Flodpärlmusslans (Margaritifera margaritifera) effekt på öringens (Salmo trutta) rörelser, habitatval och tillväxt
The effect of the freshwater pearl mussel (Margaritifera margaritifera) on movement, habitat choice, and growth of brown trout (Salmo trutta)
Jenny Freitt
Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap Biologiprogrammet
Avancerad Nivå/ 30 hp Handledare: Martin Österling Examinator: Larry Greenberg Datum: 2016-04-27
Löpnummer: 16:04
1
Abstract
Fish are affected by various parasites, belonging to many different taxonomic groups. Parasites can affect the host’s physiology, morphology, and behaviour, which may have negative effects for the host. The critically endangered freshwater pearl mussel (Margaritifera margaritifera) lives parasitically as glochidia larvae on the gills of fish, and in Sweden this occurs mainly in the gills of brown trout (Salmo trutta). During their parasitic stage, which lasts for almost one year, the mussel grows up to four or five times their initial size. Previous studies have reported both negative and no effects of the parasite on the host fish. The aim of my study was to analyse the effect of the
freshwater pearl mussel parasitation on the brown trout’s movement, habitat choice, and growth in the stream Älgån in Arvika municipalty, Värmland. The results show that highly infected brown trout moved greater distances and had lower growth than less infected trout. There was no difference in habitat choice in terms of depth, velocity, or substrate between high or low infected trout. In summary, highly infected trout may have high energy costs, low growth, and poor competitive ability, which can have negative consequences for the mussel’s recruitment.
Sammanfattning
Fiskar kan drabbas av många olika parasiter tillhörande ett brett spektrum av organismgrupper.
Parasiter kan påverka värdens fysiologi, morfologi och beteende, vilket kan ha negativa effekter på värden. Den starkt hotade flodpärlmusslan (Margaritifera margaritifera) parasiterar under sitt tidiga liv som glochidielarver på fiskgälar, i Sverige främst på öringen (Salmo trutta). I tidigare studier har man sett såväl negativa som inga effekter av parasiteringen på värdfisken. Syftet med min studie var att undersöka effekten av musslans parasitering på öringens rörelse, habitatval och tillväxt i Älgån i Arvika kommun, Värmland. Resultaten visade att höginfekterad öring förflyttade sig längre sträckor och hade lägre tillväxt än låginfekterad öring. Det var ingen skillnad mellan hög- och låginfekterade öringars habitatval med avseende på djup, vattenhastighet eller substrat. Sammanfattningsvis kan höginfekterade öringar ha högre mortalitetsrisk än låginfekterade, lägre tillväxt och sämre
konkurrensförmåga, vilket kan ha negativa konsekvenser för musslans rekryteringsframgång.
2
Inledning
Parasiter och värdar lever under en ständigt pågående kapprustning orsakat av det ömsesidiga selektionstryck de utövar på varandra. Parasitism är en av de mest framgångsrika livsstrategier (Poulin & Morand 2000), vilket indikeras av att mer än hälften av alla organismer parasiterar på andra organismer (Morand 2014). Parasiter har generellt en högre evolutionär potential än sina värdar och ligger därför ofta före värden i den pågående kapprustningen (Greischar et al. 2007).
Parasiters evolutionära potential uttrycks främst genom faktorer som kortare generationstid, högre populationsstorlek, större spridningsförmåga och högre mutationsfrekvens (Poulin 2007; Greischar et al. 2007). Det ömsesidiga selektionstrycket mellan värdar och parasiter kan resultera i ett bättre försvar hos värden och leder ofta till en förändring i värdens morfologi, fysiologi, beteende eller ekologi (Santos & Santos 2013; Mc Elroy & de Buron 2014).
Akvatiska miljöer anses utgöra ideala förutsättningar för utvecklingen av parasitism på grund av den stabila fysikaliska- och spridningsgynnande miljön, samt långa födovävar som gynnar överföringen av parasiter mellan organismer (Barber et al. 2000). Fiskar har en central roll i akvatiska miljöer och är attraktiva värdar bland annat på grund av sin höga mobilitet (Barber et al. 2000). Parasiters effekter på fisk varierar och beror såväl på parasiteringsstrategi som på värdens respons. Beteendestudier av infekterade fiskar visar att en infektion kan resultera i en förändring av simaktivitet,
furageringsbeteende, habitatval, risktagande och reproduktions- och stimbeteenden (se Barber et al.
2000; Santos & Santos 2013; Horký et al. 2014). Som en konsekvens av detta kan fiskars predationskänslighet, tillväxt, konkurrenskraft och reproduktionsframgång påverkas av parasiteringen, vilket kan ha stor effekt på deras livshistoria (Barber et al., 2010).
Sötvattensfiskar kan drabbas av parasiter tillhörande olika organismgrupper såsom protister, myxozoer, band-, sug- och rundmaskar, kräftdjur, iglar, kvalster samt musslor (Scholz & Choudhury 2014). De flesta av dessa parasiterande organismgrupper har kortare generationstider, högre populationsstorlekar och högre mutationsfrekvens än sina värdar. Ett undantag är parasiterande musslor i gruppen Unionida, vilka ofta har mycket långa generationstider jämfört med sina värdfiskar.
Det är därför intressant att studera unionida musslors påverkan på sina värdfiskar och får ökat förståelse för bakomliggande evolutionära processer för detta undantag. Man tror dock att parasiten oberoende av värdens relativt korta generationstid ofta kan följa sin värd i utvecklingen då det oftast är parasiten som utgör den främsta och drivande faktorn i en parasit-värd-interaktion (Greischar et al. 2007). Eventuella effekter av generationstiden kan också döljas bakom andra viktiga faktorer som begränsar en arts evolutionspotential så som spridningsförmåga och mutationsfrekvens (Greischar et al. 2007).
En värd-parasit relation som har funnits i ca 60 miljoner år är den mellan flodpärlmussla (Margaritifera margaritifera) och öring (Salmo trutta) (Bauer 1997). Musslor tillhörande släktet Margaritifera är en av världens mest långlivade musselgrupper då de kan bli upp till 140 år (Bauer 1997). Flodpärlmusslorna har därmed mycket längre generationstider än sina värdfiskar. Bauer (1997) menar att deras långa gemensamma evolutionära historia har haft beständighet som en produkt av att två motsatta selektionstryck verkar på musslan. Dels tyder musslans passiva infekteringsstrategi och den antagligen lindriga påverkan på fisken på en anpassning till en pool inhemska laxartade fiskar; dels tyder den starka reduceringen av larvernas storlek på selektion för högst möjliga anpassningsgrad till värden (Bauer 1997).
3 Idag hotas flodpärlmusslan i stora delar av sitt naturliga utbredningsområde (Svensson et al. 2006) och anses vara en av de mest utrotningshotade sötvattensmusslorna i världen (Geist, 2010) vilket gör det ännu viktigare att öka kunskapen om deras komplexa livscykel. Parasiteringen sker under hösten, när miljoner mussellarver, sk. glochidier, släpps i vattenmassan och andas in av värdfisken (Geist 2010). Glochidierna kapslas in på fiskens gälar och utvecklas till små musslor under en period av tio till elva månader (Svensson et al. 2006). Under senvåren eller försommaren året därpå släpper de små musslorna från fiskens gälar och fortsätter sitt liv nedgrävda i bottensubstrat (Österling 2015).
Antalet larver som överlever på värdfisken och bidrar till en musselpopulation beror på många faktorer såsom fiskens ålder, immunitet och fiskpopulationens täthet (Bauer et al. 1987; Österling 2011, Tauebert & Geist 2013).
Några aspekter talar för att musslans påverkan på värdfisken endast är lindrig, såsom att laxfiskar kan förekomma i höga tätheter i musselvatten (Bauer 1997). Med det finns också studier som visar tydliga negativa effekter såsom försämrad simförmåga (Taeubert & Geist 2013), minskad aktivitet (Horky´et al. 2014) och nedsatt furageringsförmåga (Österling et al. 2014). Andra negativa effekter som diskuteras är att larvernas utveckling utgör en kostnad i form av energi och näringsämnen (Jansen et al. 2001) samt att fiskarnas andning försvåras eller försämras (Thomas et al. 2013; Kaiser 2005).
Effekten av en infektion varierar troligtvis mellan olika lokaler och individer på grund av lokala anpassningsmekanismer, naturligt urval i en specifik miljö, då det även finns studier som inte kunnat observera någon effekt (Treasurer et al. 2006). Man vet exempelvis att fiskarnas immunrespons på infektionen skiljer sig mellan olika arter av laxfiskar (Meyers et al. 1980). Infektionens intensitet är en faktor som påverkar effekten på öringen och den för parasiten optimala infektionsintensiteten kan skilja sig mellan olika lokaler på grund av lokal adaption (Greischar et al. 2007). Dock även om det finns indikationer på negativa effekter på öringen är dessa fortfarande relativt okända (Thomas et al.
2013) och det finns studier som ifrågasätter om flodpärlmusslans påverkan på fiskar enbart kan anses som negativ och som diskuterar en hypotetiskt positiv effekt (Ziuganov & Nezlin 1988; Geist 2010).
Detta är på grund av att flodpärlmusslan uppfyller en viktig funktion i lotiska ekosystem, särskild när de förekommer i stora tätheter (Strayer et al. 2004). Musslor bidrar till partikelomsättning,
sedimentblandning och syresättning samt tillgängliggörande av näringsämnen. Dessa aktiviteter gynnar andra bottenlevande organismer (Limm & Power 2011) men kan även skapa fördelaktiga habitat för flera av öringens livscykelstadier. Öringens ägg som övervintrar i gruset men också de nykläckta fiskynglen behöver tillgång till väl omspolade grusbottnar för att syresättas och musslan bidrar till att skapa dessa.
Hypotetiskt kan musselinfektionen påverka öringens rörelse, habitatval och tillväxt, vilka är viktiga faktorer för öringens överlevnad och framtida reproduktionsframgång. Fiskarnas rörelse anses vara en kritisk faktor för den rumsliga spridningen av musslorna och för att öka utbytet av genetiskt material (Elderkin et al. 2007; Schwalb et al. 2011). För musslan anses uppströmsspridningen av larverna vara en anledning till att musslan har ett parasitisk stadie (Watters 2001). En skiftning i fiskars habitatpreferens är en vanlig effekt av parasiteringen (se Moore 2002). För öringen skulle det kunna medföra nackdelar att byta habitat som exempelvis ger sämre tillgång till föda och försämrad förmåga att upptäcka och jaga bort inkräktare vid skiftning till ett mer komplext mikrohabitat (Toobaie & Grant 2013). En annan aspekt att undersöka är om fiskens tillväxt påverkas av parasiteringen, eftersom tillväxten är en kritisk faktor för fiskar då de behöver bygga upp sina
4 fettreserver inför vintern (se Huusko et al. 2007). Tidigare observationer om nedsatt
furageringsförmåga (Österling et al. 2014) och ökad vilometabolism (Kaiser 2005) indikerar att tillväxten kan påverkas negativt.
Syftet med min studie var att undersöka effekter på öringens rörelsemönster, habitatval och tillväxt.
Hypoteserna var (1) öring med hög infektionsgrad rör sig mindre i habitatet jämfört med en öring med låg infektionsgrad; (2)öring med hög infektionsgrad väljer i större utsträckning mikrohabitat med lägre exponering för starka strömmar och högre tillgång till skydd än öring med låg
infektionsgrad; och (3) öring med hög infektionsgrad har en lägre tillväxt jämfört med öring med låg infektionsgrad.
Material och metod
Studieområde
Älgån är ett fyra km långt vattendrag som ligger i Arvika kommun, Värmland. Ån avvattnar Älgsjön och mynnar i Glafsfjorden. Älgån rinner till största delen genom blandskog med högt inslag av al men vid vissa sträckor består marken omkring av uppodlade åkrar (Interregprojekt Astacus 2000 - 2007).
Ån är av omväxlande karaktär där lugnare, strömmande och forsande partier förekommer.
Studieområdet delades in i två delsträckor efter förekomst av musslor. En sträcka befinner sig längre uppströms i skogen och den andra längre nedströms i en mer bebyggt miljö (Fig. 1). Sträckan som ligger i skogen är ca 83 meter lång och i snitt 4,6 m bred. Delen längre nedströms är ungefär 129 meter lång och i snitt 5,07 meter bred.
Rörelse
Undersökningen utfördes mellan augusti och november 2013. Öringar elfiskades (LUGAB 600 V) den 15 augusti, 16 augusti, 20 augusti och 20 november, PIT-märktes, vägdes, längmättes och
musselinfektionsgraden uppskattades.
Infektionsgraden bedömdes i fält genom att försiktigt öppna gällocket på varje öring och bedöma infektionen med hjälp av en skonsam metod där man fotografera det yttre gälbladet och därefter beräknar antal
mussellarver per individ enligt metoden i Österling et al. 2014. Den femgradiga skalan utgick ifrån tidigare erfarenhet av hur maximalt antal
”infektionsgrupper” kan delas upp (Österling, personlig kommentar) vilket resulterade i följande indelning: grupp ett: larver saknas;
grupp två: 18 ± 15; Tre: 77 ± 25; Fyra:
Figur 1. Karta över geografisk beläggning av studieområdet i Arvika kommun, Värmland. Åns utlopp vid Älgåfloden/ Glafsfjorden är utpekat samt att
delsträckorna av studieområdet nedströms vid kyrkan (1) och uppströms i skogen (2) visas. Källa: Länsstyrelsens WebbGis för Värmland.
5 226 ± 24; Fem: 694 ± 188 larver per öring.
I analysen av rörelsedata ingick sammanlagt 33 fiskar med en medellängd på 11, 17 cm ± 3,24 SD.
Uppdelningen av de fem grupperna innehöll för få fiskar för att kunna göra statistiska
undersökningar mellan grupperna varför fiskarna grupperades i två grupper, låg- och höginfekterade fiskar (Österling et al. 2014). I den låginfekterade gruppen ingick alla individer som hade klassats som ett eller två och i gruppen höginfekterade ingick alla med infektionsgrad tre, fyra och fem (Österling et al. 2014). I anslutning till detta sattes öringarna ut på den plats där de hade fångats. På så sätt möjliggjordes studier av fiskarnas tillväxt och rörelser under studieperioden.
För att följa fiskarnas rörelsemönster och habitatval återbesöktes de två områdena även en gång i veckan fram till och med elfisket den 20 november. Vid dessa elva tillfällen pejlades märkta öringar med hjälp av en portabel PIT-antenn med tillhörande backpack reader (Oregon RFID). Pejlingen utfördes genom att svepa antennen över vattenytan och notera fiskens position i vattendraget.
Fiskarnas positioner markerades på en karta och öringens totala rörelse beräknades genom att summera avstånden mellan alla markeringar för varje fisk. Dessutom beräknades rörelser för alla individer som fisklängder per dag genom att dela totalrörelsen med fiskens längd och antal dagar mellan pejlingar. I analysen av rörelsedata ingick 33 fiskar. Fiskarna grupperades i två grupper, hög- och låginfekterade fiskar (Österling et al. 2014).
Habitat
För de två delsträckorna av vattendraget utfördes en översiktlig habitatkartering baserad på Havs- och vattenmyndighetens (HaV) fältmanual för biotopkartering av vattendrag (Handledning för miljöövervakning, biotopkartering- vattendrag, Version 1: 2003-06-17, Bilaga 1, Protokoll A Vattenbiotop). Habitatkarteringen utfördes under tre tillfällen: den 31/3, 8/4 och 10/4 2015. Båda delsträckorna delades in i ytterligare mindre delsträckor varje gång strömförhållandena ändrade sig märkbart. Variabler som bedömdes var bottensubstrat, vattenflöde (m/s) och djup (cm).
Bottensubstratet uppskattades genom visuell undersökning med hjälp av vattenkikare och storlekarna bedömdes enligt Wentworth skalan (Allan & Castillo 2007). Uppskattningen gjordes enligt protokoll där förekomst av varje substrattyp (grovdetritus, findetritus, lera, sand, grus, sten, block, häll) bedömdes som en etta, tvåa eller trea där ett betyder mindre än fem procent, två betyder fem till femtio procent och tre över femtio procent.
Enligt HaVs handledning skall främst strömförhållanden bedömas utifrån utseendet där turbulensen bedöms visuellt (HaV 2003). Bedömningar delas in i lugnflytande, svagt strömmande, strömmande och forsande. I min studie utfördes förutom dessa bedömningar också konkreta mätningar av vattenflödet som komplettering. Vattenflödet (m/s) och djup (cm) mättes med en elektrisk flödesmätare av modell 801 (Valeport Ltd., England) vid 60 % av djupet. I varje delsträcka mättes flödet vid semislumpmässigt utvalda punkter. Val av mätpunkterna följde inget förutbestämt mönster men påverkades i praktiken till viss del av den fysiska tillgängligheten. Ställen som provtagaren upplevde otillgänglig avseende den egna säkerheten i förhållande till strömhastighet och/eller substrat påverkade därmed urvalet. Antal mätningar skilde sig mellan de olika
delsträckorna beroende på sträckans bredd och längd. Som minst uppmättes hastigheten vid fyra olika ställen och som högst vid tio olika ställen.
Informationen användes sedan för att uppskatta de generella förhållandena för varje delsträcka av habitaten. Varje delsträcka erhöll på så sätt en dominerande substrattyp och ett medelvärde för djup
6 och vattnets hastighet. För att kunna testa hypotesen om att höginfekterade fiskar i högre
utsträckning väljer mikrohabitat med lägre exponering för höga strömmar samt högre tillgång till skydd mättes hastighet och djup vid varje position för varje fisk. Då noggrannheten på antennen är ± 50 cm på grund av antennens utformning mättes hastigheten vid flera ställen vid den ungefärliga positionen för att kunna beräkna ett medelvärde. Samtidigt bedömdes om fisken hade tillgång till skydd vid varje enstaka position inom ett område av 50 cm samt dominerande substrattyp. Som tillgång till skydd bedömdes alla strukturer under vatten som fisken kunde gömma sig vid, i eller under samt block (< 25 cm i diameter, enligt Wentworth 1922). Sedan jämfördes värdena från fiskarnas positioner med värdena för de generella förhållandena i varje habitat. För att ytterligare undersöka öringens habitatpreferens mellan hög- och låginfekterade fiskar och deras positionering i vattendraget mättes kortaste avståndet till kanten för varje individs positionsmarkering.
När jag utförde habitatkarteringen under mars/ april varierade flödet med 0,91 m3/s (mars) och 0,61 m3/s (april) (Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska Institut [SMHI] 2015).
Tillväxt
Fiskarnas specifika tillväxt (% /dag) beräknades som ett SGR- värde (specific growth rate) enligt:
SGR= 100 * (ln W2 – ln W1 / (t2 – t1)
där W1 är fiskens initialvikt (g) vid tidpunkt t1 (första mätningstillfälle i augusti 2013) och W2 är fiskens vikt vid tidpunkt t2 (slutvikt, 2013-11-20) (Ricker 1979). I tillväxtanalysen ingick 21 individer.
Dessutom beräknades fiskarnas konditionsfaktor enligt Fulton’s condition factor:
C= W/L3 *100
där W är vikt (g) och L är längd (mm) (Bolger & Connolly 1989). Konditionsfaktorn användes som ett mått på den individuella fiskens hälsa.
Dataanalys
All data testades för normalfördelning med Shapiro- Wilk’s test och för varianshomogenitet med Levene’s test. Rörelsedatan blev normalfördelad efter logtransformering varefter fiskarnas totalrörelse undersöktes i en univariat envägs Anova med fiskens längd som covariat. För att
undersöka om fiskens ålder, musselinfektionen eller en interaktion mellan dessa faktorer påverkade totalrörelsen användes fiskens längd i analysen som indikation på fiskens ålder. Motivet till valet av analys var att en tvåvägs Anova med fiskens längd som interagerande faktor gav en svagare statistisk styrka av testet än en envägs Anova (AICC= 87,366 mot 92,948). Residualerna för rörelsen mätt som fisklängder per dag var inte normalfördelad och testades därför med Mann- Whitney U-test.
På grund av att fiskarna pejlades vid olika tillfällen undersöktes om rörelsen påverkades av antal pejlingar. För att testa om antalet pejlingstillfällen påverkade de uppmätta rörelserna gjordes punktdiagram mellan den oberoende variabeln antal pejlingar och beroendevariablerna fiskarnas totalrörelse, längsta sträckan varje fisk hade rört sig samt simmade fisklängder per dag. Det fanns inget linjärt samband mellan antal pejlingar och dessa beroendevariabler (regressioner; p > 0.05) enligt en visuell inspektion av punktdiagrammen.
7 Öringars habitatval undersöktes i en Manova för hög- och låginfekterade fiskar. Tillgång till skydd undersöktes i en logistisk regression och val av bottensubstrat i en ordinal logistisk regression. Data för avståndet till strandkanten var normalfördelad efter kvadratrottransformering och undersöktes i en t-test. T- testet utfördes i MS Excel 2013.
För att undersöka om det fanns en skillnad i fiskarnas SGR- värde (specific growth rate) mellan hög- och låginfekterade fiskar utfördes en Mann-Whitney U-test då residualerna inte var normalfördelade.
Dessutom testades skillnaden i tillväxten mellan grupperna enbart för individer som bedömdes tillhöra åldersgruppen 1+. Åldersbedömning gjordes utgående från längdmätningarna och följde en åldersfördelning av öringungar från Kungsådran i Dalälven (Järvi et al. 1990 i Degerman & Sers 2001).
Alla individer med en längd upp till 74 mm bedömdes tillhöra 0+ gruppen (årsungar/ensomrig), alla med längder mellan 74 och 124 mm bedömdes vara 1+ (tvåsomrig) och alla med längder mellan 124 och 180 mm bedömdes vara 2+ (tresomrig).
För att undersöka om fiskarnas konditionsfaktor förändrade sig under studieperioden utfördes ett Wilcoxon- Signed- Rank test. Skillnader i konditionsfaktorn mellan hög- och låginfekterade fiskar både i början och i slutet av studieperioden undersöktes med Mann-Whitney U-tester.
Skillnader i längd, vikt, rörelse, habitat och tillväxt testades mellan öringarna från de två undersökta områdena. Det var ingen skillnad mellan områdena (Mann- Whitney U-Tests; P < 0,004), och fiskar från upp- och nedströmsområdena analyserades därför tillsammans.
Alla värden avser medelvärden och som variationsmått anges standardfelet (± SE). T-testet utfördes i MS Excel 2013, alla andra statistiska undersökningar utfördes i IBM SPSS Statistics, Version 22, 2013.
Resultat
Höginfekterade fiskar förflyttade sig över en signifikant längre sträcka än låginfekterade fiskar (ANOVA; F1,30= 5,18; P = 0,03; Fig.2). Fiskens längd hade ingen effekt på rörelsesträckan (P > 0,05).
Rörelse mätt som fisklängder visade att höginfekterade fiskar rörde sig fler fiskländer per dag (7,4 ± 2,2; n = 17) jämfört med låginfekterade fiskar (1,8 ± 0,4; n = 16).
8
Figur 2. Låg (n= 16) - och höginfekterade (n= 17) öringars totalrörelse enligt deras pejlade positioner under hösten 2013 i Älgån, Arvika kommun, Värmland (medelvärden ± SE).
Höginfekterade öringar befann sig i en vattenhastighet av 0,38 m/s ± 0,04 (n= 22) och ett djup av 35,8 cm ± 2,86 (n = 22) jämfört med låginfekterade öringar som befann sig i en vattenhastighet av 0,37 m/s ± 0,058; (n = 17) och vid ett djup av 35,1 cm ± 3 (n = 17). Det var ingen signifikant skillnad i vattenhastighet och djup mellan låg- och höginfekterad öring (MANOVA; F2,36= 0,01, P = 0,9, Wilk’s Λ= 0,999; partial η2= 0,001). Öringarnas habitatval undersöktes dessutom med avseende på substrat.
Sannolikheten att öringarna befann sig vid minde substratstorlekar än block (sten, grus, sand och lera) var 0,646 (95% k.i.; 0,168 mot 2,491), men det var ingen statistiskt signifikant skillnad för detta substratval (Ordinal Logistisk Regression; x21= 0,4, P = 0,5). En logistisk regression visade en trend mot att en större andel av höginfekterade fiskar befann sig vid ett skydd än låginfekterade öringar (x2
1= 3,33, P = 0,068; Fig. 3). Det var ingen skillnad i avstånd till strandkanten mellan höginfekterade (115,2 cm ± 16,9) och låginfekterade öringar (100,2 cm ± 13,1) (T-test; t36 = 1,68, P = 0,5).
Figur 3. Andelen hög- (n= 9) och låginfekterad (n= 13) öring som bedömdes ha inte tillgång till skydd (nej) respektive tillgång (ja) under hösten 2013 i Älgån, Arvika kommun, Värmland.
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
höginfekterad låginfekterad
Totalrörelse (m)
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
nej ja nej ja
höginfekterad låginfekterad Andel fiskar med tillgång till skydd (nej) resp. inte (ja)
9 Höginfekterade öringar hade en signifikant lägre specifik tillväxt än låginfekterade öringar (Mann – Whitney U-test; Z = -3,01, P = 0,003; Fig.4). Jämförelsen med enbart 1+ individer visade också att höginfekterade öringar hade en signifikant lägre tillväxt än låginfekterade öringar (Mann - Whitney U-Test; Z = -2,7, P = 0,004).
Nästan alla individer (15 av 18) hade en konditionsfaktor omkring ett i augusti. Konditionsfaktorn minskade med -0,11 ± 0,07 (n = 9) för höginfekterade fiskar och med -0,16 ± 0,03 (n = 12) för låginfekterade fiskar. Inom grupperna skilde sig konditionsfaktorn signifikant mellan tidigt och sent i säsongen (Wilcoxon Signed Rank Test, Related samples: Z = -3,059, P = 0,002 (fig. 5) respektive Z = - 2,1, P = 0,036). Det var dock ingen skillnad i konditionsfaktor mellan hög- och låginfekterade fiskar tidigt (Mann – Whitney U-test; Z = 0, P = 1,0) eller sent på säsongen (Mann – Whitney U-test; Z = - 0,426, P = 0,67; Fig. 5).
Figur 4. Höginfekterade öringar hade en signifikant lägre specifik tillväxt (SGR; % per dag ± SE) (0,008 ± 0,006 g/dag, n = 12) än låginfekterade öringar (0,05 ± 0,01 g/dag, n = 9) (medelvärden ± SE) från Älgån i Arvika kommun, Värmland.
Figur 5. Konditionsfaktor [vikt (g)/längd(cm) 3 *100] för hög- (n=12) och låginfekterade (n=9) öringar tidigt (augusti) samt sent (november) under höstsäsongen 2013 (medelvärden ± SE).
0 1 2 3 4 5 6 7
höginfekterad låginfekterad
Specifik tillväxt (%/dag)
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2
tidigt sent tidigt sent
höginfekterad låginfekterad
Konditionsfaktor
10
Diskussion
Min studie visade på att höginfekterade öringar förflyttade sig längre sträckor än låginfekterade, vilket motsäger min hypotes. Utfallet i min studie står i kontrast till Horký et al. (2014), vilka undersökte en annan musselart och fann en minskad aktivitet hos infekterade fiskar som en trolig kompensationsåtgärd för den metaboliska kostnaden som infektionen medför. För öringen, där parasiteringen varar i nästan ett år kan en minskning av aktiviteten under hela parasiteringsperioden medföra stora nackdelar om inte fisken hittar ett ställe där födotillgången är stor. Vanligtvis föredrar öringen en kostnadseffektiv sitt-and-wait strategi där en specifik position (focal point) bibehålls (oftast i lägre strömhastigheter) tills ett förbiflytande byte upptäcks och ett fångstförsök utförs (Österling et al. 2014).
I naturen är tillgången på föda dock sällan konstanta (Ellis & Gowing 1957) och en minskad aktivitet kan leda till att fisken får sämre tillgång till föda. Det kan därför vara så att ökad aktivitet är en bättre strategi för höginfekterad öring, vilket indikeras av att infekterade fiskar också visat sig vara mer riskbenägna än icke-infekterade fiskar på grund av den energikostnad som parasiten utgör (Krkosek et al. 2011). Vidare är konkurrenstrycket troligtvis högre vid platser där födotillgången är stor vilket innebär att fisken skulle behöva lägga mer energi på konkurrens. Den observerade högre
förflyttningen av höginfekterade fiskar i min studie kan därför även tyda på sämre
konkurrensförmåga hos dem. En indikation på detta utgörs av studier där höginfekterade fiskar hade en lägre högsta simhastighet (Taeubert & Geist, 2013) respektive lägre fångsthastighet (Österling et al., 2014), än icke-infekterade fiskar. Slutligen kan den större förflyttningen hos höginfekterade öringar potentiellt orsaka en ökad predationsrisk. Den negativa effekten kan vara relativt stor under höstperioden då laxfiskar vanligtvis minskar sin aktivitet för att minska energiförbrukning samt predationsrisk, vilken ökar med lägre vattentemperaturer (Brown et al. 2011).
En ökad förflyttning av infekterade fiskar kan vara en tänkbar fördel för musslan när den sker under våren, den för spridningen viktigaste tiden där musslorna lossnar från gälarna. Beteendet i min studie observerades under hösten men det är det möjligt att fiskarna bibehöll beteendet även under våren året därpå. Därför vore det av stort intresse att undersöka öringens rörelsemönster även under våren. Metoden som används för att uppskatta fiskarnas rörelsemönster lämnar dock utrymme för felkällor som kan ha påverkat utfallet. Exempelvis är det okänt hur långt fisken rört sig mellan mätningstillfällena och avståndet kan därför vara underskattat.
Då höginfekterade fiskar hade en lägre tillväxt än låginfekterade är en negativ effekt av infektionen sannolik. Tillväxten regleras av abiotiska och biotiska faktorer som påverkar födointag och
ämnesomsättning (Persson et al. 2001). De tre viktigaste faktorerna anses vara födointag,
temperatur och fiskens storlek (Elliot 1994). Försämrat födointag redan vid låg infektionsgrad (25,1 ± 5,7 glochidier per g fisk) (Österling et al. 2014) och ökad vilometabolism (Kaiser 2005) kan vara möjliga orsaker för utfallet. Min tillväxtstudie pågick i ca 12 – 16 veckor och är jämförbar med Treasurer et al. (2006), som visade att tillväxten mellan infekterade och icke-infekterade laxfiskar skilde sig åt 15 veckor efter infektionen men inte efter 6 - 10 veckor eller efter 6 - 9 månader. Därför är det möjligt att en negativ effekt på fisken begränsas till en viss period där antalet glochidier fortfarande är högt samtidigt som andra faktorer samverkar. Thomas et al. (2013) observerade att effekten i form av svullna gälfilament verkade nå ett topp en månad efter infektionen för att sedan avta, antagligen som en immunrespons av fisken. Däremot kunde Thomas et al. (2013) inte påvisa
11 någon effekt av glochidieinfektionen på fiskarnas basala metabolism. Det tog dock längre tid för infekterade fiskar att nå vilometabolismen efter påverkan av stress jämfört med icke- infekterade fiskar.
Förändrade temperaturer under hösten i kombination med relativt hög glochidieinfektion kan utgöra en ökad stress och utgöra en respiratorisk börda. Gälarna är effektiva värmeväxlare (Elliot 1981) och om ytan som är tillgänglig för denna funktion minskar på grund av inkapslade glochidier kan öringens förmåga att anpassa kroppstemperaturen till vattnets temperatur minska. En försämrad
värmereglering kan orsaka en ökad värmestress och påverka fiskars bioenergetiska processer.
En förklaring för lägre tillväxt av höginfekterade fiskar kan även vara den ökade rörelsen. Aktivitet reducerar mängden överskottsenergi som fiskar kan investera i tillväxt (Persson et al. 2011). Man vet dessutom att infektioner kan öka metaboliska kostnader för fiskars rörelse (se Barber et al. 2000).
Detta kan vara ytterligare en faktor till att glochidierna orsakar en energetisk kostnad för värdfisken och resultera i en reducerad tillväxt.
Metoden för att beräkna fiskarnas tillväxt i termer av vikt (g) kan dock ha varit missledande, speciellt när fiskar med stora storleksskillnader jämförs (Elliot 1994) då alla variabler som ingår i en
energibudget påverkas av fiskens storlek. Här jämfördes tillväxten för fiskar så små som 6,2 cm (längd) och så stor som 17 cm med varandra. En jämförelse av tillväxten mellan enbart 1+ fiskar som ligger inom en smalare storleksintervall visade dock också att låginfekterade fiskar hade signifikant högre tillväxt än höginfekterade. Därför antas att fiskarnas storlek inte ha påverkat utfallet, och skillnaden i infektionsgraden är därför en mer sannolik förklaring.
Såväl hög- som låginfekterade fiskar hade sämre kondition i slutet av höstsäsongen än i början. Dålig kondition är ofta ett resultat av låg tillväxt (Ellis & Gowing 1957) vilket förmodligen hänger ihop med minskade födotillgånger under hösten. Intressant är att konditionsfaktorn inte skilde sig varken tidigt eller sent mellan grupperna. Det kan tyda på att musslans negativa påverkan på fisken enbart är lindrig vilket har föreslagits tidigare (Thomas et al. 2013). Tidpunkten för att undersöka effekten av glochidieinfektionen är dock troligtvis av stor betydelse, då den förmodade energetiska kostnaden kan vara störst strax innan musslorna lossnar vilket en studie av Crane et al. (2011) observerade. När samma författare däremot undersökte en annan musselart var fiskarnas ventilationshastigheter förhöjd under hela parasiteringsperioden vilket tyder på att effekterna av musselpartasiteringen varierar starkt mellan olika mussel- och fiskarter. Effekterna beror förmodligen på hur mycket musslorna växer samt varaktigheten av parasiteringen. Flodpärlmusslornas larver är bland de minsta inom ordningen Unionoidea och visar betydlig tillväxt under parasiteringen jämfört med andra arter där glochidierna är större och inte växer under parasiteringen (Bauer 1997). Vid slutet av
parasitstadiet har musslorna vuxit upp till fyra till fem gånger av sin initiala storlek (Bauer 2001) vilket vid hög infektionsgrad kan tänkas ha negativa effekter på värdfisken. Speciellt då öringen ofta är i dålig kondition efter vinterperioden (Ellis & Gowing 1957). Det vore därför intressant att undersöka fiskarnas beteende och tillväxt under våren.
Barber et al. (2000) sammanfattar ett vitt spektrum av skillnader i parasitdrabbade fiskars fördelning såsom val av djup, position i vattenmassan, undvikande av strömmar och tillgång till skydd.
Bandmaskinfekterade karpfiskar fördelade sig till exempel i grundare vatten under hösten jämfört med icke infekterade fiskar som förflyttade sig till djupare partier (Bean & Winfield 1989). I min studie kunde dock ingen skillnad i vattenhastighet, djup och substrattyp observeras, även om dessa
12 variabler stämmer bra överens med öringens generella habitatpreferenser (Heggennes & Saltveit 1990). Fiskarnas fördelning i vattendraget visade däremot tydliga ”hotspots” där
habitatförhållandena antagligen var som bäst.
Till skillnad från min studie var höginfekterad färna (Squalius cephalus) placerade på längre avstånd till strandkantens förmodade skydd än låginfekterade, även om orsakerna inte är klargjorda (Horký et al. 2014). Det var dock en trend mot att låginfekterade fiskar oftare befann sig på platser med tillgång till skydd, även om skillnaden inte var signifikant. Detta motsäger min hypotes eftersom jag antog att höginfekterade fiskar i större utsträckning skulle befinna sig vid platser med bättre skydd. Tillgång till skydd anses dock viktigt för fiskar generellt, och det observerade utfallet kan vara ett resultat av att höginfekterade fiskar är underlägsna vid konkurrens om attraktiva ståndplatser. Det kan också vara ett resultat av individuell variation av dominans och inte av infektionsgraden. Oklart är också om infektionen påverkar dominans eller djärvhet i det här fallet även om en studie visar att
infektionsgrad inte hade någon effekt på etablering av dominans (Petersson, opubl). Fiskens ålder tros inte ha påverkat resultatet då ingen effekt av ålder (eller fiskens längd) kunde påvisas varken för rörelsemönster, tillväxt eller habitatval.
Felkällor i samband med att habitatkarteringen utfördes två år senare än datainsamlingen kan ha påverkat resultatet. En jämförelse av vattenflödet enligt SMHI’s databas visade att vattenflödet varierade mellan 0,26 m3/s (augusti) och 0,86 m3/s (november) under 2013 (Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska Institut [SMHI] 2015). Flödet började öka i mitten av oktober. Flödet var därmed antagligen något lägre under 2013 än vid habitatkarteringen och resultaten för djup och hastighets preferenser kan vara felaktiga. Den dominerande substrattypen tros dock inte ha förändrats sedan dess då inga ovanlig höga flöden noterades som skulle krävas för att flytta på stora block.
Konklusion
Sammanfattningsvis visade studierna att höginfekterade öringar rörde sig längre sträckor och hade lägre tillväxt än låginfekterade öringar, samt att det var en trend mot att höginfekterade öringar befann sig längre ifrån skydd än låginfekterade öringar. Detta indikerar att infektion av
flodpärlmusslans larver påverkar öringen negativt, med en eventuellt lägre överlevnad och fitness som följd. Speciellt kan den lägre tillväxten hos höginfekterade öringar leda till sämre överlevnad under extrema vinterförhållanden där öringen är beroende av stora fettreserver. Om en hög
infektionsgrad leder till lägre tillväxt och överlevnad kan den höga infektionen bidra till en försämrad musselrekrytering. Detta bör tas hänsyn till med avseende på att ett klimat i förändring kommer att öka extrema väderförhållandena i framtiden.
I livskraftiga populationer skulle en sämre överlevnad av höginfekterade öringar kunna leda till en selektion mot höga infektionshalter och en stabilisering mot en optimal infektionsgrad. Antagligen skiljer sig den för parasiten optimala infektionsintensiteten dock på lokal nivå och därmed också effekten på fisken. Det tillkommer att öringpopulationer inte förekommer överallt i livskraftiga populationer och är till och med hotad på vissa lokaler. Bevarandearbetet måste därför utgå utifrån de lokala förhållandena.
Vid lokaler där både musslor och fisk är hotade behöver man öka kunskapen om musselparasiternas effekter på fisken. Detta för att kunna designa lämpliga åtgärdsplaner och motverka båda arternas försvinnande. Denna kunskap hjälper dessutom vid planering av restaureringsåtgärder så som återintroducering av lämpliga värdfiskarter. Det är oumbärligt att bevarandearbetet för
13 flodpärlmusslan inkluderar de lokala fiskbestånden. Förutom att säkerställa tillgång till lämpliga värdfiskar borde dessutom fiskarnas uppströmsvandring i störst möjliga mån möjliggöras för att gynna musslornas genetiska utbyte och främja deras evolutionspotential. Här bör små och isolerade musselpopulationer prioriteras då dessa drabbas hårdast av genetisk drift och förlust av genetisk variation (Geist, 2010).
Tack till
Jag vill rikta ett stort Tack till följande personer:
Martin Österling för kompetent handledning, expertis samt tillhandahållanden av relevanta artiklar;
Stina Gustavsson för hjälp vid habitatkarteringen men också för tillhandahållande av kartmaterial och försörjning med statistikböcker samt ”problemlösarstöd”; John Piccolo för värdefulla kommentarer och idéer, tillhandahållande av intressanta böcker och gränslös motivation; Anders Nilsson & Johan Watz för ovärderlig hjälp med statistiken; och sist men inte minst Tina Petersson & Pia Larsson för praktisk hjälp i fält!
Referenser
Allan, D. J. & Castillo, M. M. (2007). Stream ecology: Structure and function of Running Waters. Second edition.
Springer, Dordrecht, Nederländerna.
Armstrong, J. D., Kemps, P.S. Kennedy, G.J.A. Ladle, M. & Milner, N. J. (2003). Habitat requirements of Antlantic salmon and brown trout in rivers and streams. Fisheries Research, 62, 143-170.
Ayllón, D. Graciela, G. N., Parra, I., Elvira, B., Almodóvar, A. (2013). Intercohort density dependence drives brown trout habitat selection. Acta Oecologica, 46, 1-9.
Barber, I., Hoare, D. & Krause, J. (2000). Effects of parasites on fish behaviour: a review and evolutionary perspective. Reviews in Fish Biology and Fisheries, 10, 131-165.
Bauer, G. (2001). Framework and Driving Forces for the Evolution of Naiad Life Histories- In Bauer, G. &
Wächtler, K. (eds), Ecology and Evolution of the Freshwater Mussels Unionoida. Springer- Verlag, Berlin.
Bauer, G. (1987). Reproductive Strategy of the Freshwater Pearl Mussel Margaritifera margaritifera. Journal of Animal Ecology, 56, 691-704.
Bauer, G. (1997). Host relationships at reversed generation times: Margaritifera (Bivalvia) and Salmonids. In Ecological Studies, 130, Dettner el al. (eds.) Vertical food webb interactions, Springer- Verlag, Berlin Heidelberg, 69-79.
Bean, C. W. & Winfield, I. J. (1989). Biological and ecological effects of Ligula intestinalis (L.) infestation of the gudgean, Gobio gobio (L.) in Lough Neagh, Northern Ireland. Journal of Fish Biology, 34, 135-147.
Bolger, T. & Connolly, P. L. (1989). The selection of suitable indices for the measurement and analysis of fish condition. Journal of Fish Biology, 34, 171-182.
Brown R.S., Hubert W.A. & Daly S.F. 2011. A primer on winter, ice, and fish: what fisheries biologist should know about winter ice processes and stream- dwelling fish. Fisheries 36: 8-26.
Crane, A. L., Fritts, A. K., Matis, A., Lisek, J. C., Barnhart, M. C. (2011). Do gill parasites influence the antipredator behaviours of rainbow darters, Etheostoma caeroleum. Animal Behaviour, 82, 817-823.
14 Conallin, J., Boegh, E.,Olsen, M., Pedersen, S., Dunbar, M. J. Jensen, J. K. (2014). Daytime habitat selection for
juvenile parr brown trout (Salmo trutta) in small lowland streams. Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 413, 1-16.
Degerman, E. & Sers, B. (2001). Elfiske. Fiskeriverket information 1999:3 (3-69).
Elderkin, C. L., Christian, A .D., Vaughn, C. C., Metcalfe- Smith, J. L. & Berg, D. J. (2007). Population genetics of the freshwater mussel, Amblema plicata (Say 1817) (Bivalvia: Unionidae): evidence of high dispersal and post- glacial colonization. Conservation Genetics, 8, 355-372.
Ellis, R. J. 6 Gowing, H. (1957). Relationships between food supply and condition in wild brown trout, Salmo trutta Linneaeus, in a Michigan Stream. Limnology and Oceanography, 2, 299-308.
Elliot, J. M. (1981). Some aspect of thermal stress on freshwater teleosts. In Stress and fish (ed. A.D. Pickering).
Academic Press, London.
Elliot, J. M. (1994). Quantitative Ecology and the Brown Trout. Oxford University Press, Oxford.
Geist, J. (2010). Strategies for the conservation of endangered freshwater pearl mussels (M. margaritifera L.): a synthesis of conservation genetics and ecology. Hydrobiologia, 644, 69-88.
Greischar, M. & Koskella, B. (2007). A synthesis of experimental work on parasite local adaption. Ecological letters, 10, 418-434.
Heggenes, J. & Saltveit, S. J. (1990). Seasonal and spatial microhabitat selection and segregation in young Atlantic salmon, Salmo salar L., and brown trout, Salmo trutta L., in a Norwegian River. Journal of Fish Biology, 36, 707-720.
Heggenes, J. Krog, O. Lindas, O. Dokk, J. & Bremnes, T. (1993). Homeostatic behavioural responses in a changing environment: brown trout (Salmo trutta) become nocturnal during winter. Journal of Animal Ecology, 62, 295-308.
Henrikson, L., Arvidsson, B., Österling, M. (2009). Aquatic conservation with focus on Margaritifera margaritifera. Proceeding of the international conference in Sundsvall, Sweden, 12-14 August 2009.
Karlstad University Studies, 2012:40.
Horký, P., Douda, K., Maciak, M., Závorka, L. & Slavík, O. (2014). Parasite-induced alterations in host behaviour in a riverine fish: the effects of glochidia on host dispersal. Freshwater Biology, 1-10.
Huusko A., Greenberg L., Stickler M., Linnansari T., Nykanen T., Koljonen S., Louhi P. & Alfredsen K. 2007. Life in the ice-lane: the winter ecology of stream salmonids. River Research and Applications, 23: 469-491.
Interregprojekt Astacus. (2000- 2007). Norsk/ Svensk kärnområde för flodkräftan. Skötselområde Älgån.
[Elektronisk]. Tillgänglig:
http://www.raddaflodkraftan.se/wp-content/uploads/2013/01/Skotselomrade-Algan.pdf. [2015-05-26].
Jansen, W. et al. (2001). Glochidial Mortality in Freshwater Mussels. In: Bauer,G. & Wächtler K. (eds.), Ecology and Evolution of the Freshwater Mussels Unionoida. Springer- Verlag, Berlin.
Kaiser, B. (2005). The Effects of Glochidiosis on Fish Respiration. Opublicerad masterarbete, Missoury State University, USA. [Elektronisk]. Tillgänglig:
http://www.worldcat.org/title/effects-of-glochidiosis-on-fish-respiration/oclc/066473455 [2015-05-26].
Krkosek, Connors, B. M., Ford, H. Peakock, S., Mages, P., Ford, J. S. Morten, A. Volpe, J. P., Hillborn, R. Dill, L. M.
& Lewis, M. A. (2011). Fish farms, parasites and predators: implication for salmon population dynamics.
Ecological Applications, 21, 897-914.
Limm, M. P. & Power, M. E. (2011). Effect of the western pearlshell mussel Margaritifera falcate on Pacific Lamprey Lampetra tridemntata and ecosystem processes. Oikos, 120, 1076-1082.
15 McElroy, E. J. & de Buron, I. (2014). Host Performance as a Target of Manipulation by Parasites: A Meta-
Analysis. Journal of Parasitology, 100, 399-410.
Meyers, T. R., Millemann, R. E. & Fustish, C. A. (1980). Glochidiosis of salmonio fishes. IV. Humoral and tissue responses of Coho and Chinook salmon to experimental infection with Margaritifiera margaritifiera (L.) (Pelecypoda: Margaritanidae). The Journal of Parasitology, 66, 274-281.
Moore, J. (2000). Parasites and the behaviour of animals. Oxford series in ecology and evolution. Oxford University Press.
Morand, S. (2014). (Macro-) Evolutionary ecology of parasite diversity: from determinants of parasite species richness to host diversification. International Journal for Parasitology: Parasites and Wildlife, 4, 80-87.
Persson, L., Norlin, J., Pettersson, E. (2011). Ekologi för fiskevård. Sveriges Sportfiske- och Fiskevårdsförbund, Sportfiskarna. Danagårds Grafiska, Ödeshög Feb. 2011.
Poulin, R. (2007). Are there general laws in parasitology? Parasitology, 134, 763-776.
Poulin, R. & Morand, S. (2000). The diversity of parasites. The quarterly review of Biology, 75, 277-293.
Santos, E. G. N. & Santos, C. P. (2013). Parasite induced and parasite development dependent alteration of the swimming behaviour of fish hosts. Acta Tropica, 124, 56-62.
Scholz, T. & Choudhury, A. (2014). Parasites of freshwater fishes in north America: why so neglected? Journal of Parasitology, 100, 26-45.
Sveriges Meterologiska och Hydrologiska Institut (SMHI). (2015). Flödesstatistik via Vattenwebb. Hydrologisk nuläge Älgån, Arvika kommun. [Elektronisk]. Tillgänglig: http://vattenweb.smhi.se/hydronu/. [2015-05- 26].
Schwalb, A. N., Cottenie, K., Poos, M. S. & Ackerman, J. D. (2011). Dispersal limitation of unionid mussels and implications for their conservation. Freshwater Biology, 56, 1509-1518.
Strayer, D. L., Downing, J. A., Haag, W. R., King, T. L., Layzer, J. B., Newton, T. J. & Nochols, J. (2004). Changing perspectives on pearly mussels, North America’s most imperiled animals. BioScience 54, 429-439.
Svensson, M., Bergengren, J., Norrgrann, O. & Söderberg, H. (2006). Artfaktablad: Margaritifera margaritifera.
ArtDatabanken SLU. [Elektronisk]. Tillgänglig:
http://www.artfakta.se/Artfaktablad/Margaritifera_Margaritifera_101268.pdf [2015-02-06].
Taeubert, E-J., Geist, J. (2013). Critical swimming speed of brown trout (Salmo trutta) infested with freshwater pearl mussel (Margaritifera margaritifera) glochidia and implications for artificial breeding of an endangered mussel species. Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2013.
Thomas, G. R., Taylor, J. & de Leaniz, G. C. (2013). Does the parasitic freshwater pearl mussel M. margaritifera harm its host? Hydrobiologia, 735 (1), 191-201.
Toobaie, A. & Grant, J. W. A. (2013). Effect of food abundance on aggressiveness and territory size of juvenile rainbow trout, Oncorhynchus mykiss. Animal Behaviour, 85, 241-246.
Treasurer, J. W., Hastie, L. C., Hunter, D., Duncan, F. & Treasurer, M. (2006). Effects of (Margaritifera margaritifera) glochidial infection on performance of tank- reared Atlantic salmon (Salmo salar).
Aquaculture, 256, 74-79.
Watters, G. T. (1996). Small dams as barriers to freshwater mussels (bivalvia, unionoida) and their hosts.
Biological Conservation, 75, 79-85.
16 Österling, M. (2011). Test and application of a non-distructive photo-method investigating the parasitic stage of
the threatened mussel Margaritifera margaritifera on its host fish Salmo trutta. Biological conservation, 144, 2984-2990.
Österling, M. (2015). Timing, growth and proportion of spawners of the threatened unionoid mussel Margaritifera margaritifera: influence of water temperature, turbidity and mussel density. Aquatic Science, 77, 1-8.
Österling, M., Ferm, J. & Piccolo, J. (2014).Parasitic freshwater pearl mussel larvae (Margaritifera margaritifera L.) reduce the drift-feeding rate of juvenile brown trout (Salmo trutta L.). Environ. Biol. Fish., 97, 543-549.
Ziuganov, V. V. & Nelzin, L. P. (1988). Evolutionary Aspects of Symbiosis of Pearl Mussels and Salmonid fishes.
The problems of macroevolution. Moscov, Nauka: 110-111.
