FORSKNINGSRAPPORT
Luleå tekniska universitet
Vattenvegetation som indikator för vattenkvalitet och sjökaraktär
– Baserad på förändringar i vattenkemi och vegetation i svenska sjöar 1929-2005
Frauke Ecke
Innehållsförteckning
Sammanfattning ... 3
Abstract... 5
Slutsatser... 7
1. Introduktion ... 9
1.1 Mål ... 10
2. Material och metoder ... 11
2.1 Inventeringen sommaren 2005... 12
2.1.1 Makrofyter... 12
2.1.2 Vattenkemi... 13
2.2 Sjöarna – allmän beskrivning... 14
2.3 GIS-baserade analyser ... 14
2.4 Dataanalys... 14
2.5 Nord-sydgradienter i antalet makrofyter... 15
2.6 Makrofytbaserade indikatorvärden ... 16
3. Resultat ... 17
3.1 Makrofyternas preferens längs biogeokemiska gradienter ... 17
3.2 Förändringar i sjöarnas biogeokemi... 20
3.2.1 Generella trender... 20
3.2.2 Regionala förändringar ... 20
3.2.3 Variationer inom regionerna ... 22
3.2.3.1 Uppland... 22
3.2.3.2 Norrbotten ... 22
3.3 Regionala skillnader i vattenvegetationen ... 22
3.4 Förändringar i vattenvegetationen ... 25
3.4.1 Generella trender... 25
3.4.2 Förändringar inom regionerna... 26
3.4.2.1 Uppland... 26
3.4.2.2 Norrbotten ... 27
3.5 Markanvändning ... 27
3.5.1 Förändringar 1948 - 2004 ... 27
3.5.2 Regionala skillnader 2004 ... 27
3.6 Sambandet mellan markanvändning, biogeokemi och vattenvegetation ... 27
3.7 Förändringar i markanvändningen och effekter på biogeokemi och makrofyter ... 37
3.8 Makrofytbaserade indikatorvärden ... 37
4. Diskussion ... 41
4.1 Inventeringsmetodik ... 41
4.2 Förändringar i biogeokemin och relationen till antropogen påverkan... 42
4.3 Sambandet mellan biogeokemin, markanvändningen och makrofytvegetationen . 43 4.4 Makrofytbaserade indikatorvärden ... 45
5. Tack ... 45
6. Referenser ... 46
Appendix 1... 49
Appendix 2... 52
Sammanfattning
Under 1930-talet analyserade Gunnar Lohammar makrofytvegetationen och biogeokemin i 151 svenska sjöar. Detta material, kompletterat med data från återinventeringar ger en unik möjlighet att studera sambandet mellan makrofytvegetation, biogeokemi och markanvändning. Sommaren 2005 återinventerades 17 av Lohammar-sjöarna (åtta i Uppland och nio i Norrbotten) med målet att förstå de ovan nämnda sambanden samt förändringen i dessa.
Makrofyterna visade tydliga preferenser längs de biogeokemiska gradienterna. Responsen längs gradienterna av isoetiderna och lemniderna var enhetlig inom respektive grupp medan arterna inom elodeiderna och flytbladsväxterna visade en varierad respons.
Preferenserna kunde användas för att utveckla preliminära makrofytbaserade indikatorvärden. Dessa avvek från de befintliga engelska indikatorvärden som för närvarande används i Sverige.
Både makrofytvegetationen, biogeokemin och markanvändningen har genomgått stora förändringar mellan 1930-talet – 2005. Generellt ändrades mellan 1930 – 2005 enbart antalet flytbladsväxter. Skillnaderna i makrofytabundansen visade sig dock främst mellan regionerna. Sjöarna i Norrbotten hade under 1930-talet ett större antal isoetider jämfört med Uppland, medan de uppländska sjöarna hade ett större antal lemnider. Skillnaderna mellan regionerna förstärktes mellan 1930 – 2005 och kan förklaras med ökade näringshalter i allmänhet och ökade tot-N halter i synnerhet.
Näringshalterna (främst tot-N, men även tot-Na och konduktivitet) ökade både i Uppland och Norrbotten och förklarades med bl.a. ökad kvävedeposition och ökad användning av hushålls- och vägsalt. Tot-P halter förändrades inte signifikant mellan 1930 – 2005 men visade en koppling till respektive avrinningsområdets markanvändning, t.ex. avstånd till närmaste tätort.
Makrofytabundans och sjöarnas biogeokemi påverkades av markanvändningen inom sjöarnas avrinningsområden och inom 1-km breda buffertzoner kring sjöarna.
Anmärkningsvärt är det positiva sambandet mellan dikeslängd samt areal jordbruksmark och makrofytarter som föredrar näringsrika förhållanden. Makrofytabundans kunde förklaras med en kombination av markanvändning och sjöarnas biogeokemi. Den ökade hyggesarean under den studerade tidsperioden ledde antagligen till en minskning av arter som föredrar bl.a. näringsfattiga förhållanden och låga TOC-halter.
Korrelationerna mellan näringsämnenas och spårmetallernas fraktionering tyder på att det antagligen är den biotillgängliga delen av ämnena som antagligen styr abundansen bland lemniderna.
Resultaten visar effekterna av markanvändningen och dess förändring på både makrofyterna och biogeokemin. Resultaten borde anses som ett första steg för att bättre förstå kopplingen mellan markanvändning, makrofyter och biogeokemin.
Abstract
Water vegetation as indicator of water quality and lake character –
Based on changes in water chemistry, and vegetation in Swedish lakes 1929 – 2005 In the 1930ies, Gunnar Lohammar analyzed macrophyte vegetation and biogeochemistry in 151 Swedish lakes. These data completed with data from re-sampling open up a unique opportunity to study the relation among macrophytes, biogeochemistry and land-use. 17 of the Lohammar-lakes were re-sampled in summer 2005 (eight in the county of Uppland and nine in Norrbotten) to understand these relations and their temporal changes.
Macrophytes showed clear preferences along the biogeochemical gradients. The response of isoetids and lemnids along the gradients was consistent within respective group. In contrast, within elodeids and nymphaeids, species showed varying responses. The preferences were used to develop preliminary macrophyte-based indicator-values. These deviated from the English indicator-values that are used in Sweden at present.
Macrophyte vegetation, biogeochemistry and land-use changed considerably from 1930 – 2005. Analysing the whole material, only the number of nymphaeid-speices changed 1930 – 2005. Differences in macrophyte abundance were most obvious between the two regions. Lakes in Norrbotten had more isoetid-species than Uppland whereas for lemnids the situation was the opposite in the 1930ies. The differences between the regions were more pronounced 2005 than 1930 and could be explained with increased nutrient concentrations in general and increased tot-N concentrations in specific.
Nutrient concentrations (mainly tot-N, but also tot-Na and conductivity) increased in Uppland and Norrbotten and were explained by amongst others increased N-deposition and increased use of salt in traffic and households. Tot-P concentrations did not change significantly between 1930 – 2005 but showed a correlation to the land-use in respective drainage area, e.g. distance to nearest village.
Macrophyte abundance and lake biogeochemistry were related to land-use within drainage areas and within 1-km buffer zones from the lakes. Remarkable is especially the positive correlation of the length of ditches as well as area of agricultural land and the number of macrophyte species that prefer nutrient rich environments. Macrophyte abundance could be explained by a combination of land-use and lake biogeochemistry.
The increased area of clear-cuts during the study period resulted probably in a decreased number of species preferring nutrient poor environments and low TOC-concentrations.
Correlations among macro- and trace element fractionation indicate that it might be the bioavailable fraction of the elements that might determine the abundance of lemnids.
The results illustrate the effects of land-use and land-use change on macrophytes and biogeochemistry. The results should be regarded as a first step to better understand the link among land-use, macrophytes and biogeochemistry.
Slutsatser
1. Makrofyterna visar tydliga preferenser längs trofigradienter och de befintliga svenska data bedöms vara användbara för utvecklingen av makrofytbaserade indikatorvärden
2. Både makrofytabundansen och biogeokemin i sjöarna påverkades av markanvändningen
3. Förändringar i makrofytabundans kunde förklaras med förändringar i markanvändningen
4. Makrofytabundans lämpar sig bättre som ett mått på långtidsförändringar i markanvändningen än sjöarnas biogeokemi
5. Effekten av dikning på makrofytabundans och sjöarnas biogeokemi är tydliga och har antagligen underskattats
6. Det är antagligen den biotillgängliga delen av näringsämnen som antagligen är viktig för abundansen av lemniderna
1. Introduktion
Indikatorer för miljötillstånd används i både terrestra och akvatiska miljöer. Växtarter används framförallt i Mellaneuropa som indikatorer för miljötillstånd och miljöförändringar (sammanställt av Diekmann, 2003). Växtbaserade indikatorvärden har även studerats i Nordeuropa, dock enbart i terrestra system (t.ex. Diekmann, 1996;
Hannerz & Hanell, 1997). I Mellaneuropa används för rinnande vattensystem ett trofiindexsystem (TIM, trophic index of macrophytes) som baseras på makrofyter (Schneider, Krumpholz & Melzer, 2000; Schneider & Melzer, 2003). I Centraleuropa och i Storbritannien har man även använt makrofyter som indikatorvärden för trofistatus i sjöar (Ellenberg et al., 1992; Melzer, 1999; Palmer, Bell & Butterfield, 1992). Också i sydfinska sjöar har makrofyterna med framgång klassificerats längs en trofigradient (Toivonen & Huttunen, 1995). Även i Sverige används makrofyter som bedömningsgrund och indikatorer på trofistatus i sjöar (Andersson, 1999). Dessa indikatorvärden har dock övertagits från det engelska DOME-systemet (Palmer, Bell &
Butterfield, 1992) utan att testas eller verifieras för de svenska förhållandena. Som bedömningsgrund används enbart artantalet (Andersson, 1999) vilket dock kan vara missvisande eftersom detta system inte tar hänsyn till enskilda arters preferens längs t.ex.
trofigradienter.
Under slutet av 1920-talet och fram till mitten av 1930-talet genomförde Gunnar Lohammar noggranna undersökningar av både vattenvegetation och vattenkemi i 151 svenska sjöar. Undersökningarna resulterade 1938 i hans doktorsavhandling Wasserchemie und höhere Vegetation Schwedischer Seen. Sjöarna fördelar sig över Uppland (25), Dalarna (59), Västerbotten (8) och Norrbotten (59). Avhandlingen beskriver noggrant sjöarnas vattenkvalitet och förekomsten och frekvensen av akvatiska makrofyter. I avhandlingen saknas dock kvantitativa statistiska analyser på sambandet mellan vattenbiogeokemi och makrofytförekomst. En undersökning av vattenvegetationen i 113 finska sjöar visade på stora förändringar i artsammansättning och -frekvens under 40 år, sannolikt förorsakade av eutrofiering (Rintanen, 1996).
Kvaliteten i Lohammars datamaterial har uppskattats av flera forskare. Bl.a. använde Hutchinson (1970) Lohammars data på tre arter av Myriophyllum för att studera arternas kemiska nischer. Wallsten (1981) upprepade Lohammars undersökningar för sjöar i Uppland. Hon visade att frekvensen emersa makrofyter (övervattenväxter) hade ökat medan submersa långskottväxter hade minskat (Wallsten, 1981).
Ett vattenkvalitets-index baserat på makrofyter har dessvärre aldrig utvecklats och testats för svenska sjöar. Makrofyter ingår i dagsläget inte heller i det svenska nationella miljöövervakningsprogrammet fast de anses som mycket lämpliga indikatororganismer (Baattrup-Pedersen et al., 2001). I synnerhet har man i befintliga undersökningar inte studerat och tagit hänsyn till de nordsvenska förhållandena och de geografiska skillnaderna i vattenvegetationens utbredning och ekologiska nischer.
Bedömningen av vattenkvaliteten inom miljöövervakningen av svenska sjöar koncentreras i dagsläget främst på mätningar av framförallt vattenkemiska variabler, makroinvertebrater, växt- och djurplankton (Naturvårdsverket, 1999). Dessa variabler visar dock ofta stora inomårsvariationer. Analyser av dessa variabler är mycket resurskrävande, kan endast till en viss del genomföras i fält och kräver därför laboratorieutrustning. Dessutom är det p.g.a. bl.a. klimatiska och geografiska skillnader svårt att jämföra ett sådant datamaterial som är taget från olika sjöar vid olika provtagningstillfällen. Effektiva men samtidigt resurseffektiva metoder för att bedöma vattenkvaliteten i sjöar är av dessa anledningar eftertraktade verktyg (Skriver, 2001).
Akvatiska makrofyter, dvs. vattenvegetationen, påverkar och blir påverkade av biologiska och hydrobiogeokemiska processer i sjöar (Carpenter & Lodge, 1986; Harper, 1992).
Variabler som har visat störst relation till makrofytförekomst och -frekvens anses vara sjömorfometri, sjöyta, ljusklimat och konduktivitet (Kalff, 2002). Inventeringar av makrofyter är förhållandevis resurssnåla, artbestämningar kan genomföras i fält och artbestämningar är i regel enklare än för makroinvertebrater och plankton (Baattrup- Pedersen et al., 2001). Makrofyter visar dessutom under växtsäsongen enbart marginella inomårsvariationer och de är i regel fleråriga och fastsittande.
Kväve, fosfor, pH och alkalinitet är de mest undersökta vattenkemiska variablerna i studier av sambandet mellan vattenkemi och förekomsten och frekvensen av makrofyter (Bachmann et al., 2002; Ellenberg et al., 1992; Köck, 1981; Schneider & Melzer, 2003).
Det finns dock tecken på att även andra variabler som t.ex. järnhalt kan ha stor betydelse för produktionsförhållanden i akvatiska system. Dessutom är det inte totalhalten av t.ex.
olika metaller som är viktig för växtproduktionen utan den lösta biotillgängliga fraktionen (Morel, Hudson & Price, 1991). Den biotillgängliga fraktionen kan mätas på olika sätt, bl.a. genom ultrafiltrering (<1 kDa) (Forsberg, 2005).
Effekten av (förändrad) markanvändningen på sjöars biogeokemi och makrofytvegetation är bristfälligt undersökt (se dock Akselsson, Westling & Orlander, 2004; Arbuckle &
Downing, 2001; Dodson, Lillie & Will-Wolf, 2005; se dock Rosén, Aronson & Eriksson, 1996; Åström, Aaltonen & Koivusaari, 2001) eller har analyserats enbart kvalitativt (Sandsten, 2003, 2005). Biogeokemiska data från nordsvenska sjöar är i allmänhet bristfälliga och inkluderar enbart ett fåtal analyserade ämnen.
1.1 Mål
Målet med studien är att förstå a) sambanden mellan makrofytvegetation, sjöarnas biogeokemi och markanvändningen kring sjöarna och b) orsaker till långtidsförändringar i makrofytförekomst och sjöarnas biogeokemi.
För att kunna nå målet fokuserades på följande forskningsfrågor:
1. Har artantalet makrofyter förändrats från 1930-talet till 2005?
2. Har sjöarnas biogeokemi förändrats från 1930-talet till 2005?
3. Om biogeokemin har förändrats, har detta påverkat makrofytvegetationen?
4. Kan förändringar i biogeokemin och makrofytvegetationen förklaras med en förändrad markanvändning?
5. Är makrofytabundansen kopplat till den totala eller till den biotillgängliga fraktionen av näringsämnena och spårmetallerna?
6. Är det möjligt att utveckla makrofytbaserade indikatorvärden?
2. Material och metoder
Under sommaren 2005 återinventerades 17 Lohammarsjöar (åtta i Uppland och nio i Norrbotten) (Tabell 1, Figur 1). Inventeringen började med de uppländska sjöarna (med start den 22 juli) och avslutades med de norrbottniska sjöarna (8 – 19 augusti).
Tabell 1. De 17 Lohammarsjöarna som återinventerades sommaren 2005.
Sjönamn Region X-koordinat2 Y-koordinat2 Sjöyta (km2)
Lohammar
#3
Frösjön Uppland 665019 165142 0,30 7 Funbosjön4 Uppland 663958 161511 2,00 16 Kundbysjön Uppland 662663 164643 0,30 19 Laksjön4 Uppland 666503 157503 0,05 3 Metsjön Uppland 662635 163912 0,50 13 Natsjön Uppland 665337 156283 0,03 1 Siggeforasjön Uppland 665175 157559 0,80 2 Strandsjön4 Uppland 663926 157720 1,30 6 Bjumiträsket Norrbotten 732776 183911 1,03 157 Bälingsträsket4 Norrbotten 729422 177587 4,56 156 Haukijärvi Norrbotten 734916 184815 3,67 106 Rånträsket Norrbotten 732231 179486 0,68 145 Storträsket Norrbotten 733098 185316 1,74 108 Strömsundsträsket1, 4 Norrbotten 732400 179931 1,08 149
Stämsjön Norrbotten 731954 182587 0,24 163 Vejärvi4 Norrbotten 732486 184279 0,52 161 Västannäsavan Norrbotten 734869 181314 1,15 124
1När Lohammar inventerade sjön hette den Dynträsket
2 Koordinaterna gäller för sjöarnas utlopp enligt SMHIs sjöregister
3 Löpnummer enligt Lohammar (1938)
4 I dessa sjöar genomfördes ultrafiltreringen för att bestämma ämnenas biotillgängliga halter
Figur 1. Geografiska läge av de 17 Lohammarsjöarna som återinventerades under juli och augusti 2005 i Norrbotten (A) och Uppland (B).
2.1 Inventeringen sommaren 2005
2.1.1 Makrofyter
Makrofytinventeringen genomfördes med ungefär samma tidsåtgång som Lohammar, dvs. en dag per sjö. Inventeringen började med en rundinventering. Först inventerades stranden där båten sattes i. Växtbårder ritades in allteftersom in på karta (ekonomiska kartan). Det genomfördes lämpliga strandhugg för nya växter (annorlunda typ av strand/substrat). Särskilt undersöktes utlopp och inlopp av sjöarna. Med jämna mellanrum undersöktes vattenvegetation med hjälp av vattenkikare och räfsdrag. Täckningsgraden av makrofyterna antecknades på samma tvågradiga skala som Lohammar använde, dvs.
förekomst och massförekomst. För att ännu bättre kunna kvantifiera datamaterialet i framtida studier antecknades makrofytabundansen även på en femgradig skala. Dessutom genomfördes transektinventering med snorkling i fyra av de 17 återinventerade sjöarna enligt miljöhandboken (Naturvårdsverket, 2003). Transektinventeringen i de flesta sjöarna ansågs dock pga. alldeles för tät vegetation som olämpligt och tom.
ogenomförbart. Detta gällde framför allt de eutrofierade uppländska sjöarna.
0 250 500 Kilometers
A
B Sverige
Finland Norge
!
!
!
! !
!
!!
!
A
Luleå
Haparanda
Kalix
Bälingeträsket Råneträsket
Storträsket Västannäsavan
Bjumiträsket
Vejärvi Haukijärvi
Strömsundsträsket Stämsjön
0 510 20 30 40 50 Kilometers
! !
!
!
!
!
!
!
Strandsjön
Frösjön Funbosjön
Kundbysjön Metsjön
Siggeforasjön Laksjön
Natsjön
0 510 20 30 40 50 Kilometers
B
Uppsala
Norrtälje
Under inventeringen 2005 fotodokumenterades sjöarna både vid de ställen där Lohammar tog kort samt vid ställen som var karakteristiska för sjöarna och som visade massförekomst.
2.1.2 Vattenkemi
Vattenproverna togs samtidigt som sjöarna makrofytinventerades, vilket styrde valet av tidsperiod för provtagningen. I sjöar där djupet vid mätplatsen översteg fyra meter kunde en tydlig temperaturskiktning detekteras (undantaget sjön Storträsket i Norrbotten) vilket tyder på att tillståndet för sjöarna vid detta tidsintervall var sommarskiktning. Proverna togs uteslutande vid 0,5 m djup vid sjöns mittpunkt eller vid lokala djuppunkter. De sistnämnda bestämdes ungefärligt med hjälp av lodlina eller handekolod. Att hitta det absolut djupaste stället prioriterades inte, däremot lades tid på att hitta lokala djupgropar där ett eventuellt temperatursprångskikt tydligt kunde mätas. I sjöar med lågt vattendjup (max 2 m) eller liten variation, användes sjöns mittpunkt som provställe.
För transporten ut till provpunkten användes en mindre aluminiumbåt med motor. Vid varje provtagning drogs motorn upp i uppfällt läge för att undvika kontamination av olja eller bensin. Vid en sjö (Natsjön) användes en gummibåt utan motor pga. långt avstånd från närmaste väg.
Proverna togs genom att pumpa upp vatten från 0,5 meters djup m h a en Masterflex L/S peristaltpump. Pumpen drevs med ett 12 volts motorcykelbatteri. Som pumpslang användes PVC-slang av ca 2 meters längd. För att tynga ned slangen användes en av silvertejp omsluten sten fastsatt i en nylonlina vars övre ände gjordes fast i en av båtens årtullar. Pumpslangens ände tejpades fast vid linan så att provdjupet blev 0,5 meter.
Slangen hölls förseglad mellan provtagningarna och sköljdes noggrant efter varje prov med MilliQ-vatten. Innan proverna samlades upp pumpades ca 1 liter sjövatten igenom slangen för att skölja bort eventuella rester av MilliQ-vatten.
Halterna av de undersökta ämnena mättes på tre sätt, med hjälp av a) totalhalt, dvs.
ofiltrerat vatten, b) membranfiltrering som mäter alla ämnen < 0,22 Pm och c) ultrafiltrering som mäter halter < 1 kDa (se t.ex. Forsberg, 2005). Ultrafiltrering användes för att bestämma ämnenas biotillgängliga halt och genomfördes i sex av sjöarna (tre i Uppland och tre i Norrbotten, se Tabell 1).
Vid varje provpunkt genomfördes mätning av vattentemperatur, halten löst syre, syremättnad, konduktivitet, TDS och pH. För detta användes det en Hydrolab Minisonde med Hydrolab Surveyor 4a displayenhet. Mätningarna gjordes i en djupprofil för att få en uppfattning om eventuella variationer i vattenpelaren. Vid provpunkterna mättes också siktdjup och geografisk position. Den geografiska positionen för varje provpunkt mättes med GPS mottagare.
Analyser med avseende på näringsämnen samt huvud- och spårelement utfördes av Analytica AB i Stockholm respektive Luleå. För huvud och spårelement användes
analyspaketet ’V-2 Sötvatten’. Analyserna av totalhalten organiskt kol (TOC) genomfördes av Umeå Marina Forskningscentrum, Hörnefors.
2.2 Sjöarna – allmän beskrivning
Av de 17 återinventerade sjöarna påverkades 3 – 5 sjöar av sänkning (SMHI, 1995).
Wallsten (1981) redovisar att Siggeforasjön sänktes 1918 och Kundbysjön 1887.
Sänkningen framgår dock inte ur vattenarkivet (SMHI, 1995). Enligt vattenarkivet (SMHI, 1995) sänktes däremot vattenytan av Metsjön (1910), Strandsjön (1852) och Bälingsträsket (1858).
2.3 GIS-baserade analyser
För att kvantifiera markanvändningen kring sjöarna analyserades flera digitala kartor i ett geografiskt informationssystem (GIS). För analyserna användes programmet ArcGIS (ESRI, 2005). Markanvändningen analyserades på två rumsliga nivåer, a) inom sjöarnas avrinningsområden och b) inom en 1-km bredd buffertzon kring sjöarna (Figur 2). I de fallen avrinningsområdet slutade < 1 km från sjöarna, analyserades markanvändningen inom det verkliga avrinningsområdet. För grundmarkanvändningstyperna (vatten, tätort, jordbruksmark, myrmark, skog) användes den digitala vägkartan från 2004. Skogsskiktet för 2004 uppdaterades med hyggen som i sin tur digitaliserades från digitala ortofoton från 2004. Diken 2004 digitaliserades också från digitala ortofoton. Hyggen och diken digitaliserades enbart inom 1-km buffertzonen.
Tyvärr finns inga kvantifierbara uppgifter om markanvändningen kring sjöarna från 1930-talet. I stället användes i VEGA-projektet skannade bilder av ekonomiska kartblad från slutet av 1940-talet – 1952 som har flygbilder som bakgrundsbild. Dessa kartblad georeferencerades och diken, jordbruksmark samt hyggen digitaliserades. Tidsserien över förändringar i markanvändningen genomfördes enbart för de norrbottniska sjöarna.
2.4 Dataanalys
För att kvantifiera skillnaden mellan oberoende grupper (t.ex. skillnader i makrofytabundans mellan Uppland och Norrbotten) användes Mann-Whitneys test (t.ex.
Zar, 1996). När fler en två grupper undersöktes, användes det Kruskal-Wallis test (t.ex.
Zar, 1996). När grupperna var beroende av varandra, t.ex. jämförelser i makrofytabundans mellan 1930-talet och 2005 användes Wilcoxons teckenrangtest (t.ex.
Siegel & Castellan, 1988). För korrelationsanalyser användes det Spearmans rangkorrelation (t.ex. Zar, 1996). Med hjälp av multipel linjär regression (t.ex. Zar, 1996) undersöktes möjligheten att förklara makrofytabundans baserat på både biogeokemiska variabler och markanvändning. För alla statistiska analyser användes programmet STATISTICA (StatSoft, 2005).
För att kvantifiera makrofyternas preferens längs biogeokemiska gradienter analyserades Lohammarmaterialet, dvs. data från alla 151 sjöar som inventerades mellan 1929 – 1937 (härefter kallad för 1930-talet). För att erhålla ett kombinerat mått på biogeokemiska förhållanden i sjöarna genomfördes en principalkomponentanalys (Sharma, 1996) baserat på sjöarnas biogeokemiska data.
Figur 2. Markanvändningen kring sjön Haukijärvi. Den digitala Vägkartan ligger till grund för indelningen i de sju markanvändningstyperna (A). Digitala ortofoton användes för att digitalisera hyggen och diken (B). Den undersökta landytan begränsades av en 1- km bred buffertzon kring sjöarna. I de fall (som t.ex. vid Haukijärvi) där avrinningsområdet slutade < 1 km från sjön analyserades markanvändningen inom det verkliga avrinningsområdet.
2.5 Nord-sydgradienter i antalet makrofyter
Ur den botaniska litteraturen framgår att antalet kärlväxter avtar längs en syd- nordgradient (Stenberg, Mossberg & Ericsson, 1992). Detta gäller dock i första hand landväxter. Bland makrofyterna är denna trend tydlig hos helofyterna. I det insamlade
0 0.5 1 2
Kilometers
Begränsningslinje för avrinningsområdet
Diken 2005
Hyggen 2005
A B
Vatten Tätort Skog
Sankmark, svårframkomlig Sankmark, normal
Skogklädd normal sankmark Öppen mark
datamaterialet är antalet potentiella isoetider i Uppland identiskt med Norrbotten.
Uppland har däremot två potentiella arter lemnider och tre arter elodeider fler än Norrbotten, medan det finns en potentiell art bland flytbladsväxterna som inte finns i Uppland. Med denna genomgång av potentiella arter som bakgrund motiverades att analysera antalet makrofyter i Uppland och Norrbotten till viss del som en enda grupp.
Tabell 2. Intervallgränserna för beräkningen av makrofyternas indikatorvärden längs gradienter av tot-N och tot-P halter. En art tilldelades indikatorvärdet för intervallet där artens preferens (medelvärde för näringshalterna) fanns.
Indikatorvärde Tot-N (ȝg l-1) Tot-P (ȝg l-1)
1 200 10
2 > 200 – 400 > 10 – 20
3 > 400 – 600 > 20 – 30
4 > 600 – 800 > 30 – 40
5 > 800 – 1000 > 40 – 50 6 > 1000 – 1200 > 50 – 60 7 > 1200 – 1400 > 60 – 70 8 > 1400 – 1600 > 70 – 80 9 > 1600 – 1800 > 80 – 90
10 > 1800 > 90
2.6 Makrofytbaserade indikatorvärden
I de befintliga bedömningsgrunderna för makrofyter (Andersson, 1999) används det engelska DOME-systemet (Palmer, Bell & Butterfield, 1992) för fastställande av trofigradsbedömning. Detta system tar dock inte explicit hänsyn till de enskilda arternas spridning längs trofigradienterna som kan vara betydande för vissa arter (t.ex. Schneider
& Melzer, 2003).
Tabell 3. Viktning av makrofyternas indikatorvärden. Viktningen baseras på bredden av arternas konfidensintervaller längs gradienter av näringshalterna. Viktningen används vid beräkningen av sjöarnas genomsnittliga makrofytbaserat indikatorvärde.
Vikt Konfidensintervallens bredd
Tot-N (ȝg l-1) Tot-P (ȝg l-1)
1 200 10
2 > 200 – 400 > 10 – 20
3 > 400 – 600 > 20 – 30
4 > 600 – 800 > 30 – 40
5 > 800 > 40
För framtagningen av indikatorvärden byggdes upp en databas som inkluderade sammanlagt 255 sjöar. Denna databas inkluderar både makrofytdata (förekomst/icke förekomst) och halterna för näringsämnen kväve och fosfor.
För beräkningen av indikatorvärdena och viktningen av dessa användes arternas medelvärde och 95 % konfidensintervaller längs gradienter av tot-N och tot-P (Appendix 1 och 2). Indikatorvärden (1 – 10) (Tabell 2) beräknades med hjälp av respektive artens medelvärde längs trofigradienterna. Det beräknades enbart indikatorvärden för arter som förekom i minst 10 sjöar. För att kunna ta hänsyn till makrofyternas toleransförmåga, dvs.
spridningen kring medelvärdet och längs trofigradienterna, beräknades en viktningsfaktor för varje makrofytart. Denna viktning baserades på bredden av arternas 95 % konfidensintervaller kring medelvärdet. Ju bredare arternas konfidensintervall desto högre blev viktningsfaktorn (Tabell 3). Viktningsfaktorn användes och tolkades sedan på samma sätt som t.ex. standardavvikelsen, dvs. en hög viktningsfaktor innebar stor osäkerhet i indikatorvärdet.
3. Resultat
3.1 Makrofyternas preferens längs biogeokemiska gradienter
Arterna inom de funktionella grupperna isoetider och lemnider visade klara preferenser längs gradienter av både siktdjup, konduktivitet, pH, TOC, tot-N, tot-P, Ca och SO4 (för tot-N och tot-P redovisade i Figur 3). Medan isoetiderna fanns i sjöar med stort siktdjup, låg konduktiviet och pH samt låga halter av TOC, tot-N, tot-P, Ca och SO4, var responsen för lemniderna den motsatta. Bland isoetiderna var det enbart de två Elatine-arterna slamkrypa (E. hydropiper) och tretalig slamkrypa (E. triandra) som förekom i sjöar med något högre näringshalter och mindre siktdjup än de andra isoetiderna.
Bland elodeiderna och flytbladsväxterna förekom däremot arter som har liknande respons som isoetider och lemnider. Som några exempel för en varierad respons längs biogeokemigradienterna bland elodeiderna kan nämnas vattenpest (Elodea canadensis), vattenaloe (Stratiotes aloides) och gräsnate (Potamogeton gramineus). Medan gräsnate förekom i sjöar med liknande tot-N halt som isoetiderna, förekom vattenpest och speciellt vattenaloe i sjöar med liknande eller tom högre tot-N halt än lemniderna (Figur 3).
Förekomsten av de 44 undersökta makrofytarterna visade en stor överensstämmelse längs de två trofigradienterna (Figur 3). Detta samspel återspeglas också i preferensmönstren längs PC-gradienterna (Figur 4). Principalkomponenterna, i synnerhet PC 1, baserades i sin tur på en hög inbördes korrelation mellan de flesta undersökta fysikaliska och biogeokemiska variablerna (Tabell 4).
Figur 3. Preferenser för total-N och -P hos 44 makrofyter (isoetider, lemnider, flytbladsväxter och elodeider, i alfabetisk ordning) som förekommer i minst 10 av de 151 sjöarna som Lohammar (1938) undersökte. Figuren visar medelvärdet och 95%
konfidensintervall. De streckade linjerna indikerar gränsvärden enligt bedömningsgrunder för sjöar (Naturvårdsverket 1999).
Figur 4. Preferenser för PC 1 och PC 2 (se Tabell 4) hos 44 makrofytarter (isoetider, lemnider, flytbladsväxter och elodeider, i alfabetisk ordning) som förekommer i minst 10 av de 151 sjöarna som Lohammar (1938) undersökte. PC 1 visar en gradient av ökat pH, konduktivitet, TOC samt ökade halter av N, P, Ca, Na, Mg och Cl. PC 2 representerar en gradient av minskat siktdjup. Figuren visar medelvärdet och 95 % konfidensintervaller. Som gränsvärde för att klassificera arter längs PC- gradienterna användes 0 (streckade linjen). Arter vars medelvärde är negativt, klassades som arter som föredrar låga PC-värden. Motsvarande klassades arter vars medelvärde är positivt, som arter som föredrar högra PC-värden.
3.2 Förändringar i sjöarnas biogeokemi
3.2.1 Generella trender
Konduktiviteten, totalhalten N, P, K, Ca, Na och Mg har i genomsnitt ökat i alla sjöar (Figur 5). Sjöarnas vattentemperatur var högre vid undersökningen under 1930-talet medan siktdjupet var större jämfört med år 2005 (Figur 5).
3.2.2 Regionala förändringar
Inom både Uppland och Norrbotten har både konduktiviteten och totalhalten N och Na ökat (Figur 6). Ingen av de uppländska sjöarna hade låga tot-N halter (enligt Naturvårdsverket, 1999) sommaren 2005 jämfört med sju av åtta sjöar under 1930-talet. I Uppland har dessutom totalhalten K och Ca ökat, medan totalhalten Mg har ökat i Norrbotten (Figur 6). Alla nio sjöar i Norrbotten hade låga totalkvävehalter under 1930- talet medan det var enbart tre sjöar 2005. Förändringarna i vattentemperaturen och siktdjupet var inte signifikanta när regionerna analyserades var för sig (Figur 6). Sjöarnas Table 4. Factor loadings av vattenkemivariablerna längs principalkomponent 1 och 2.
Signifikanta factor loadings (> ʜ0,5ʜ). är markerade med en stjärna. Den första principalkomponenten förklarar 54 % och den andra komponenten förklarar ytterliggare 11 % av variationen inom vattenkemivariablerna. Analysen baserades på 1930-talets data från de 151 av Lohammar undersökta sjöarna.
Variabel Principalkomponent
1 2
Temperatur -0,43 0,43
Siktdjup -0,37 -0,74 *
pH 0,65 * -0,47
Konduktivitet 0,96 * -0,16
TOC 0,89 * -0,01
Tot-P 0,65 * 0,41
Tot-N 0,68 * 0,15
Ca 0,89 * -0,30
Na 0,91 * 0,07
K 0,48 0,16
Mg 0,93 * -0,02
Mn 0,30 0,38
Cl 0,93 * 0,04
Figur 5. Förändringar i sjövattnets fysikaliska och geokemiska egenskaper mellan 1930-talet och 2005 i alla 17 återinventerade sjöar. Figuren visar medelvärdet ± 2 STF. Förändringar kvantifierades med testet Wilcoxons teckenrangtest (* P < 0,05, ** P < 0,01, *** P < 0,001).
de största förändringarna vid en jämförelse mellan Uppland och Norrbotten. Medan tot-N halten inte skiljde sig mellan regionerna under 1930-talet, så visade Uppland högre tot-N halter under sommaren 2005 jämfört med Norrobtten (Figur 6, Mann Whitneys test, U8, 9
= 11,0, P<0,05). Konduktivitet, tot-Ca och tot-Fe skiljde sig signifikant både under 1930- talet och sommaren 2005 mellan regionerna. Medan tot-Mg halterna var större i Uppland under 1930-talet jämfört med Norrbotten, var tot-K halter i Uppland högre sommaren 2005.
3.2.3 Variationer inom regionerna 3.2.3.1 Uppland
Bland de uppländska sjöarna så har konduktiviteten, och totalhalten N, K och Na ökat främst i Funbosjön, Kundbysjön, Metsjön och Strandsjön (Figur 6). Förutom för Kundbysjön gäller denna trend även för totalhalten Ca. Konduktiviten och totalhalten N och Ca har även ökad i Frösjön. pH-värdet i Uppland visar förutom för Natsjön, där vattnet i sommar var mycket syrt, inga större förändringar. Även om tot-P halten inte visar några signifikanta förändringar i Uppland, så har tot-P halten ökat markant i vissa sjöar. Tot-P halten i Laksjön har mer än fördubblats mellan 1930-talet och 2005 (Figur 6). Laksjön var dock redan under 1930-talet en eutrof sjö och var det också sommaren 2005. Strandsjön har däremot blivit en eutrof sjö (tot-P 44 ȝg l-1) jämfört med mesotrofa förhållanden under 1930-talet (tot-P 23 ȝg l-1). Siktdjupet visar visserligen inga signifikanta förändringar i Uppland, men siktdjupet har t.ex. mer än halverats i Laksjön och i Natsjön.
3.2.3.2 Norrbotten
Konduktiviteten i de norrbottniska sjöarna har framför allt ökat i Stämsjön och Vejärvi (Figur 6). Totalkvävehalten har ökat mest i Storträsket bland de norrbottniska sjöarna.
Denna sjö har haft höga halter totalkväve 2005 från att har varit en sjö med låga halter totalkväve under 1930-talet (enligt Naturvårdsverket, 1999) (Figur 6). Det är Storträsket som också visar de största förändringarna i halten av total P, Na och Mg. Tot-P halten i Vejärvi och Västannäsavan har minskat kraftigt mellan 1930-talet och 2005. Från att har varit eutrofa sjöar under 1930-talet är dessa sjöar numera mesotrofa respektive oligotrofa (Figur 6). Slående är de höga tot-Mn halter i Rånträsket 2005, som innebär en trefaldig ökning jämfört med 1930-talet (Figur 6). I Norrbotten visar siktdjupet visserligen inga signifikanta förändringar, men det har minskat kraftigt i Strömsundsträsket och Stämsjön, samtidigt som det har ökat i Vejärvi.
3.3 Regionala skillnader i vattenvegetationen
Under 1930-talet hade de uppländska sjöarna ett lägre antal isoetider jämfört med de norrbottniska sjöarna (Mann Whitneys test, U = 4,5, P<0,01) medan det fanns fler arter
Uppland Norrbotten Uppland Norrbotten
Figur 6. Förändringar i sjövattnets fysikaliska och geokemiska egenskaper mellan 1930- talet (vit staplar) och 2005 (svarta staplar) i alla 17 återinventerade sjöar i Uppland och Norrbotten. Förändringar kvantifierades med Wilcoxons teckenrangtest (* P < 0,05).
lemnider i Uppland än i Norrbotten (Mann Whitneys test, U8, 9 = 18, P<0,05) (Figur 7).
Sommaren 2005 skiljde sig artantalet inom alla makrofytgrupper förutom elodeider mellan Uppland och Norrbotten (Figur 7). Som under 1930-talet så hade de norrbottniska sjöarna ett högre artantal isoetider (Mann Whitneys test, U8, 9 = 2,0, P<0,001) medan de uppländska sjöarna visade ett högre artantal lemnider (Mann Whitneys test, U8, 9 = 13,5, P<0,05). Därutöver, fanns i de norrbottniska jämfört med de uppländska sjöarna ett högre artantal flytbladsväxter (Mann Whitneys test, U8, 9 = 414,0, P<0,05).
Figur 7. Förändringar i antalet arter inom respektive funktionell grupp mellan 1930-talet – 2005 samt jämförelse mellan Uppland och Norrbotten. I Norrbotten undersöktes nio sjöar
3.4 Förändringar i vattenvegetationen
3.4.1 Generella trender
Jämfört med 1930-talet så ökade antalet arter i gruppen flytbladsväxter (Wilcoxons teckenrangtest, T17 = 8, P<0,05) medan artantalet inom de andra makrofytgrupperna inte förändrades (Wilcoxons teckenrangtest, P<0,05), (Figur 8, Tabell 5). Allmänt verkar
Figur 8. Förändringar i antalet arter inom respektive funktionell grupp mellan 1930-talet – 2005 för alla 17 återinventerade sjöar. Figuren visar medelvärdet ± 2 STF. Förändringar kvantifierades med Wilcoxons teckenrangtest (* P < 0,05).
växtbårderna oförändrat jämfört med Wallsten (1981). I de fallen (Kundbysjön, Frösjön och Funbosjön) där det kunde konstateras en förändring eller åtminstone en tendens till förändring, så innebar denna en minskning i bredden av helofytbälten. Minskningen i helofytbälten har dock kompenserats av bredare/ökade bälten/ytor med flytbladsvegetation.
3.4.2 Förändringar inom regionerna
3.4.2.1 Uppland
Det finns ingen signifikant skillnad i artantalet inom makrofytgrupperna mellan 1930- talet och 2005 (Figur 7, Tabell 5). Inom makrofytgrupperna förändrades artantalet med som mest två arter förutom i Strandsjön där det tillkom tre arter flytbladsväxter. I de fyra sjöarna där artantalet isoetider har förändrats så var det en minskning förutom i Strandsjön. Förändringen bland lemniderna med en art var i alla tre sjöar en ökning i artantalet. Det finns ingen entydig förändring i artantalet bland de sänkta uppländska sjöarna.
Tabell 5. Antalet arter makrofyter och förändringen (F, + indikerar en ökning och – en minskning av artantalet mellan 1930-talet – 2005) inom respektive funktionell grupp för de 17 återinventerade Lohammarsjöarna i Uppland (Uppl) och Norrbotten (Norr).
Sjö Region Isoetider Lemnider Flytbladsväxter Elodeider 1930 2005 F 1930 2005 F 1930 2005 F 1930 2005 F Frösjön Uppl 0 0 1 2 + 3 4 + 5 6 + Funbosjön Uppl 1 1 4 4 5 5 9 8 - Kundbysjön Uppl 0 0 3 3 3 2 - 8 7 - Laksjön Uppl 0 0 0 0 3 3 0 0 Metsjön Uppl 1 0 - 0 1 + 3 4 + 6 5 - Natsjön Uppl 1 0 - 0 0 1 1 0 1 + Siggeforasjön Uppl 6 4 - 0 0 5 5 7 6 - Strandsjön Uppl 0 1 + 1 2 + 5 8 + 10 10 Bälingsträsket Norr 7 5 - 0 0 6 6 11 8 - Bjumisträsket Norr 7 7 0 0 6 7 + 4 7 + Haukijärvi Norr 5 5 0 0 2 6 + 4 6 + Rånträsket Norr 2 7 + 0 0 5 6 + 4 13 + Stamsjön Norr 2 1 - 0 0 5 5 8 8 Storträsket Norr 6 6 0 0 5 6 + 4 5 + Strömsundstr. Norr 6 5 - 0 0 7 6 - 7 8 + Västannäsavan Norr 7 5 - 0 0 2 5 + 1 6 + Vejärvi Norr 6 6 0 0 4 4 7 8 +
3.4.2.2 Norrbotten
Som i Uppland föreligger ingen skillnad i artantalet inom makrofytgrupperna mellan 1930-talet och 2005 (Figur 7, Tabell 5). Till skillnad från Uppland föreligger dock en tendens för ett ökat antal flytbladsväxter och elodeider. Till skillnad från Uppland var den numerära förändringen i Norrbotten större, med en förändring upp till nio arter (ökning av elodeider i Rånträsket). Den största förändringen av isoetiderna observerades också just i Rånträsket (+ fem arter). Förändrades artantalet isoetider så var det förutom i Råntrsäket en minskning. Bland flytbladsväxterna och elodeiderna observerades däremot en ökning i artantalet, förutom i Strömsundsträsket och i Bälingsträsket där artantalet minskade.
3.5 Markanvändning
3.5.1 Förändringar 1948 - 2004
Hyggesarealen inom 1-km buffertzonen kring sjöarna i Norrbotten har signifikant ökat under denna tidsperiod (Wilcoxons teckenrangtest, T9 = 2, P<0,05), medan arealen jordbruksmark har minskat (Wilcoxons teckenrangtest, T9 = 0, P<0,01) (Figur 9).
Längden diken har däremot inte förändrats (Wilcoxons teckenrangtest, T9 = 13, P>0,05).
Även om den genomsnittliga längden diken inte har förändrats, så har den sammanlagda längden dock gjort det. I slutet av 1940-talet fanns det inom de nio undersökta buffertzonerna kring de norrbottniska sjöarna sammanlagt 27,8 km diken medan det var 45,1 km år 2004.
Dikena kunde delas in i tre grupper baserad på markanvändningstyperna som dikena rann igenom. Denna analys visade att det var främst diken i jordbruksmark som minskade (Figur 10).
3.5.2 Regionala skillnader 2004
Arean myrmark var större i Norrbotten jämfört med Uppland, både inom 1-km buffertzonen kring sjöarna och inom avrinngsområden (Figur 11). Avståndet från sjöarna till närmaste tätort var större i Norrbotten medan andelen jordbruksmark inom avrinningsområdet var större i Uppland (Figur 11).
3.6 Sambandet mellan markanvändning, biogeokemi och vattenvegetation
Dikeslängden, arean jordbruksmark och myrmark samt avståndet till närmaste tätort visade signifikanta samband med sjöarnas biogeokemi (Tabell 6). Totalhalterna av flera makroelement var positivt korrelerade med framför allt andelen jordbruksmark men även dikeslängden. Andelen myrmark visade ett negativt samband med både konduktivitet
Figur 9. Förändringar i markanvändningen mellan 1940-talet och 2004 inom 1-km buffertzoner kring de nio undersökta norrbottniska sjöarna. Förändringar kvantifierades med Wilcoxons teckenrangtest (* P < 0,05, ** P < 0,01).
Figur 10. Förändringar (mellan 1940-talet och 2004) i mängden diken som har grävts igenom a) skogsmark, b) jordbruksmark och c) myrmark, inom 1-km buffertzoner kring de nio undersökta norrbottniska sjöarna. Förändringar kvantifierades med Wilcoxons teckenrangtest (* P < 0,05).
Uppland Norrbotten Uppland Norrbotten 1-km buffertzon
Avrinningsområde
Figur 11. Markanvändningen kring de 17 återinventerade sjöarna i Uppland och
och totalhalterna av flera ämnen (Tabell 6). Tot-N ökade med ökad andel jordbruksmark och tot-P minskade med ökat avstånd från tätorten.
De fem sjöarna som påverkades av sänkning, dvs. Bälingsträsket i Norrbotten och Kundbysjön, Metsjön, Siggeforasjön och Strandsjön i Uppland hade under 1930-talet ett högre antal arter elodeider jämfört med sjöarna som inte sänktes (Mann Whitneys test, U5, 12 = 8,5, P<0,05). Sommaren 2005 hade de sänkta sjöarna däremot ett högre antal helofyter jämfört med de icke-sänkta sjöarna (Mann Whitneys test, U5, 12 = 7,0, P<0,05).
Under 1930-talet ökade antalet arter isoetider med ökat avstånd mellan respektive sjö och närmaste tätort (rs, 17 = 0,55, P<0,05). Detta samband gällde dock inte år 2005 (rs, 17 = 0,28, P>0,05). Däremot minskade artantalet lemnider år 2005 med ett ökat avstånd mellan respektive sjö och närmaste tätort rs, 17 = 0,50, P<0,05) vilket dock inte var fallet under 1930-talet rs, 17 = -0,43, P>0,05).
Tabell 6. Korrelationen (Spearmans rangkorrelation, n = 17) mellan markanvändning och sjöarnas fysikaliska och geokemiska egenskaper (totalhalter) år 2005. Signifikanta samband är markerade med stjärnor(* P < 0,05, ** P < 0,01, *** P < 0,001).
Variabel Diken1 Hyggen2 Jordbruksmark3 Skog3 Myr3 Tätort3 Avstånd till tätort4 pH 0,37 0,07 0,47 0,22 -0,49 0,02 -0,27 Konduktivitet 0,52 * -0,19 0,70 * 0,16 -0,58 * 0,12 -0,40 Siktdjup 0,22 0,19 -0,32 0,30 0,15 0,08 0,11 TOC 0,14 -0,10 0,34 -0,02 -0,29 -0,15 -0,20 N 0,23 -0,12 0,62 ** 0,06 -0,40 -0,08 -0,46 P 0,31 0,05 0,46 -0,07 -0,13 0,06 -0,55 * Ca 0,46 -0,28 0,72 ** 0,17 -0,62 ** 0,09 -0,44 Fe -0,31 0,15 -0,43 -0,31 0,63 ** -0,18 0,19 K 0,51 * 0,08 0,36 -0,05 -0,30 0,10 -0,40 Mg 0,52 * -0,22 0,73 ** 0,09 -0,58 * 0,15 -0,49 * Na 0,55 * -0,10 0,64 ** 0,10 -0,46 0,09 -0,46 S 0,36 -0,16 0,55 * 0,11 -0,43 0,23 -0,38 Si -0,49 * -0,29 -0,20 -0,13 0,36 0,10 0,31 Al -0,23 -0,27 -0,02 -0,33 0,19 -0,21 -0,24 As 0,17 -0,10 0,47 -0,30 -0,42 -0,20 -0,34 Ba 0,32 -0,23 0,56 * -0,05 -0,54 * 0,17 -0,17 Cd 0,06 0,14 -0,16 -0,28 0,28 0,27 -0,26 Co -0,50 * -0,36 0,24 -0,42 -0,07 0,21 -0,13 Cr -0,04 0,21 -0,23 -0,17 0,24 -0,44 0,26 Cu 0,17 0,01 0,19 -0,26 -0,01 -0,15 -0,42 Mn -0,23 -0,19 0,11 -0,30 -0,03 -0,16 -0,33 Mo 0,17 -0,31 0,74 ** -0,28 -0,64 ** -0,03 -0,46 Ni 0,17 -0,23 0,55 * -0,24 -0,34 0,18 -0,22 Pb -0,13 0,13 -0,20 -0,09 0,27 -0,10 -0,30 Sr 0,55 * -0,13 0,69 ** 0,11 -0,56 * 0,11 -0,35 Zn -0,50 * -0,34 -0,06 -0,52 0,32 -0,15 -0,13 1 Mängden diken (m) inom 1-km buffertzon kring sjöarna
2 Area hyggen (ha) inom 1-km buffertzon kring sjöarna
3 Area (ha) av respektive markanvändningstyp inom sjöarnas avrinningsområde
4 Avståndet (m) från sjön till närmaste tätort
Artantalet makrofyter som finns i sjöar med låga näringshalter och stort siktdjup (Figur 4) visade en positiv korrelation med arean/andelen myrmark inom både 1-km buffertzonen och sjöarnas avrinningsområde (Tabell 7). Dessa arter var negativt korrelerade med andelen jordbruksmark inom avrinningsområdet (Tabell 7). Arean/andelen jordbruksmark var däremot positivt korrelerad med artantalet makrofyter som finns i sjöar med generellt höga näringshalter och litet siktdjup (Tabell 7). Dessa arter visade även ett positivt samband med dikeslängden inom 1-km buffertzonen (Figur 12, Tabell 7). Antalet makrofytarter som finns i sjöar med litet siktdjup var också positivt korrelerat med arean tätort inom 1-km buffertzonen (Tabell 7).
Artantalet makrofyter skiljde sig inte mellan de fyra observerade bottensubstrattyperna (finsediment, sand, fina block och inget oorganiskt material) (testad med Kruskal-Wallis test). Detta gällde både isoetider, lemnider, elodeider och flytbladsväxter.
Tabell 7. Korrelationen (Spearmans rangkorrelation, n = 17) mellan markanvändningen (2005) och antalet arter som finns i sjöar med låga eller höga näringshalter respektive litet eller stort siktdjup (se Figur 4 och Tabell 4). Signifikanta samband är markerade med stjärnor(* P < 0,05, ** P < 0,01, *** P < 0,001).
Markanvändning Antalet arter som finns i sjöar med
Näringshalt1 Siktdjup1
Låg2 Hög3 Stort4 Litet5
Avrinningsområdets area 0,57 * -0,13 0,55 * 0,14
Sjöarea 0,52 * 0,38 0,62 ** 0,41
1-km buffertzon
Hygge (area) 0,36 0,30 0,44 0,20
Jordbruksmark (area) -0,05 0,65 ** -0,09 0,76 ***
Diken (längd) -0,11 0,77 *** 0,01 0,60 *
Skog (area) 0,33 0,35 0,42 0,32
Myr (area) 0,66 ** 0,03 0,77 *** 0,09
Tätort (area) 0,08 0,47 0,22 0,67 **
Avstånd till tätort 0,30 -0,39 0,19 -0,37
Avrinningsområdet
Vatten (%) 0,30 -0,25 0,22 -0,04
Tätort (%) 0,09 0,18 0,24 0,22
Skog (%) 0,02 -0,07 0,06 -0,25
Jordbruksmark (%) -0,56 * 0,49 * -0,56 * 0,41
Myr (%) 0,55 * -0,34 0,61 * -0,18
1Definierades med hjälp av principalkomponentanalys (se Figur 4 och Tabell 4)
2 Arter som enligt Figur 4 finns i sjöar med låga PC 1 värden, dvs. låga näringshalter
3 Arter som enligt Figur 4 finns i sjöar med höga PC 1 värden, dvs. höga näringshalter
4 Arter som enligt Figur 4 finns i sjöar med låga PC 1 värden, dvs. stort siktdjup
Figur 12. Sambandet (Spearmans rangkorrelation) mellan längden diken inom en 1-km bredd buffertzon kring sjöarna 2005 (n = 17) och antalet makrofytarter som föredrar näringsrika sjöar (A, baserat på PCA, se Figur 4), föredrar sjöar med en tot-N halt > 300 Pg l-1 (B) och enbart förekommer i sjöar med en tot-P-halt > 25Pg l-1 (C). Dikena digitaliserades som linjeobjekt från digitala flygbilder (ortofoton). Stjärnorna anger signifikansnivån (** P < 0,01, *** P < 0,001).
