet på att utnyttja näringsämnen. När mångfalden ökar, intensifieras konkurrensen om resurserna, speciellt konkurrensen om näringsämnen.
Effektiviteten av näringsretentionen i ett ekosystem blir maximerat när det mikrobiella samhället är mångformigt. När näringsämnen väl fångats upp, tas de genast upp och återcirkuleras. Naturliga strandzoner har högst diversitet och är mest komplexa bland terrestra habitat. De naturligt linjära ekosystemen hos rinnande vattensystem stärker betydelsen av strandzonen, som utgör en av de mest dynamiska delarna av landskapet och formar mosaiker av landformer, samhällen och miljöer. Dessa zoner spelar en viktig roll för funktionen av angränsande ekosystem.
Benämningen taxa används som samlingsnamn för arter, släkte och familjer, samt i vissa fall även för klass, då det ofta förekommer en mix av nivåerna. Antalet taxa är högre i lövskog än i barrskog. Förnan och det organiska materialet i barrskog är mer
svårnedbrytbart, vilket i sin tur påverkar tillgänglig mängd näringsämnen. Retentionen av näringsämnen försämras och förutsättningarna för akvatiska organismer försvåras. I lövskogsbäckar finns det gott om lättnedbrytbart organiskt material, som skapar bra möjligheter för en bredare näringskedja (Setterberg, 2010). Om största delen tillfört material är svårnedbrytbart, som i barrskogarna, kommer mycket humusämnen att
transporteras nedåt i systemet. Om närmiljön runt de små barrskogsbäckarna har ett större inslag av lövskog kan antalet funktionella grupper öka. Med lövskogsinblandning i den strandnära zonen ökar även mängden död ved i vattnet, vilket i sin tur ger fler mikrohabitat där näringsretention kan ske. Lövskogsinblandning kan alltså indirekt minska transporten
av humusämnen i barrskogsbäckar eftersom fler fickor och ojämnheter skapas där humusämnen stannar upp och lättare bryts ner av bakterier och insekter.
Utifrån artsammansättningen kan dikenas vattenkvalitet och naturvärden beskrivas.
Bottenfaunan kan ses som ett integrerat mått på tillståndet bakåt i tiden och som en spegel av dess omgivande landskap. En artfattig bottenfauna kan vara följden av mänsklig
påverkan eller miljöpåverkan såsom markavvattning, gödsling, försurning (både naturlig och antropogen), övergödning, förorening eller odling av en monokultur i vattendragets omgivning. En artrik bottenfauna indikerar däremot ett friskt och välfungerande
ekosystem.
Markavvattning kan ha konsekvenser för de existerande ekologiska samhällen i de lokala vattendragen som avvattnas eftersom pH ändrar sig och näringsläckaget och grumlingen ökar. Vid stora variationer i pH kommer endast försurningståliga arter att överleva då de försurningskänsliga arterna slås ut vid långvariga eller återkommande surstötar. Det samma gäller vid ett ökat näringsläckage där vissa arter gynnas och andra missgynnas. Grumling och sedimentation är oftast negativ för bottenfaunan (Rivinoja och Larsson, 2001).
Förändringarna kan leda till ökad stress på organismerna som ger sig utslag i ändrad födosök och andningsfrekvens samt ökad drift. Sedimentationen hindrar bl.a. skrapande arter att komma åt påväxtalger på substrat såsom stenar och växtdelar då de täcks av sediment samt att filtrerande arters fångstorgan eller nät täpps igen av material.
Sammantaget leder detta till minskad överlevnad och tillväxt och begränsar diversiteten och därmed de ekologiska funktionerna i vattendraget.
6. Material och metoder
6.1 Urval av försöksområdena
I samband med identifieringen av lämpliga försöksområden sammanställdes ett antal urvalskriterier för att säkerställa att både produktions-, miljö- och naturfrågorna beaktades.
En förutsättning i projektet var att dikena som valdes ut helst skulle vara vattenförande året runt för att undvika uttorkningseffekter som påverkade bottenfaunan. Det visade sig i efterskott vara svårt att finna. Dock torkade sällan hela diket ut, utan refuger skapades i sumpiga områden och under skuggiga partier där bottenfaunan kunde söka skydd i väntan på nästa regnepisod. Dessutom skulle bäckarna ha grus/stenbotten för bottenfaunans skull.
Dikena skulle vara i behov av dikesrensning och åtgärden skulle bedömas leda till en bibehållen eller ökad trädtillväxt. Det gällde att hitta områden med samma vattenkemi, skogstillstånd, träslagsblandningar, jordart, mineralogi, topografi, samma storlek på
avrinningsområdena och som inte hade blivit askade eller gödslade. Det var även viktigt att områden med höga naturvärden och där nya naturtillstånd hade uppstått inte rensades.
Möjligheterna att genomföra dikesrensning utan att det strider mot gällande lagar och FSC- normer har beaktats och ansvariga myndigheter (Skogsstyrelsen och Länsstyrelsen)
informerades om projektet. Områdena som valdes ut skulle även vara representativa för den dikesrensning som var typisk för området och spegla de naturgeografiska olikheterna.
Förutsättningarna att genomföra dikesrensningen enligt föreslagna metoder (normal och förhöjd hänsyn) värderades.
Urvalsprocessen genomfördes i flera steg, både på kontoret och ute i fält med hjälp av personal från Sveaskog, IVL Svenska Miljöinstitutet och Limnia. Som en del av
urvalsprocessen gjordes en okulär besiktning över vattenytans läge (<30 cm från markytan), igenväxning, vegetation och flöde. Vattenprov togs och analyserades för de flesta ämnen för att utesluta ev. askade eller kalkade områden. Dessutom gjordes en enklare
bottenfaunaundersökning (den 27:e september 2007 i södra Sverige och den 22:a oktober 2007 i norra Sverige) när urvalet hade begränsats till ett fåtal områden i norra och södra Sverige. Identifieringen skedde på artnivå men med en lägre provtagningspunktstäthet (sparkfrekvens) än vad som normalt används. Den föroreningskänsliga arten Nemurella pictetii påträffades i flera av vattendragen i södra Sverige. Arten är användbar som uppföljningsbar indikator efter dikesrensningen. Tack vare bottenfaunaundersökningen kunde lokalerna i respektive försöksområde slutgiltigt väljas.
Identifieringen av lämpliga försöksområden utifrån projektets mål och inriktning blev dock svårare än vad vi hade föreställt oss och pågick under hela sommaren och en lång bit in på hösten 2007. Processen drog ut på tiden eftersom det var svårt att finna områden som uppfyllde samtliga kriterier och var jämförbara. Exempelvis föll ett flertal försöksområden bort för att de inte visade sig vara i behov av dikesrensning eller att det existerade
körskador i området som förhindrade en kemisk och biologisk utvärdering. De initiala vattenproverna som togs avslöjade också att ett flertal av områdena hade varit föremål för våtmarkskalkningar vilket innebar att ytterligare objekt föll bort och vi fick starta om hela urvalsprocessen. Dessutom förhindrade stormen Per oss delvis från att aktivt arbeta med att hitta lämpliga områden.
Avsikten är att studera dikesrensningens effekter inom varje försöksområde snarare än skillnader/likheter mellan dem eftersom det geografiska avståndet innebär att områdena skiljer sig åt naturgeografiskt, vilket påverkar såväl bäckvattnets kemiska sammansättning såväl som de hydrologiska banorna.
6.2 Beskrivning av försöksområden
Fagerheden i Norrbottens län (BD) och Unnaryd i Jönköpings län (F) (Figur 5) valdes som försöksområden (Tabell 1).
Området i Jönköpings län ligger nordost om Unnaryd inom kronoparken Lunnarsbo, några mil sydväst om Jönköping, i norra delen av Gislaveds kommun. Området ligger intill riksväg 26 (Nissastigen) och inom skifte 2170414 Remmar-Lunnarsbo inom Nissans övre avrinningsområde och är cirka 100 hektar stort. Dikena som ingår i studien är lugnflytande med botten som består av findetritus med inslag av grus och stenar. Berggrunden i området utgörs mest av gnejs och jordarterna utgörs av näringsfattiga moräner och
isälvs/grusavlagringar. Jordmånen utgörs mestadels av podsoler och torv. Landskapet är kuperat och i sänkorna finns ofta myrmarker av mer näringsfattig karaktär.
Markanvändningen inom området består av skogsbruk. På en del av arealen är dikena smala
och är troligen handgrävda långt tillbaka innan moderna skogsbruksmaskiner infördes. En del av dem kan vara från en tidigare epok av slåtter. Trädslagssammansättningen utgörs mestadels av blandskogar av tall och gran med endast ett mindre inslag av löv, oftast björk.
Markvegetationen utgörs mestadels av blåbärs- och lingonris på de friskare markerna och starr på svagare torvmarker. Bäckarna mynnar ut i Svanån respektive Nissan.
Försöksområdet i Norrbottens län ligger tre mil väster om Piteå, två km söder om Fagerheden och sydväst om Roklidens Naturreservat. Området är cirka 250 hektar stort och befinner sig 250-290 meter över havet. Andelen myrmark är låg (cirka 5 %) och resten av området utgörs av moränmark (60 % frisk mark och 40 % fuktig mark). Bestånden utgörs huvudsakligen av ungskog/medelålders skog i åldrarna 26-65 år med en
undervegetation av typen lingon-blåbär. Uppgifter tyder på att den västra delen av området dikades omkring 1985 medan dikena på den östra sidan sannolikt är äldre. I anslutning till avrinningsområdena ligger ett naturreservat bestående av gammelskog. Bäckarna mynnar ut i Rokån, en å som sakta återhämtar sig från försurning. Provtagningslokalerna i
Norrbottens län är mer snabbflytande bäckar där bottenstrukturen innehåller mer grovgrus och stenar samt saknar findetritus.
Figur 5. Karta över de två försöksområden i södra Sverige (Unnaryd i Jönköpings län) och norra Sverige (Fagerheden i Norrbottens län). Fagerheden ligger 30 km väster om Piteå, med avrinningsområdena samlade kant i kant inom ca två km. Unnaryd ligger 30 km sydväst om Jönköping. I Unnaryd ligger diket där vatten- föringen mätts (F_dam) knappt fem km öster om de övriga (F_ref, F_nor och F_hän), som ligger kant i kant inom ca en km.
Tabell 1. Beskrivning av försöksområdena Unnaryd i Jönköpings län (F) och Fagerheden i Norrbottens län (BD). F_nor och BD_nor: Dikesrensning med normala hänsynsåtgärder; F_hän och BD_hän: Dikesrensning med förhöjda hänsynsåtgärder; F_ref och BD_ref: Referensdiken som inte rensades; F_dam och BD_dam:
Diken där dammar byggdes för flödesmätning – ingen rensning utfördes.
Referens
namn Län Lokalnamn Koordinater Dikat Dikes-
rensat Metod Avrinnings- områdets storlek (ha)
Mätningar Datum för dikesrensning
F_nor F Laggen 6389474/1378642 Ja Ja Normal
hänsyn 39,9 Vattenkemi
Bottenfauna 6-11 oktober 2009
F_hän F Getaråsmossen 1 6388567/1378725 Ja Ja Förhöjd
hänsyn 24,0 Vattenkemi
Bottenfauna 6-11 oktober 2009
F_ref F Getaråsmossen 3 6388628/1378384 Ja Nej - 17,1 Vattenkemi Bottenfauna
F_dam F Kanshestra 6389148/1383084 Ja Nej - 24,6 Flöde
BD_nor BD Fagerheden 2 7256510/1735880 Ja Ja Normal
hänsyn 67,2 Vattenkemi
Bottenfauna 17-27 augusti 2010
BD_hän BD Fagerheden 3 7256030/1737830 Ja Ja Förhöjd
hänsyn 84,5 Vattenkemi
Bottenfauna 17-27 augusti 2010
BD_ref BD Fagerheden 1 7256640/1735820 Ja Nej - 45,7 Vattenkemi Bottenfauna
BD_dam BD Fagerheden 4 7256785/1737135 Ja Nej - 57,7 Flöde
6.3 Beskrivning av dikena
I varje försöksområde ingår fyra små vattendrag med fyra mätstationer. Undersökning av vattenkemi och bottenfauna skedde vid tre av stationerna där det dikesrensades med normal hänsyn (nor), med förhöjd hänsyn (hän) eller inte alls och som fungerade som referens (ref) medan den fjärde stationen användes för vattenföringsbestämningar (dam) (Tabell 1). Kartor över dikesområdena ses i Bilaga 1.
Innan rensning var F_nor diket övervägande igenväxt. Diket passerade mestadels igenom fastmark men vissa sektioner bestod av torvmark och avrinningsområdet innehöll stora ytor utan träd som kan påverka hydrologin. Vattnet var inte grumligt, men starkt färgat.
Bottenstrukturen vid provtagningslokalerna för bottenfauna bestod av finsediment och fingrus men även fina partier med grövre grus och större stenar. Det organiska materialet bestod av fin- och grovdetritus men även förekomst av fin död ved. Inbäddningen av stenar var mindre än 5 %. Botten gav goda förutsättningar för bottenfauna, där stenar och grövre grus skapar mellanrum för skydd men även för nätbyggande nattsländelarver att fästa näten vid, samt för filtrerande knottlarver att fästa vid. Riklig förekomst av
