Biologiska metoder för recipientkontrollprogram med
tonvikt på gruvindustri –
En litteraturstudie
Ola Löfgren
Vindeln 15 november 2010
Ola Löfgren, EkoVision Nord
Granvägen 22, 922 32 Vindeln
[email protected].
Omslagsbild; Relativ reaktionstid på miljöförändringar för olika organismgrupper i sötvattensmiljöer (efter
naturvårdsverket, 2007b).
2
Förord
Denna litteraturstudie har genomförts som ett samverkansprojekt med deltagande och finansiering av
såväl gruvindustri som miljömyndigheter. Studien har samordnats av Georange ideella förening. Idén
till litteraturstudien väcktes av Per Lundström, Hushållningssällskapet Rådgivning Nord AB,
Skellefteå. Utifrån sina erfarenheter av provtagningar inom ramen för gruvindustrins kontrollprogram
påpekade Per Lundström i en skrivelse daterad juni 2009 att innehållet i recipientkontrollprogrammen
varierar högst avsevärt vad avser biologiska provtagningar. I vissa fall speglar dessa provtagningar väl
de förändringar i påverkan som kan ske. I andra fall saknas provtagning helt i recipienter eller det
genomförs onödiga undersökningar. Det finns även provtagningsprogram som är för ”trubbiga” ,
d.v.s inte specifika nog för att snabbt ge svar på frågor om biota påverkas eller inte.
I sin skrivelse föreslog Per Lundström att en systematik i upprättande av recipientkontrollprogram (en
Best Practise Manual) skulle eftersträvas för att
minska kostnader för icke ändamålsenlig provtagning
minska oförutsedd miljöpåverkan och återställningskostnader
även tjäna som vägledning vid genomförande av baseline-undersökning inför uppstart av
gruva, och att
effektivisera gruvindustrins och myndigheters arbete med recipientkontroll
Skrivelsen cirkulerades under hösten 2009 inom gruvindustrin (SveMins miljökommitté) och bland
ansvariga tjänstemän inom länsstyrelserna i Norrbotten och Västerbotten. Gensvaret var enstämmigt
positivt till att en genomlysning av frågan borde ske.
Den 20 januari 2010 hölls ett möte i Skellefteå med deltagande av representanter för de båda
länsstyrelserna, Skellefteå kommun, Hushållningssällskapet och gruvindustrin. Gruppen var enig om
att gå vidare med frågan. Ett nytt övervakningsprogram för vattenområden ska igång fr o m 2012 för
att uppfylla vattenförvaltningarnas krav. Det är dock inte klart vilka faktorer som ska beaktas. Biologin
har varit styrande, men data har i många fall saknats. Biologiska faktorer ska in i bedömningen, men
det måste ske på ett välgrundat sätt. Från gruvindustrins sida framhölls även att man lägger ut stora
belopp på kontrollprogrammen och att det därför är viktigt att man mäter rätt saker. Det som är
intressant är ju effekten på miljön. Därför bör kontrollprogrammen inriktas på detta, dvs mot
biologiska effekter.
Gruppen enades om att i en första fas genomföra en litteraturstudie med syfte att hämta in goda
exempel från andra delar av världen likväl som från Sverige. Efter upphandling utsågs Ola Löfgren,
EkoVisionNord att genomföra litteraturstudien.
Studien har finansierats av svensk miljöövervakning, genom Länsstyrelsen Norrbotten och
Naturvårdsverket, samt av gruvindustrin genom Boliden Mineral AB och LKAB.
Som referensgrupp för studien har följande församling fungerat: Sara Elfvendahl, Länsstyrelsen
Norrbottens län, Hans-Erik Johansson, Länsstyrelsen Västerbottens län, Maria Forsell, Boliden
Mineral AB, Tina Hedlund, LKAB, Karl-Erik Nilsson, Fiskeriverkets utredningskontor, Luleå samt
Ulrika Stensdotter Blomberg, Naturvårdsverket. Lars Lövgren, Georange, har varit samordnare för
projektet.
Lars Lövgren, föreståndare för Georange miljöforskning
3
Innehåll
1
Introduktion ......................................................................................................................... 5
2
Inventering och beskrivning av metoder ............................................................................. 6
2.1
Växter ................................................................................................................................................... 6
2.2
Djur ..................................................................................................................................................... 11
2.3
Mikroorganismer ................................................................................................................................... 22
2.1.1
2.1.2
2.1.3
2.2.1
2.2.2
2.2.3
Växtplankton...................................................................................................................................................6
Påväxtalger ......................................................................................................................................................7
Makrofyter .......................................................................................................................................................9
Djurplankton i sjöar .................................................................................................................................... 11
Bottendjur (makroevertertebrater) ........................................................................................................... 12
Fiskar ............................................................................................................................................................. 17
3
Sammanfattande diskussion och slutsatser ....................................................................... 22
4
Erkännanden ...................................................................................................................... 24
5
Referenser ........................................................................................................................... 25
4
1 Introduktion
Biologiska indikatorer och biologiska monitoringssystem används vanligen med syfte att beskriva
miljötillståndet i ett ekosystem eller recipient under en längre tid. Bioindikatorer används i stor
utsträckning inom nationell miljöövervakning i de flesta länder inom Europa, USA och Kanada.
Samma eller liknade metoder används ofta också inom regional och lokal miljöövervakning.
De biologiska metoderna används vanligen som komplement till kemiska och fysikaliska mätmetoder
för att ge ett integrativt mått över en längre tid. Ofta återspeglar de biologiska metoderna inte specifika
miljöhot, utan belyser tillståndet i stort för grupper eller samhällen av organismer. Ibland används
förekomst eller frånvaro av specifika arter eller grupper av arter som biologiska indikatorer. Vanligen
beräknas även index för att belysa specifika tillstånd ex pH eller grad av eutrofiering.
Organismer som är lämpliga för biomonitoring och recipientkontrollprogram karaktäriseras vanligen
av att:
De är allmänt förekommande i den miljö som ska undersökas och i referensområden
Är stationära i den miljö/recipient som ska undersökas
Är väl kända med avseende miljökrav och livscykler
De reagerar tydligt och förhållandevis snabbt på aktuella föroreningar.
Är förhållandevis lätta att bestämma taxonomiskt och går att räkna/kvantifiera
Utvärderings- och bedömningsgrunder för miljötillstånd finns
En genomgång av olika länders/staters/regioners organisation för miljöövervakning visar på en
förvånansvärt likartad struktur. På sidan Bioworld: http://www.biogateway.gc.ca är det möjligt att gå
vidare för att få information om olika länders/staters organisation.
I Sverige leds den övergripande miljöövervakningen av Naturvårdsverket;
http://www.naturvardsverket.se. Länsstyrelser ansvarar för regional övervakning och kommuner för
lokal kommunal övervakning. Miljöövervakningen inom industrin bedrivs vanligen i form
egenkontroll i program som arbetats fram tillsammans med Länsstyrelser och/eller Naturvårdsverket.
Organisationen i övriga nordiska länder är mycket lika den svenska;. Norge;
http://www.regjeringen.no/en/dep/md.html, Finland; www.environment.fi. Island :
http://eng.umhverfisraduneyti.is/. Övriga nordliga europeiska länder; England, Skottland och
Wales; UK Environment Agency (EA); Irland; http://www.epa.ie/
Även USA och Kanada har ett system med över – och underordnade organisationer för
miljöövervakning, samt egenkontroll som utförs av industrin. USA : US Environmental Protection
Agency http://www.epa.gov eller US Bioassessment and Biocriteria Basics (EPA-OST), Kanada;
http://www.canada.gc.ca eller http://www.biogateway.gc.ca.
En översikt av de metoder som används inom respektive land/stat eller distrikt finns normalt som
länkade hemsidor (se ovan). En sammanställning av metoder för biomonitoring i sötvattensmiljöer,
som var etablerade i slutet av 90-talet inom de nordiska länderna, sammanfattas i en rapport från
Nordiska Ministerrådet (2001). I Kanada finns en mycket omfattande sammanställning av organisation
och rekommenderade metoder för kontroll av miljöparametrar (inklusive biologiska metoder) specifikt
inriktat på gruvverksamhet (EPA Kanada, 2002).
5
2 Inventering och beskrivning av metoder
Innehållet i rapporten är baserad på en genomgång av ett urval befintliga litteraturdatabaser.
Tonvikten har lagts på studier som behandlar bioindikatorer och biomonitorprogram i förhållande till
metallföroreningar, och i synnerhet gruvindustri i nordliga miljöer. Endast metoder som har
anknytning till sötvattensmiljöer har beaktats. Ekotoxikologiska studier, skulle enligt uppdraget inte
ingå, men har i vissa fall ändå används eftersom de har ansetts viktiga vid beskrivningen av vissa
metoder. Vid litteratursökningarna har i huvudsak databaserna; ALBUM (Umeå universitet), ELIN
(Naturvårdsverket), LIBRIS (svensk nationell databas) och internationella artiklar i företrädesvis
ScienceDirect, använts. Förutom litteraturgenomgång har viktig information tillförts projektet, genom
personliga kontakter med specialister och synpunkter från referensgruppen.
Strukturen på rapporten är baserad på i första hand typen av organism och därefter på
miljötyp/recipient. Metoder som bedömts som mindre relevanta för metallföroreningar behandlas
endast kortfattat. I beskrivningen av de enskilda metoderna ingår en subjektiv bedömning av
användbarhet och potential för recipientkontroll i relation till gruvindustri under rubriken
”kommentar”. Även i avsnitt 3 ”Sammanfattande diskussion och slutsatser” ingår subjektiva
bedömningar. Samtliga referenser presenteras i slutet av rapporten.
2.1 Växter
2.1.1 Växtplankton
Växtplankton (Phytoplankton) är den största autotrofa komponenten i akvatiska miljöer och de är
därför mycket betydelsefulla och utgör basen för hela näringskedjan (växtplankton-djurplanktonbottendjur-fisk). Växtplankton produceras huvudsakligen i den fria vattenmassan i sjöar och driver till
viss del nedströms i vattendrag. Systematiskt är gruppen heterogen och består av såväl alger, bakterier
och encelliga organismer som t ex amöbor och flagellater. I nationella miljöövervakningssammanhang
är det huvudsakligen marina miljöer och större sjöar som följs. Vanligen är det tecken på
näringsbelastning och försurning som undersöks. Naturvårdsverket följer årligen förändringar av
mängden växtplankton (biomassa) och sammansättningen av växtplanktonarter i ett landstäckande
stationsnät av så kallade trendsjöar. Dessa ligger i områden som är så opåverkade som möjligt av
lokala föroreningskällor. Mängden växtplankton och vilka taxa/arter av växtplankton som finns i
sjöarna används för att bedöma sjöarnas ekologiska status (speciellt näringsbelastning, pH, och
alkalinitet). Normalt används vattenhämtare och kvantitativa metoder för bestämning av både antalet
taxa, biomassa och klorofyllhalt. Dessa metoder finns beskrivna i detalj i Naturvårdsverket (2010d).
Varken i Sverige eller internationellt, används växtplankton i större omfattning som specifika
indikatorer på metallbelastning. Anledningen till detta är främst att relationen mellan
metallföroreningar och växtplankton är dåligt kända. Sten Backlund, Umeå universitet, har kontaktats
och han anser att kännedom om effekter av metaller på växtplankton är idag alltför dåligt kända och
att det krävs ytterligare utvärderingar/studier av befintliga material om denna grupp ska användas som
indikator på metallförorening. Bedömningsgrunder för svenska förhållanden finns, men de belyser
främst eutrofiering och allmän föroreningsgrad. Effekter av metallföroreningar ingår inte i de
parametrar och index som används. Se Naturvårdsverket (2007a, b).
Eftersom monitoring av växtplankton inte ingår i de gängse metoderna för undersökning av
metallbelastning i sjöar, varken i Sverige eller internationellt, behandlas de inte ytterliggare i denna
rapport.
6
2.1.2 Påväxtalger
Påväxtalger är mycket viktiga primärproducenter i akvatiska miljöer. I vattendrag är kiselalger vanligen
de dominerande primärproducenterna. Metoder för övervakning av miljökvalitet med påväxtalger är
bäst utvecklade i rinnande vatten och finns beskrivna från både norra och södra halvklotet, se t.ex.
(Davies m fl 1992).Metoder lämpade för sjöar är mindre utvecklade. I Sverige pågår studier för att ta
fram metoder för att kunna använda kiselalger även i sjöar Se t.ex. Naturvårdsverket (2009b).
Användningen av påväxtalger är ofta ett bra komplement till kemiskt/fysikaliska undersökningar av
vattenkvalitet eftersom de speglar förhållande under en längre tid (flera månader till år). Kraftiga
förändringar i miljön med punktutsläpp av föroreningar kan ibland ge snabbare förändringar.
Eftersom påväxtalgerna är fastsittande speglar de förhållandena på en specifik plats och kan användas
till att beskriva förhållanden över ett större geografiskt område eller i anslutning till punktutsläpp.
Analys av påväxtsamhället i rinnande vatten syftar vanligen till att beskriva tillstånd och förändringar
med avseende på artsammansättning, artantal och relativ förekomst av arter, inklusive indikatorarter.
Förhöjda halter av näringsämnen gynnar ofta förekomsten av blågrönalger och vissa grupper
grönalger. Organiska föroreningar och höga humushalter gynnar som regel bakterietillväxt men
minskar diversiteten hos många grupper av alger. Försurning och metallföroreningar medför ofta
minskat antal arter/taxa och en förändring av artsammansättningen (Jarlman m fl. 1996,
Naturvårdsverket 2009a). En studie på 70-talet i den metallbelastade Vormbäcken, Lycksele kommun,
(Sten Backlund, Umeå universitet) visade bl.a. på dominans av en grönalg, som förmodligen är mycket
tolerant för metallbelastning (Cu, Zn, Cd).
I Sverige finns metoder för att studera påväxt i vattendrag, och då speciellt för studier av kiselalger.
Dessa beskrivs i Naturvårdsverket (2009a): Handledning för miljöövervakning. Programområde
sötvatten. Påväxt i rinnande vatten − kiselalgsanalys Version 3:1: 2009-03-13. Metodiken beskrivs
kortfattat i avsnittet nedan.
2.1.2.1 Påväxt av kiselalger i vattendrag
Påväxt av kiselalger förekommer i de flesta rinnande vatten. Taxonomi, ekologi samt miljökrav är
förhållandevis väl dokumenterade. Kiselalgerna är encelliga och omslutna av 2 skal uppbyggda av kisel.
Taxonomisk är kiselalger en mycket stor grupp med hundratals taxa bara i Sverige. Det innebär att
fullständiga taxonomiska bestämningar av prov på kiselalger kräver specialistkompetens och är mycket
tidsödande. Utveckling av metoder för att förenkla användande av kiselalger som miljöindikatorer
pågår både inom Europa, USA och Kanada. Se t.ex. Jarhlman m fl. (1996).
Kiselalger är ofta bra miljöindikatorer pg a att olika arter/grupper har specifika toleransområden för
olika typer av föroreningar, som metaller och organiska föroreningar och surhet.Studier av kiselalgers
skal har visat att andelen av deformerade skal ökar i vatten som är förorenade av metaller och/eller
organiska miljögifter som pesticider (Falasco mfl 2009a, b, Jan Ers 2009). I undersökningar av
kiselalger ingår därför ofta att bestämma andelen deformerade (teratologiska) skal i proven.
Syftet med att undersöka påväxt av kiselalger i rinnande vatten är i huvudsakligen att;
Upprätta taxonomiska listor och göra en bedömning av föroreningsgrad och typ av
förorening utifrån speciella arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven.
Beräkna olika slag av index som belyser artrikedom/biodiversitet, surhet och grad av
förorening.
Beräkna andelen kiselalger med deformerade skal i proven (ger en uppfattning om
föroreningsgrad)
7
Metoder för kiselgsanalys ingår i den svenska miljöövervakningen och beskrivs i Naturvårdsverket
(2009a).
För beskrivning av tillståndet i ett kiselalgsamhälle används som regel olika index. Utifrån den lista
med arter som erhålls vid undersökningen beräknas antal funna taxa, abundans samt klassiska
diversitetsindex som Simpson’s, Shannon, Hills N. Hur dessa beräknas finns beskrivet bl.a. i Begon,
Harper, och Townsend. (1990), Hill (1973). Det finns också ett stort antal index som mer eller mindre
specifikt beskriver tillståndet i miljön Se tex Andrén & Jarlman (2008), Naturvårdsverket (2009a).. För
att beskriva ett vattens ”surhet” används ofta ACID (Acidity Index for Diatoms). Se t ex van Dam,
mfl. 1994, Andrén & Jarlman 2008, Naturvårdverket 2009a.). Ett index som bygger på påverkan av
höga halter näringsämnen IPS (Indice de Polluo-sensibilité Spécifique, Cemagref 1982), kan också
beräknas. Båda dessa index används inom det svenska nationella övervakningsprogrammet och ingår i
bedömningsgrunderna för miljökvaliet(Naturvårdsverket, 2009a). I Sverige finns det flera
undersökningar som visar på samband mellan index på föroreningsgrad av näringsämnen och surhet
baserade på analys av kiselalger. Se tex. Kahlert,& Gottschalk (2008), Jan Ers (2009), Länsstyrelsen
Västerbotten (2009). Normalt använder man flera index och stödparametrar för den slutliga
bedömningen, se Naturvårdsverket (2009a).
Bedömningsgrunder för svenska förhållanden finns för påväxt av kiselalger, men de belyser främst
eutrofiering och allmän föroreningsgrad. Specifika effekter av metallföroreningar ingår inte i de
parametrar och index som används. Se Naturvårdsverket (2007a, b) och Sundberg & Jarlman (2010). I
nuläget finns det inga index som specifikt beskriver påverkan av metaller eller organiska miljögifter,
men flera undersökningar har visat att vissa släkten och arter påverkas negativt av metallföroreningar.
Det finns också arter som är förhållandevis toleranta mot metallföroreningar och därför är vanliga i
vatten med hög metallbelastning (Kelly , 2007, Falasco mfl., 2009).
En koppling mellan ökad andel missbildade skal och metallföroreningar redovisas bl.a. i (Falasco
mfl, 2009). Svenska undersökningar (Karlert & Gottschalk, 2008, Jan Ers, 2009).beskriver en
liknande koppling. Utveckling av metoder och räkning av deformerade skal för att specifikt
bestämma förorening av metaller pågår på flera håll i Europa och Kanada (pers. komm. Maria
Kahlert, miljöanalys, SLU).
Den svenska metodiken för analys påväxt av kiselalger beskrivs utförligt i Naturvårdverket
(2009a) och SS-EN 14407 (2005). En kortfattad beskrivning av metodiken ges nedan samt
beräkning av parametrar och index.
Enligt den svenska modellen för provtagning tas ”skrapprov” från stenar på en 10 m lång sträcka i
vattendraget som är representativ för lokalen/biotopen. Hur många lokaler som ska provtas beror på
frågeställningen. Ska hela eller delar av vattendraget beskrivas? Vid punkutsläpp är det lämpligt att
prov tas på lokaler uppströms och nedströms utsläppet. Påväxten på stenar (minst 5 stenar/lokal)
skrapas/borstas med tandborste ner i en vanna och övers därefter till burkar (en alternativ metod till
borstning av stenar presenteras av Persson m fl 2006) Detaljerade information, om metodiken,
inklusive hantering och beräkningar på kiselalgsprov ges i Naturvårdsverket (2009a). Liknade metodik
förordas och används i många andra länder i Europa samt USA och Kanada. Metodiken är i grunden
kvalitativ i det att man bara upprättar taxonomiska listor på art eller annan taxonomisk nivå. Men
möjligheter till kvantitativa bedömningar finns. Man kan t ex avgränsa områden i ett kiselalgpreparat
och räkna antalet individer av olika arter inom denna avgränsning. Se tex. Länsstyrelsen Västerbotten
(2009).
Kostnaderna för kiselalgsanalys är svåra att uppskatta och beror till största del på den ambitionsnivån.
Provtagningen är förhållandevis enkel, men den vidare behandlingen kan bli kostsam om avsikten är
att göra fullständiga taxonomiska listor och täthetsbestämningar.
I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella
datavärden. Nationell datavärd är Institutionen för vatten och miljö, SLU
8
Kommentar kiselalger
Metodiken och analysmöjligheterna vid användande av fastsittande kiselalger är väl beprövad och
kiselalgernas miljökrav är förhållandevis väl kända. Det finns flera index som indikerar
försurningstillstånd och näringsbelastning samt allmän föroreningsnivå, men inte specifikt för
metallföroreningar. Med tanke på att kunskapen om kiselalgernas autekologi är stor och att flera
forskargrupper i Europa, USA och Kanada arbetar med denna grupp, är det förvånade att det inte har
tagits fram index/bedömningsgrunder som mer specifikt skiljer på effekter av organiska miljögifter
eller metallbelastning. Arbete pågår och det är mycket troligt att kiselalger kommer att utvecklas och
har förutsättningar att bli en kostnadseffektiv metod för att indikera metallbelastning (Kahlert,
personlig kommentar).
I de flesta undersökningar baserade på kiselalger genomförs en omfattade bestämning av ingående
taxa vilket både kräver expertkompetens och är mycket kostsamt. I rapporten Länsstyrelsen
Västerbotten (2009). konstateras att ambitionsnivån inte behöver vara så hög och att det räcker att
koncentrera sig på de taxa som är vanligast förekommande. Man konstaterar också att antalet
kiselalgskal (400 st.) i komplexet Achanthidium minitissimum/ Eunotia som räknas i den svenska
metoden för beräkningar av surhetsindexet ACID, är fler än vad som krävs. Enligt både, Maria
Kahlert SLU och Sten Backlund Umeå universitet, finns det goda möjligheter att nyttja kiselalger för
bedömning av metallbelastning, det krävs dock utvärdering av redan befintliga material, samt i vissa
fall insamling av ytterligare data. Alternativa metoder, som användande av ”Near infrared
spectroskopy (NIRS) har bedömts som lovande för enklare och kostnadseffektivare analys av epilitiskt
material (Dåbakk 1999, Brooks & Renberg 2004, Persson 2007). NIRS has testas även för best av
metaller och association med humus på bottnar (Malley & Williams, 1997).
2.1.3 Makrofyter
I gruppen makrofyter ingår vattenlevande växter som kan observeras med blotta ögat och i allmänhet
också identifieras utan mikroskop. I gruppen ingår vissa arter makroalger, kransalger, vattenlevande
mossor och levermossor samt kärlväxter (rosettväxter och långskottsväxter, flytbladsväxter samt vissa
igelknoppsarter).
Makrofyter har inte använts i någon större omfattning i Sverige när det gäller att regelbundet bedöma
miljötillståndet i akvatiska miljöer i förhållande till gruvindustri och metallbelastning. Metoder är under
utveckling, men för närvarande saknas kriterier för hur makrofyter skall bedömas kvalitativt och
kvantitativt i relation till metallbelastning. I förhållande till många andra organismgrupper, har de flesta
makrofyter förhållandevis lång reaktionstid på miljöförändringar, vilket försvårar användning av denna
grupp vid recipientkontroll i anslutning till gruvindustri. Metoder för inventering av makrofyter är
generellt beskrivna i Naturvårdsverket (2003a).
I Sverige och internationellt är det främst vattenmossa (Fontinalis spp.), som används för
recipientkontroll och miljöövervakning av metallbelastning Se avsnitt 2.3.3.1 nedan.
2.1.3.1 Vattenmossa (Fontinalis antipyretica.) i vattendrag
Vattenmossan, näckmossa (Fontinalis antipyretica), förekommer allmänt i rinnande vatten på norra
halvklotet. Den växer oftast fastsittande på stenar i mindre vattendrag och är känd för att ta upp de
flesta metaller som förekommer i sötvattensmiljöer, se tex. Bengtsson & Lithner. (1981), Bruns mfl
(1997), Cenci (2001)., Siebert mfl (1996). Att använda vattenmossa för att påvisa metallbelastning
baseras på att mossans vävnader tar upp metaller i nära proportion till halterna i omgivande vatten.
Processen med upptag av metaller går förhållandevis snabbt från några dagar upp till några veckor,
därefter uppstår en jämvikt mellan halterna i vattnet och mossans vävnader. Se tex. Naturvårdsverket
(2004), Mouvet, mfl (1993) Siebert m f.(1996). Vattenmossa som indikator på metallbelastning
används på flera håll i Europa, USA och Kanada. Det finns inga studier som tyder på att höga
9
metallhalter är direkt toxiska för vattenmossor, men halterna av metaller i mossans vävnader används
för uppskattning av metallbelastning. En studie (Davies 2007) visar att höga svavelhalter kan vara
toxiska. Till skillnad från tex. kiselalgsanalys, krävs ingen specialistkompetens för genomförande och
taxonomisk bestämning.
I Sverige ingår analys av metaller i vattenmossa som en del i Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder
för miljökvalitet – Sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). Metodiken för insamling och
preparering inför analys är beskriven i Naturvårdverkets handbok för miljöövervakning
(Naturvårdsverket 1986, 2004). För arsenik, kadmium, kobolt, krom, koppar, kvicksilver, nickel och
zink finns en kalibrering av den uppmätta metallhalten i mossa till rådande miljötillstånd i vatten,
Naturvårdsveket (2004).
Metoden bygger på att halten av metaller analyseras i skott från mossplantor. Skotten är som regel 34cm långa. Användande av senaste årsskott rekommenderas. Vanligen frystorkas de insamlade skotten
och uppslutes därefter innan kemisk analys. Om prover ska tas en gång per är det lämpligt att ta dessa
på hösten då vegetationssäsongen är avslutad.
Det finns i princip 2 varianter på metodik:
1. I normalfallet samlas mossplantor och skott på de lokaler som ska undersökas. Tex. före och efter
en utsläppskälla. Antalet och läge på provtagningslokaler anpassas efter frågeställningen
2. Om det vattendrag som ska undersökas inte är homogent m.a.p. förekomst av mossa, kan det vara
bättre att flytta mossa från ett referensvattendrag till de lokaler som ska undersökas. Detta kan göras
genom att man klipper toppskott och placerar dessa i burkar försedda med nät. Som en variant på
detta kan man flytta hela stenar beväxta med mossa från referensen och placera ut dessa på
undersökningslokalerna. I båda fallen kan skotten som regel insamlas efter några veckor och därefter
analyseras på innehåll av metaller.
Detaljerade beskrivningar av dessa metoder ges i Naturvårdsverket (2004).
Kommentar vattenmossa
Metodiken och analysmöjligheterna vid användande av vattenmossa, i synnerhet Fontinalis
antipyretica, är väl beprövad och miljökraven samt mekanismerna för upptag av metaller är väl
studerade. Metoderna är förhållandevis kostnadseffektiva eftersom de inte kräver expertkompetens.
Metallhalterna i mossans vävnader är i jämvikt med omgivande vatten redan inom 3-4 veckor vilket
gör att resultaten beskriver tillståndet under en kortare tid förre provtagningstillfället Numera finns det
kemiska provtagningsmetoder, tex. passiva provtagare (typ DGT) som ger en integrativ bild av det
kemiska tillståndet över en längre tid (1-2 månader), och bör därför ge liknade resultat som vid
provtagning på vattenmossa. Se t ex Dragun m fl (2009).
10
2.2 Djur
Endast akvatiskt levande djur har beaktats. Det finns studier där man undersökt metallhalter i
landlevande djur som t ex smågnagare, groddjur och kräldjur i gruvrecipienter.
2.2.1 Djurplankton i sjöar
Med djurplankton avses mikroskopiska djur, som lever i den fria vattenmassan. Djurplankton
produceras huvudsakligen i sjöar och driver till viss del nedströms i vattendrag.
Till gruppen hör de flercelliga djuren hinnkräftor (Cladocera), hoppkräftor (Copepoda) och hjuldjur
(Rotatoria), samt encelliga djur (Protozoa; t.ex. amöbor, ciliater och flagellater). Storleken varierar från
0,05 mm (encelliga) till några få mm (flercelliga). De minsta organismerna (encelliga) beaktas vanligen
inte i undersökningar av djurplankton.
Djurplankton är viktiga i näringsväven i sjöars pelagial (den fria vattenmassan). De intar en central
plats i näringsväven eftersom de både är konsumenter av växtplankton och utgör födounderlag för
många fiskar (speciellt unga stadier) och makroevertebrater. Vissa arter lever även som parasiter.
Sammansättningen och biomassan i djurplanktonsamhällen förändras beroende på olika
miljöförändringar, som t.ex. eutrofiering, försurning, kontaminering med metaller samt förändringar
av fiskfaunans sammansättning. En analys av djurplanktonsamhällen ger därför en övergripande
information om effekter av många olika typer av miljöstörningar. Känsligheten för metallbelastning är
för flera planktoniska kräftdjur och hjuldjur, väl dokumenterat med toxikologiska laboratorie
experiment, se t.ex. Pierce & Spear (1979), Koivisto m fl. (1992), Zou.& Bu. (1994), Bart m fl. (2005).
Det är också vanligt att man genomför toxikologiska test på förorenat vatten (inkl. metallföroreningar)
med denna typ av organismer (ofta på arter av släktet Daphnia spp).
Tillståndet hos planktondjursamhällen kan beskrivas med kvalitativa eller kvantitativa metoder. Med
kvalitativa metoder bestäms planktonbestånden utan vetskap om vattenvolym och täthet kan inte
beräknas. Kvalitativa prov tas vanligen med en planktonhåv från en obestämd volym vatten. Med
kvantitativ metodik kan bestånden relateras till en given volym, t. ex genom provtagning med
vattenhämtare. Även håvar med registrering av passerad vattenvolym kan användas. Kvantitativ
metodik ger fler utvärderingsmöjligheter än de kvalitativa, men är mer arbetskrävande. Fullständiga
taxonomiska bestämningar kräver expertkompetens och blir därför förhållandevis kostsamma. Även
behandling av prov och räkning av antalet individer inom taxa är tidsödande och kostsamma. I Sverige
ingår provtagning och analys av djurplanktonsamhällen i både nationella och regionala
övervakningsprogram. Det genomförs dessutom lokala undersökningar bl.a. i anslutning till
gruvindustri.
Syftet med att undersöka djurplankton i sjöar är i huvudsakligen att;
1. Med kvalitativ provtagning upprätta taxonomiska listor och göra en bedömning av föroreningsgrad
och typ av förorening utifrån speciella arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven.
2. De kvantitativa metoderna ger, förutom möjlighet att upprätta taxonomiska listor, möjlighet till att
beräkna artrikedom och olika slag av diversitetsindex.
3. Kvantitativa metoder ger också möjlighet till att beräkna olika slag av index som belyser abundans
av indikatorarter eller grupper av taxa som är speciellt känsliga för föroreningar.
4. Med kvantitativa metoder finns också förutsättningar för att bestämma biomassa/biovolym på
djurplanktonsamhället.
De svenska metoderna för provtagning av djurplankton i sjöar är detaljerat beskrivna i
Naturvårdsverket (2003b) och Persson & Svensson (2004). Principen för provtagning är densamma i
11
de flesta länder i Europa, samt /stater/distrikt i Nordöstra USA och Kanada. Nedan ges en kortfattad
beskrivning av den svenska metodiken.
Aspekter på var och när man ska ta prov ges av frågeställningen. Om frågeställningen är att göra en
enstaka bedömning av ingående arter/taxa räcker det i de flesta fall med att genomföra kvalitativ
provtagning med planktonhåv. Ska undersökningen upprepas och vara underlag för tidsserier bör läget
på provtagningslokalen noteras med GPS koordinater eller i förhållande till landmärken.
Frågeställningar som abundans av arter eller grupper av taxa biomassa/biovolymer kan besvaras med
kvantitativ provtagning. I de flesta fall används en förhållandevis stor vattenhämtare, t. ex.
Limnoshämtare (4,3 l), Rodhe-hämtare (5 1). Det finns även större hämtare. Hämtarna kan stängas på
olika djup så att en hel vattenpelare kan provtas. Proverna filtreras genom en silduk (vanligen med
porstorlek 40 µm). Prover som ska sparas konserveras. Vid den kvantitativa analysen artbestäms och
räknas individerna i hela provet eller i en bestämd del av provet. Delning av prov är vanligt om provet
innehåller många individer.
Bedömningsgrunder enligt Naturvårdsverket, saknas för närvarande, men är under utarbetande.
I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella
datavärden. Nationell datavärd för djurplankton är Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala.
Kommentar djurplankton
Djurplankton är en förhållandevis heterogen grupp och består huvudsakligen av primära konsumenter
och utgör mycket viktig föda för makroevertebrater och fisk i främst i unga stadier. Toxikologiska test
på kräftdjur (hinn- och hoppkräftor) visar generellt att gruppen är förhållandevis känslig för förhöjda
metallhalter (Bellavere 1981, Koivisto m fl 1992, Zou & Bu 1994, Bossuyt & Janssen 2004, Bart m fl
2005). Djurplankton reagerar också förhållandevis snabbt på miljöförändringar.
Fältstudier i Hornträsket, Lycksele kommun, som har förhöjda halter av Cu, Zn och Cd, visar klart att
artantal och biodiversitet avviker från ett normalt tillstånd (Roslund 2002, GeoEnvix 2005 Löfgren &
Roslund 2008). Det har genomförts ett flertal inventeringar i anslutning gruvrecipienter i Sverige som
visar på liknande avvikelser i djurplanktonsamhället, med låg artrikedom och biodiversitet (Persson &
Svensson, 2004, Persson 2009). Provtagningar på djurplankton är förhållandevis enkla att genomföra,
men artbestämning kräver expertkompetens. Sammantaget är kostnaderna inte speciellt höga vid
djurplanktonundersökningar i förhållande till andra metoder. Bedömningsgrunder och index som
pekar specifikt på metallbelastning finns inte i nuläget. Enligt Gunnar Person, SLU (personlig
kommentar) finns det många material och tidigare studier som inte har utvärderats i förhållande till
metallbelastning och en utvärdering av dessa bör ge underlag för mer specifika bedömningsgrunder.
2.2.2 Bottendjur (makroevertertebrater)
Bottenfaunan består främst av mindre kräftdjur, insektslarver och snäckor. Insektslarverna är den i
särklass största gruppen och består av ett stort antal ordningar och funktionella grupper. Både primära
(filtrerare, betare, detritusätare) och sekundära konsumenter (rovlevande) ingår i gruppen.
Undersökningar av bottenfauna för att beskriva miljötillstånd är mycket vanliga i Europa och i USA,
Kanada. I samtliga nordiska länder bedrivs nationella monitorprogram där undersökningar på
bottenfauna ingår. Se t.ex. Nordic Council of Ministers (1995, 2001). Liknande program finns också i
USA (US EPA) och i Kanada (Canadian EPA). I Kanada rekommenderas/krävs regelbundna
inventeringar av bottenfauna som generell övervakningsmetod av recipienter i samband med gruvdrift
AQUAMIN (1996), Canadian EPA (2002, kapitel 5). Metoder för undersökningsmetodik och
kvalitetsbedömning är som regel väl utvecklade och likartade i samtliga länder. Metoderna är oftast av
kvalitativ eller semikvantitativ natur vid undersökning av vattendrag och sjöars litoral (strandnära
områden). På större djup i sjöar (> 1m), provtas oftast en bestämd yta/volym bottensubstrat med
bottenprovtagare som ger ett kvantitativt mått.
12
Det övergripande syftet med undersökningar av bottenfauna kan sammanfattas i nedanstående
punkter;
Oberoende av provtagningsmetod (kvalitativ, semikvantitativ, kvantitativ) är det primära
målet att upprätta taxonomiska listor och räkna antalet funna individer för respektive taxa.
Göra en bedömning av föroreningsgrad och typ av förorening utifrån speciella
arters/taxonomiska gruppers förekomst eller frånvaro i proven.
De semikvantitativa och kvantitativa metoderna ger, förutom möjlighet att upprätta
taxonomiska listor, möjlighet till att beräkna artrikedom och olika slag av diversitetsindex.
Kvantitativa och semikvantitativa metoder ger också möjlighet till att beräkna olika slag av
index som belyser abundans av indikatorarter eller grupper av taxa som är speciellt känsliga
för föroreningar.
Med kvantitativa och semi- kvantitativa metoder finns också vissa förutsättningar för att
bestämma biomassa/biovolym på bottenfaunasamhället.
Principerna för provtagningsmetodik och bedömningsgrunder är mycket lika i de nordiska länderna
och i USA samt Kanada. Nedan ges kortfattad information om de metoder som är standard i Sverige
och praktiseras inom de flesta EU-länder. Metoderna används inom den svenska miljöövervakningen
både nationellt, regionalt och i viss mån kommunalt. Undersökningar av bottenfauna ger generellt ett
mycket bra mått på miljötillståndet över en längre tid (år eller, för vissa organismer längre tid).
Beroende på metod görs ett urval av organismer som kvarhålls i en handhåv eller såll med maskstorlek
mellan 0,5 mm (tidsserier i sjöars litoral och i vattendrag, samt vid provtagning med Ekmanhuggare i
sjöars profundal) och 1,5 mm (oberoende- eller riktat urval i sjöars litoral och i vattendrag).
För utvärdering av resultat av bottenfaunaprovtagningar i både sjöar och vattendrag används ett flertal
parametrar och index och parametrar
2.2.2.1 Bottendjur i sjöars litoral och i vattendrag (M42- oberoende- och riktat urval)
I både M42- oberoende- och riktat urval används ett såll med 1,5 mm maskvidd som fästs på ett skaft.
Denna maskstorlek medför att en stor del av de mindre organismerna, tex fjädermyggor
(Chironomidae) och glattmaskar (Oligochaeta), blir underrepresenterade i proven. Insamlingen av
enskilda prov baseras på att störning av bottensubstrat eller vegetation och aktiv insamling av
organismerna som virvlar upp i vattnet. På enskilda provlokaler tas 30 replikatprov (ca 0,2 m2) på en
sträcka av 50 m. Vid bearbetning slås de 30 replikatproverna samman till ett samlingsprov. Proverna
tas i sjöars litoral eller i vattendrag upp till ca 1 m djup. Vid oberoende provtagning tas prover från
olika biotoper som är representativa för sjön eller vattendraget. Vid riktad provtagning görs ett urval
av speciella mikrobiotoper i sjön eller vattendraget. I vattendrag tas prov både i forsar och i lugnare
vatten. I sjöar tas prov i både i exponerad och oexponerad strand.
Metoden med oberoende urval syftar främst till att;
Beskriva bottenfaunasamhället över ett större geografisktområde. Hela eller delar av en sjö
eller ett vattendrag.
Få en preliminär uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning i olika typer av
biotoper.
Förekomst av rödlistade arter eller indikatorarter
Vid riktat urval är det primära syftet oftast detsamma som vid oberoende urval, men provtagningen
stratifieras till att omfatta speciella miljötyper/mikrobiotoper.
13
Båda metoderna (M42-oberoende och riktad provtagning) är utförligt beskrivna i Naturvårdsverkets
handbok för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2008a, b).
M 42 metoderna är generellt effektiva då man då man vill få en kvalitativ översikt av förekommande
taxa i större geografiska områden eller i specifika biotoper. Metoderna ger inte några större möjligheter
till statistisk utvärdering och kvalitetssäkring av resultat. Enligt Naturvårdsverket (2008a, b) är
tidsåtgången för provtagning, sållning, utsortering av organismer, samt artbestämning och räkning av
individer ca 10-20 timmar/provtagningslokal. Till detta tillkommer tid för beräkningar,
sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta ytterligare 10-15 timmar. Metoderna kräver
också provtagningsutrustning samt transporter till och från provtagningsområdet. Om syftet är att
erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art, släkte) krävs expertkompetens.
Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna (ex till familj) minskar behovet av
expertkompetens och därmed kostnaderna.
I Sverige och internationellt används ofta en metod som kallas ”Surber”. Vid denna används en
speciell håv (Surberhåv) med standardiserat yttermått. Metoden är principiellt mycket lika M42, men
anses vara av mer pålitlig för kvantitativa syften. Oftast krävs färre replikatprov vid undersökningar
med denna metod, se t ex Karlsson (1998).
2.2.2.2 Bottendjur i sjöars litoral och i vattendrag (tidsserier)
För att erhålla underlag till tidsserier inom de nationella- och regionala övervakningsprogrammen av
sjöar och vattendrag används vanligen den sk ”sparkmetoden”. Metoden är europeisk och svensk
standard (Naturvårdsverket 2007, SS- EN 27828) och används även i övriga europeiska länder
(Nordiska Ministerrådet 2001).
Vid provtagning används en speciell håv med maskstorlek 0,5 mm som samlar in de flesta
bottenlevande organismer. Insamlingen av enskilda prov baseras på störning av bottensubstrat (med
sparkning) och aktiv insamling (i sjöar) av organismerna som virvlar upp i vattnet. I vattendrag väljs
vanligen lokaler där vattenströmningen för in bottensubstrat och organismer i håven. Till skillnad från
M42-metoden stratifieras valet av provtagningslokaler till bottnar med sand, grus och sten. I sjöar väljs
exponerade stränder och i vattendrag områden med måttligt strömmande vatten. På provlokalerna tas
5 replikatprov på en sträcka av 10m. De enskilda proverna tas inom en sträcka av 1m. Proverna
hanteras separat både vid insamling och vid taxonomisk bestämning och räkning av antalet individer.
Detta innebär att det är möjligt att utnyttja variationer både inom en lokal (mellan replikat), och mellan
lokaler, för statistisk bedömning av skillnader mellan lokaler och mellan år. Provtagning bör göras
minst en gång per år, företrädesvis på hösten vid en provtagning per år. Om resultaten ska ingå i en
tidsserie tas proverna på samma plats och tid olika år.
Metoden med syftar främst till att
Beskriva bottenfaunasamhället kvalitativt och semi-kvantitativt i utvalda biotoper i en sjö eller
ett vattendrag.
Få en uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning och abundans för olika
arter/taxa i de utvalda biotoptyperna.
Få underlag till att bedöma skillnader i abundans av bottenfauna organismer mellan år och
mellan lokaler
Metoden är utförligt beskriven i Naturvårdsverkets handbok för miljöövervakning och är svensk och
europeisk standard (Naturvårdsverket 2010a, SS -EN 27828).
Metoden är generellt effektiv eftersom den ger förhållandevis säkra bedömningar av art/taxa och
individantal. Den ger också möjlighet statistisk utvärdering och kvalitetssäkring av resultat. Enligt
14
Naturvårdsverket (2010a) är tidsåtgången för provtagning (5 replikatprov), sållning, utsortering av
organismer, samt artbestämning och räkning av individer ca 10-20 timmar. Till detta tillkommer tid för
beräkningar, sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta ytterligare 10-15 timmar.
Metoden kräver också provtagningsutrustning samt transporter till och från provtagningsområdet. Om
syftet är att erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art, släkte) krävs
expertkompetens. Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna (ex till familj) minskar
behovet av expertkompetens och därmed kostnaderna.
2.2.2.3 Bottendjur i sjöars profundal och sublitoral
Vid provtagning a v bottendjur i sjöars sublitoral (zonen utan rotad vegetation) och profundal (under
språngskiktet) används som regel en bottenhuggare eller rörprovtagare som tar en bestämd mängd
bottensubstrat. Bottensubstratet sållas vanligen direkt i fält och organismerna konserveras för senare
utplockning och taxonomisk bestämning. Dessa metoder ger förutsättningar för ganska säkra
kvantitativa bedömningar av abundans och förekomst av olika taxa. Metoderna varierar beroende på
vilken typ av botten som ska undersökas och i dagsläget finns ingen generell standard. Provtagning
med bottenhuggare är begränsad till mjuka bottnar (dy, gyttja, lera och fin sand). Bottnar med grövre
substrat (sand, grus) provtas oftast med rörprovtagare. Ibland tas prov på bottensubstrat med dessa
metoder även i vattendrag med stora djup (ex älv och å).
I Sverige används en s k Ekmanhuggare (225 cm2) för provtagning av profundal och sublitoral inom
det nationella övervakningsprogrammet. Metoden är Svensk standard, SS 028190 och beskrivs i
Naturvårdsverkets handledning för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2010b).
Eftersom sjöbottnar oftast är förhållandevis heterogena miljöer rekommenderas att proven tas i
definierade delområden (stratifierad provtagning). I profundalen bör minst 5 replikatprov/delområde
tas inom en radie på 100m från en fixpunkt. I sublitoralen tas 5 prov inom en radie på 50m.
Provpunkternas läge bör slumpas inom delområdet för att öka möjligheterna till statistisk utvärdering.
Vanligen sållas proven direkt i fält med ett 0,5 mm maskstorlek.
Metoden syftar främst till att;
Beskriva bottenfaunasamhället kvalitativt och kvantitativt i utvalda biotoper i en sjö eller ett
större vattendrag.
Få en uppfattning om bottenfaunasamhällets sammansättning och abundans för olika
arter/taxa i de utvalda biotoptyperna.
Få underlag till att bedöma skillnader i abundans av bottenfaunaorganismer mellan år och
mellan lokaler
Metoden är förhållandevis ”robust” eftersom den ger statistiskt säkra bedömningar av art/taxa och
individantal. Enligt Naturvårdsverket (2010b) är tidsåtgången för provtagning (5 replikatprov),
sållning, utsortering av organismer, samt artbestämning och räkning av individer ca 6-10 timmar. Till
detta tillkommer tid för beräkningar, sammanställning, utvärdering och rapportering, som bör ta
ytterligare 10-15 timmar. Metoden kräver också provtagningsutrustning samt transporter och tillgång
till båt. Om ambitionen är att erhålla en bedömning utifrån en lägsta möjliga taxonomiska nivå (art,
släkte) krävs expertkompetens. Sänkt ambitionsnivå vid de taxonomiska bestämningarna kan minska
kostnaderna avsevärt.
2.2.2.4 Analys av metaller i bottendjur
Metallhalter i bottendjur har studerats förhållandevis ofta. I vissa fall kan det vara ett bra komplement
till övriga metoder och användbart för recipientkontroll vid metallbelastning. Det finns olika metoder
15
för att samla in bottenorganismer för metallanalyser. Det vanligaste är att plocka ut vissa arter eller
grupper av taxa vid en reguljär bottenfaunaundersökning. Vanligen används larverna av de större
organismerna t ex skalbaggar, trollsländor, nattsländor, bäcksländor och dagsländor. Det går också att
fånga in dessa grupper (förhållandevis stora organismer) med elström som vid elfiske (se t ex
Hushållningssällskapet 2004). Vid en undersökning av Vormbäcken nedströms Kristineberg fann
Lindeström & Medin (1992) förhöjda halter av Pb, Cu och Zn i frilevande nattsländelarver.
Det finns dock en del problem med användande av bottenorganismer för metallanalys. En av dessa är
att olika taxonomiska grupper (även på artnivå) anrikar olika stor mängd av metaller (Brooks &
Renberg, 2002, Hushållningssällskapet, 2004). Variationer i artsammansättning kan då göra resultatet
svårtolkat och osäkert vid jämförelser mellan olika undersökningar. För att metallanalys på
bottenfauna ska vara ett effektivt instrument krävs förmodligen riktad provtagning på speciella arter
och storleksgrupper.
2.2.2.5 Analys av morfologiska förändringar hos bottendjur
Det finns relativt många studier på morfologiska avvikelser (bla mundelar hos fjädermyggslarver. I
vissa fall kan det var ett bra komplement till övriga metoder och användbart för allmän
recipientkontroll. Se t ex Vuori & Kukkonen (2002).
Mekanismerna bakom morfologiska förändring/störningar i samband med metallbelastning hos
bottendjur, är i dagsläget förhållandevis lite kända, och studier som avser att specifikt undersöka
metallpåverkan är få.
Kommentar bottendjur
Bottendjuren är en mycket heterogen grupp och består vanligen av både primära och sekundära
konsumenter. De utgör mycket viktig föda för fisk i både i unga och äldre stadier och har en central
roll i akvatiska ekosystem. Bedömningsgrunder finns för svenska europeiska förhållanden för både
sjöars litoral och vattendrag (Naturvårdsverket, 2007b). Det finns däremot inga parametrar eller index
som specifikt visar på metallbelastning. Men kunskapen är stor inom området och det bör vara möjligt
att ta fram bedömningsgrunder som visar på metallföroreningar specifikt. Det finns stora material från
undersökningar som genomförts i anslutning till gruvrecipienter, men som inte utvärderats med målet
att finna lämpliga bioindikatorer som visar på metallbelastning. Det finns arter och taxonomiska
komplex som man vet är speciellt känsliga för metallföroreningar (pers. Kommentar Bertil Brånin och
Christina Ekström). Det finns också stora referensmaterial från icke metallbelastade områden för
jämförelse. Att använda bottendjur som miljöindikatorer är en generellt effektiv metod, men
förhållandevis kostsamma bl a beroende på att taxonomiska bestämningarna kräver expertkompens.
Om kravet på ambitionsnivå vid taxonomisk bestämning sänks, bör det vara möjligt att göra
metoderna mer kostnadseffektiva. Grupperna dagsländor (Ephemeroptera), bäcksländor (Plecoptera)
och nattsländor (Trichoptera), är lätta att bestämma och redovisas i form av ett index (EPT), i många
undersökningar. Många arter i gruppen EPT är kända för att var känsliga för lågt pH och eutrofiering,
men även för metallföroreningar (pers. Kommentar Bertil Brånin och Christina Ekström).
I Sverige sker lagring av data i separata databaser hos respektive utförare och hos den nationella
datavärden. Nationell datavärd för bottenfauna är institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala.
2.2.2.6 Stora musslor
Det finns 8 arter av inhemska stora musslor i Sverige varav de flesta (utom en art av dammussla) är
rödlistade. Dammusslan är förhållandevis allmän i sjöar på nordliga breddgrader, men har specifika
miljökrav och uppvisar som regel bestånd med låga tätheter. Denna grupp är därför inte lämplig som
bioindikatorer i samband med recipientkontroll och gruvindustri. Se t ex Naturhistoriska riksmuseet,
16
http://www.nrm.se/forskningochsamlingar/djur/evertebratzoologi/faktaomevertebrater/svenskasot
vattensmusslor.
2.2.2.7 Stora kräftor
Stora kräftor finns förhållandevis allmänt i medelstora och stora vattendrag (å och älv), men har oftast
speciella miljökrav och är därför inte av större intresse för underökningar av gruvrecipienter. Det är
också vissa restriktioner vid fångst av kräftor.
2.2.3 Fiskar
I samtliga nordiska länder bedrivs nationella monitorprogram på fisk, med nätfiske i sjöar och elfiske i
vattendrag. Se t.ex. Nordic Council of Ministers (1995, 2001). Liknande program finns också i USA
(US EPA) och i Kanada (Canadian EPA). I Kanada rekommenderas/krävs regelbundna
fiskinventeringar som generell övervakningsmetod av recipienter i samband med gruvdrift.
AQUAMIN (1996), Canadian EPA (2002). I Sverige och övriga nordiska länder sker inventering av
fiskbestånd i samband med gruvdrift endast sporadiskt. För att inventeringar av fiskbestånd ska
fungera som pålitliga instrument vid övervakning av recipienter rekommenderas årliga inventeringar,
(Nordic Council of Ministers 2001, pers kommentar Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå).
Naturvårdsverket och fiskeriverket rekommenderar generellt att undersökningar bör genomföras
regelbundet och minst vart tredje år.
Fördelarna med att använda fisk vid recipientkontroll är bl a att många arter är allmänt förekommande
och är lätta att artbestämma. Miljökraven är oftast väl kända och man kan förvänta sig att vissa arter
ska förkomma i speciellt definierade miljöer. För de vanligaste fiskarterna finns som regel också
omfattande referensmaterial. Eftersom fisksamhällen oftast består av flera arter och funktionella
grupper i ekosystemet ger fiskundersökningar en integrerad bild av tillståndet över en längre tid.
Nackdelarna med fisk kan vara de som regel befinner sig högt upp i näringskedjan och har en
förhållandevis lång reaktionstid på miljöförändringar. Fiskar blir förhållandevis gamla och
populationsstudier kombinerade med ålderanalyser kan ge mycket information om fiskbeståndets
tillstånd m a p på reproduktion och dödlighet. Dessutom finns det goda möjligheter till att göra
metallanalyser på fiskvävnad.
Avvikelser från normala tillstånd i fisksamhällen eller i populationer kan bero på flera faktorer som
eutrofiering, surhet, föroreningar mm. Det kan i många fall vara svårt att avgöra om det är
metallbelastning som orsakat avvikelser från det normala vid studier av fisksamhällen och
populationer. Om en fiskundersökning kompletteras med stödparametrar som ålderbestämning
(avsnitt 2.3.3) och metallanalys på fiskvävnad (avsnitt 2.3.3) ökar kunskapen och bakomliggande
faktorer markant. Det finns flera studier på fiskar som belyser upptag och toleransnivå i förhållande till
metallbelastning. En översikt ges bl a av Spry & Wiener (1991), Åhgren & Norrgren(1996).
2.2.3.1 Elfiske i vattendrag
Fiske med elektrisk ström är en mycket vanlig metod inom de nationella övervakningsprogrammen för
rinnande vatten och används i samtliga nordiska länder (Nordic Council of Ministers 2001) Även i
USA och Kanada används elström vid recipientundersökningar på fisk inom nationella/statliga
kontrollprogram. I Kanada rekommenderas metoden även vid övervakning av recipienter i samband
med gruvindustri (Canadian EPA 2002, kapitel 4).
I Sverige utförs elfiske av olika myndigheter och organisationer. Metoden används vanligen för att
inventera och kvantifiera fiskpopulationer i strömmande vatten och ibland i sjöars litoral. Elfiske är
speciellt lämpligt för undersökningar i mindre vattendrag där djupet inte överstiger 1m. Ofta är det
bestånd och populationsstruktur hos speciellt föroreningskänsliga arter som elritsa, mört och laxfiskar
17
som undersöks, men även andra arter ingår. För att utöva elfiske i Sverige krävs dispens eftersom
elfiske är förbjudet. Dispens kan utfärdas av Länsstyrelsen i respektive län.
Elfiske är en effektiv metod, som rätt utförd, inte skadar fisken. Det går också att göra bra
uppskattningar av populationsstorlekar genom att avgränsa en sträcka av ett vattendrag och göra
upprepade avfiskningar på denna. Metoden innebär att man doppar en strömförande anod i vattnet,
som lockar till sig fisken. Sedan fångas de enkelt upp med håv. Efter att man artbestämt och mätt
fisken sätts den tillbaka igen.
Fiskeriverket i Sverige och övriga EU-länder genomför standardiserade elfisken i vattendrag enligt
standard SS-EN 14011. Metodiken finns även beskriven på Fiskeriverkets och Naturvårdsverkets
hemsidor. Elfiske i Sverige genomförs av fiskeriverket och dess organisation eller av länsstyrelser,
hushållningssällskap, konsultföretag och kommuner. Resultaten rapporteras vanligen centralt till
Sötvattenslaboratoriets databas; elfiskeregistret, som administreras av fiskeriverket. Förutom elfiske i
vattendrag genomför fiskeriverket också årliga nätprovfisken i sjöar som ingår i programmen för
nationell miljöövervakning (se avsnitt 2.3.2.1.nedan). Metodiken vid elfiske i strömmande vatten är
utförligt beskriven i ”Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Elfiske i rinnande
vatten” (Naturvårdsverket 2010a). Nedan ges en kortfattad beskrivning av syfte och
användningsområden.
Syftet med elfiske är antingen av kvalitativ eller kvantitativ natur. Kvalitativa undersökningar syftar
oftast till undersöka;
Förekomsten av arter i delar eller hela vattendrag.
Relativa populationsstorlekar i delar eller hela vattendrag.
Göra en bedömning av fisksamhällets sammansättning i förhållande till olika biotoptyper och
andra miljöfaktorer.
Kvalitativa undersökningar är lämpliga för geografisk omfattande inventeringar då man vill ha
översiktlig information om fiskfaunans sammansättning i ett vattendrag eller förekomst av vissa
nyckelarter t ex laxfiskar. I det första fallet inventeras olika miljötyper och i det andra fallet specifika
miljöer.
Vid kvantitativa undersökningar är syftet som regel att;
Få information om olika arters beståndsstorlek i hela vattendrag eller i delavsnitt i ett
vattendrag.
Göra bedömningar av förändringar i populationsstorlek över en tid.
Jämföra beståndsstorlek och artsammansättning mellan olika vattendrag eller lokaler i ett
vattendrag.
Göra bedömningar av fiskpopulationers tillstånd, t ex storlek, kondition, ålder och
reproduktion.
Kvantitativa undersökningar är lämpliga då man avser att följa fiskbestånd över ett antal år och erhålla
tidsserier. Vanligen görs detta inom fasta provytor. Metoden innebär att man gör upprepade
avfiskningar (minst 3) på en avgränsad lokal. Eftersom metoden innebär utfiskning av lokalen kan
man enkelt skatta populationsstorlekar med enkla statistiska metoder (regressionsanalys). Fiskarna
förvaras i baljor mellan utfiskningarna och kan därefter sättas tillbaka. De lokaler som ska undersökas
bör vara förhållandevis stora så att man får att stort antal fiskar och på så sätt ökar precisionen i
skattningen av populationsstorleken.
Elfiske har använts förhållandevis ofta i samband med gruvrecipienter och metallbelastning ex.
Vormbäcken, Kristineberg och Aitik (pers. kommentar Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå).
18
Vormbäcken, som har höga halter av Cu, Zn och Cd undersöktes bl a av Hushållningssällskapet
(2004). Resultaten från dessa undersökningar är inte publicerade. Men finns i rapportform hos
beställare och utförare och/eller resp. Länsstyrelse.
2.2.3.2 Provfiske i sjöar med översiktssnät.
Fiske med översiktsnät är mycket vanligt i små och medelstora sjöar. Metoden ingår i de flesta
nationella övervakningsprogram och används i samtliga nordiska länder (Nordic Council of Ministers
2001). Även i USA och Kanada används fiske med nät vid recipientundersökningar på fisk inom
nationella/statliga kontrollprogrammen. I Kanada rekommenderas undersökningar på fisk också vid
övervakning av recipienter i samband med gruvindustri (Canadian EPA 2002, kapitel 4). I Sverige
genomförs provfiske med nät endast sporadiskt i samband med recipientkontroll i anslutning till
gruvindustri.
Fiskeriverket i Sverige genomför standardiserade nätprovfisken i sjöar enligt Europastandard.(SS-EN
14757). Denna metod praktiseras även i övriga nordiska länder. I Sverige används metoden i nationella
och regionala övervakningsprogram. Provfiskena utförs med översiktsnät (av typ Norden) där varje
nät är 30 m långt och består av 12 paneler med olika maskstorlek (5-55 mm). Näten fångar de flesta
fiskarter och olika storlekar av fisk. Därigenom får man en god uppfattning om fisksamhällets art- och
storlekssammansättning. Antalet nät som bör användas beror på sjöns djup och storlek och
rekommendationer ges på Fiskeriverkets hemsida samt i Kinnerbäck (2001), Naturvårdsverket (2001).
Förutom att artbestämma, mäta och väga fångsten ingår provtagning för åldersanalys som rutin. Efter
varje säsong rapporteras resultaten till databasen för sjöprovfiske (NORS). De flesta av sjöarna som
Fiskeriverket provfiskar, sker på uppdrag av Naturvårdsverket, och betraktas som referenssjöar.
Metodiken vid standardiserat provfiske är utförligt beskriven i ”Handledning för miljöövervakning.
Programområde sötvatten: Provfiske i sjöar (Naturvårdsverket, 2001) och (Fiskeriverket, Kinnerbäck
2001). Nedan ges en kortfattad beskrivning av syfte och användningsområden.
Standardiserat nätfiske syftar främst till att undersöka;
Förekomsten av arter i en sjö.
Göra en skattning av populationsstorlek och biomassa för olika arter
Göra en bedömning av fisksamhällets sammansättning i förhållande till olika biotoptyper och
andra miljöfaktorer.
Jämföra beståndsstorlek och artsammansättning mellan år och i förhållande till referenssjöar.
Göra bedömningar av fiskpopulationers tillstånd, t ex kondition, ålder och reproduktion
(kräver analys av parametrar som kön, ålder mm).
För att genomföra ett standardiserat provfiske krävs bakgrundsinformation om sjöns storlek och
djupförhållanden. Utifrån denna information beräknas antalet nät (nätnätter) som krävs. En nätnatt
omfattar ca 12 timmar och utgör grunden för att beräkna fångststorlek i förhållande till
ansträngningen. Utsättningen av nät stratifieras och slumpas på lokaler där näten ska placeras. Detta
kan göras utifrån ett rutnät som visas i figuren nedan, se t ex Appelberg (2000) eller Kinnerbäck
(2001). Anledningen till detta förfarande är att man får ett antal stickprov på sjöns fiskpopulationer
och kan göra statistiska bedömningar och jämförelser mellan år eller mellan sjöar. I första hand
används bottensatta nät. I mycket stora och djupa sjöar kompletteras provfisket vanligen med sk
pelagiska nät som sätts från ytan och nedåt mot botten med upprepad utsättning av nät på samma
lokal. Som ett alternativt till det standardiserade provfisket används ibland sk inventeringsfiske. Denna
metod är förenkling av det standardiserade fisket och innebär bl a att antalet fisknätter minskas.
Denna metod ger små möjligheter till jämförelser mellan år och mellan sjöar. Metoden används främst
19
då målsättningen är att få en överblick av arter och bestånd i en sjö. Se t ex Appelberg (2000) eller
Kinnerbäck (2001).
Normalt kan ett fiskelag på 2 personer hantera 8 nät per dygn (utsättning, vittjning, artbestämning och
mätning av fiskarna). Om vävnader ska prepareras för t ex åldersanalys eller metallanalys minskar
antalet nät som kan hanteras per dygn. Detsamma gäller om fiskbestånden är mycket stora
(Kinnerbäck 2001, Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå). Nätfiske ger generellt goda förutsättningar
för att genomföra åldersanalys på bestånden och metallanalys på fiskvävnad (se avsnitt 2.3.3 och 2.3.4.
nedan).
Djupkarta över en 40 hektar stor sjö med ett maxdjup på 12 meter. Med hjälp av rutnätet har bottennätens placering slumpats inom respektive
djupzon. Djupkurvorna markerar 3, 6 och 9 meters nivån i sjön. På kartan finns dels de bottensatta nätens (små) och dels de pelagiska nätens
(stora) placering (efter Appelberg 2000).
2.2.3.3 Åldersbestämning av fisk och populationsstruktur
Åldersanalys på fisk har bedrivits sedan 1940-talet av Fiskeriverket i Sverige. Genom att
åldersbestämma fisken kan man få svar på frågor om beståndens (populationens) tillstånd som te x;
hur fungerar beståndet reproduktionsmässigt, och hur är dödligheten i olika åldersklasser. I Sverige
åldersbestäms mer än 50000 fiskar per år. Fiskeriverket har upprättat egen organisation för detta
ändamål, Centrum för åldersanalys (CfÅ). Att ålderbestämma fisk tillämpas generellt inom de
nationella övervakningsprogrammen i samtliga nordiska länder samt i USA och Kanada. För att
åldersanalys ska vara meningsfullt bör bestånden inventeras regelbundet med högst 3 års intervall. Se t
ex Karr,(1981), Kinnerbäck (2001), Nordiska Ministerrådet (2001).
Åldern bestäms som regel med hjälp av fiskens hörselstenar (otoliter), gällock, fjäll eller andra hårda
vävnader (ben) som prepareras på olika sätt. Utifrån analys av dessa kan man läsa av åldern genom att i
mikroskop räkna årsringar (som hos träd). Många fiskar kan bli upp till ca 20-30 år gamla, vissa arter
ännu äldre. Eftersom åldersbestämning ger information om, rådande och tidigare tillstånd hos
20
fiskpopulationer, är det ett mycket viktigt komplement vid fiskundersökningar, oavsett om det gäller
elfiske eller nätfiske. Vid analys av metaller i fiskvävnad (avsnitt 3.3.5 nedan) är vetskap om fiskarnas
ålder mycket viktig. Åldersbestämning av fisk kräver erfarenhet och bör utföras av ackrediterade
organisationer, vilket också innebär att kostnaderna för analyserna är förhållandevis stora.
2.2.3.4 Morfologiska och fysiologiska studier
Fiskundersökningar kompletteras ibland med morfologiska och/eller fysiologiska analyser för vissa
fiskarter. I Sverige bedrivs dessa studier främst vid recipientkontroll i kustmiljöer och i anslutning till
massaindustri. Ofta beräknas gonadsomatiska index, som är ett mått på fisken reproduktionsförmåga
och EROD-aktivitet, som är avgiftnings enzymer i levern. Enligt Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket,
Luleå kan dessa metoder utvecklas och i framtiden vara bra instrument vid recipientkontroll i
anslutning till gruvindustri och metallbelastning. Fysiologiska förändringar och skador i förhållande till
metallbelastning finns beskrivet i många studier t ex Sjöbeck mf l (1984), Haux m fl (1986), Julliard m
fl (1996), Åhgren & Norrgren (1996).
2.2.3.5 Metaller i fiskvävnader
Metallhalter i fiskvävnad är förhållandevis väl undersökt och i vissa fall kan det vara ett mycket bra
komplement till fiskundersökningar i anslutning till gruvindustri och metallbelastning. Internationellt
dominerar studier som belyser akut toxicitet eller halter och upptag i vävnader samt kroppsvätskor, t
ex Allen (1995), Beckman& Zaugg (1988), Davies m fl (1976), Hodson (1986). Det finns också många
undersökningar i anslutning till gruvindustri, t ex Brumbaugh m fl. (2005), Hodson m fl (1977, 1978).
Spry & Wiener (1991), presenterar en översikt på internationella undersökningar på¨metallhalter i
fiskvävnad. Åhgren & Norrgren (1996) ger en översikt av metallhalter i fiskvävnad utifrån svenska
undersökningar. I dessa arbeten diskuteras även effekter av metallbelastning på specifika fiskarter.
I Sverige är det är det i synnerhet abborre och gädda som har undersökts m a p metallhalter i
vävnader. Studier på lax- och karpfiskar förekommer också. Ofta är det muskelvävnad eller speciella
organsystem som lever, njure och gälar som analyseras. Se t ex Åhgren & Norrgren (1996). För att
analyser av metaller i fiskvävnad ska vara effektivt bör resultaten relateras till individuella fiskarnas
ålder.
För allmänt förekommande arter (abborre, gädda, laxöring), finns som regel referensvärden för olika
typer av sjöar eller vattendrag. Referensvärden går att få från t ex fiskeriverket, men resultaten från en
stor del av de undersökningar som genomförts i gruvrecipienter är opublicerade, men finns i
rapportform hos t ex länsstyrelser, kommuner, utförare och gruvbolag.
2.2.3.6 Parasiter i fisk
Metaller i fiskparasiter har studerats förhållandevis mycket, men inte specifikt för gruvrecipienter.
Fiskparasiter är vanligen bundna till en speciell fiskart och dess livscykel, vilket bl a medför att det kan
vara svårt att få stora och relevanta material att utvärdera. I nuläget är kunskapen för liten om
fiskparasiters upptag av metaller för att metoden ska vara användbar vid recipientkontroll i samband
med gruvnäring.
2.2.3.7 Käckningsförsök med fiskrom
Enligt Karl-Erik Nilsson, fiskeriverket, Luleå har Fiskeriverket tidigare använt försök med
romkläckning i gruvrecipienter. Metoden bygger på att man placerar ut befruktat rom (ex, lax eller
laxöring) i recipienten och i referensvattendrag. Rommen placeras i speciella askar (s k. Vibertaskar)
som har hål för vattengenomströmning. Utsättning av askarna sker efter leken på hösten och tas upp
21
på försommaren därpå och romutvecklingen kontrolleras. Det tycks dock vara en del problem med
denna typ av försök dels p g a rom dör redan under hanteringen och senare p g a algpåväxt.
Generellt bör denna typ av metodik vara av intresse för kontroll i gruvrecipienter eftersom den är
enkel och ger snabba svar. Möjligheterna till att utveckla och standardisera metodiken bör vara goda.
Kommentar fisk
De flesta fiskarter återfinns högt upp i näringskedjan och svarar långsamt på miljöförändringar.
Dessutom kan fiskbestånd påverkas av många faktorer som inte är direkt kopplade till föroreningar
(biotopförändringar, vattenföring, höga humushalter mm) Fiskundersökningar bör drivas under en
längre tid och passar inte då man snabbt vill få en uppfattning om eventuella miljöstörningar.
Romkläckningsförsök kan ge snabbare svar, men då krävs utvecklingsarbete och mer kunskap om
metoden. Kunskapen om fiskars krav på livsmiljö och tolerans gentemot metallföroreningar är för
många arter mycket omfattande, vilket gör fiskundersökningar förhållandevis robusta i jämförelse med
många andra biologiska metoder. Om fiskundersökningar kompletteras med stödparametrar som,
åldersanalys och metallanalys på fiskvävnad, kan de ge mycket information om tillstånd i förhållande
till metallbelastning. Bedömningsgrunder finns framtagna både för sjöar och vattendrag, men inte
specifikt för effekter av metallbelastning (Naturvårdsverket 2007b).
Det finns många undersökningar på fisksamhällen/fiskpopulationer som inte är utvärderade i
förhållande till gruvnäring och metallbelastning. Mycket av materialet är inte publicerat offentligt, men
finns i form av rapporter/databaser hos t ex Fiskeriverket, länsstyrelser, kommuner och gruvföretag.
En samlad och konsekvent utvärdering av dessa material med inriktning mot effekter av gruvnäring
och metallföroreningar, bör ge goda möjligheter att använda fiskar som effektiva bioindikatorer vid
recipientkontroll.
2.3 Mikroorganismer
Med mikroorganismer avses framförallt mikroskopiska encelliga organismer som bakterier, amöbor
och protozoer. Området är förhållandevis lite studerat i i samband med recipientkontroll och
gruvindustri, men har potential eftersom det bör gå att utveckla enkla och billiga metoder (liknade de
som genomförs rutinmässigt vid badplatser i Sverige). Utvecklingsarbete pågår, se te x . Baker &
Banfield (2003). Många bakterier ingår också i oxidationsprocesser vid kemisk omvandling i
metallhaltiga malmer. Se t ex Gleisner m fl (2000).
3 Sammanfattande diskussion och slutsatser
En genomgång av olika länders/staters/regioners organisation för miljöövervakning visar på en
förvånansvärt likartad struktur. Genomgång av de metoder som används i recipientkontrollprogram
visar också på mycket stora likheter. De organismgrupper som används i kontrollprogrammen är
desamma i Sverige, som övriga nordiska länder, USA samt Kanada.
Utvärdering av en stor mängd litteratur och metodbeskrivningar har utgjort grund för denna studie.
Eftersom de metoder som används är principiellt lika, i Norden och i USA samt Kanada, har de
svenska metoderna utgjort grund för sammanställningen. Inga av de genomgångna metoderna är enkla
och kan oftast inte användas direkt för att påvisa specifika effekter av metallbelastning.
Bedömningsgrunder för miljökvalitet finns för de flesta organismgrupper och metoder, men det
saknas parametrar och index som klart kan relateras till metallbelastning. Detta gäller samtliga
organismgrupper. Många av metoderna är uppenbart utvecklingsbara och förhållandevis små insatser
krävs för att ta fram bedömningsgrunder även i förhållande till metallföroreningar. Dessa
karaktäriseras främst av att de är väl beprövade och att de undersökta organismernas livscykel och
22
miljökrav är väl kända. Tillgången till referensmaterial är också mycket viktigt. I många fall finns det
omfattande undersökningsmaterial från både metallpåverkade och inte metallpåverkade recipienter.
Att metoden ger möjligheter till statistisk kvalitetssäkring och kan användas för jämförelser mellan
undersökningslokaler och/eller i tid är också viktigt.
En konsekvent sammanställning och utvärdering av resultat från tidigare undersökningar bör ge ett
bra underlag för framtagande av bedömningsgrunder (parametrar och index) som är relaterade till
metallbelastning.
Kostnader för olika metoder har varit svårt att utvärdera, i vissa av SNV;s metodbeskrivningar, finns
en tidsuppskattning som kan tjäna som en fingervisning. I de flesta fall är ambitionsnivån helt
avgörande för kostnaden, t ex ska hela eller delar av ett system undersökas och ska undersökningar i
referensområden ingå.
De genomgångna metoderna och en subjektiv bedömning av potential för framtida kontroll av
gruvrecipienter sammanfattas i tabell 1. Vissa organismer och metoder har fått bedömningen stor till
mycket stor potential. Kiselalger (påväxt i rinnande vatten), djurplankton i sjöar, bottenfauna i sjöar
och vattendrag samt fisk i sjöar och vattendrag, har bedömts som särskilt utvecklingsbara.
Tabell 1. Översikt över olika biologiska undersökningsmetoder
Avsnitt/organism
Miljötyp
Avsnitt
Bedömningsgrunder
Lämplighet/
potential som
indikator för
metallbelastning
Anmärkning
Växtplankton
Sjöar, pelagial
2.1.1
SNV1
Måttlig potential
Mycket utvecklingsarbete
behövs. Material som inte är
utvärderade i relation till
metallbelastning finns
Kiselalger påväxt
Vattendrag,
fors
2.1.2.1
SNV1
Stor potential
Rimligt utvecklingsarbete
behövs. Omfattande
material som inte är
utvärderade i relation till
metallbelastning finns samt
många referensmaterial
Makrofyter
Sjöar &
vattendrag,
litoral och
stränder
2.1.3
SNV1
Måttlig potential
I dagsläget är det lite känt
om effekter av
metallbelastning på
makrofyter
Vattenmossa
Vattendrag,
fors
2.1.3.1
Saknas
Måttlig potential
Kemisk provtagning med
passiva provtagare kan
ersätta denna metod
Djurplankton
Sjöar
Saknas
Mkt stor potential
Rimligt utvecklingsarbete
behövs. Omfattande
material som inte är
utvärderade i relation till
metallbelastning finns. Gott
om referensmaterial
Bottenfauna (M42
inventering)
Sjöar och
vattendrag
SNV1
Stor potential
Rimligt utvecklingsarbete
behövs. Omfattande
material som inte är
utvärderade i relation till
metallbelastning finns. Gott
om referensmaterial. En
svaghet med m42
metoderna är att det inte
finns möjligheter till
2.2.2.1
23
statistisk kvalitetssäkring
Avsnitt/organism
Miljötyp
Avsnitt
Bedömningsgrunder
Lämplighet/
potential som
indikator för
metallbelastning
Anmärkning
Bottenfauna (tidsserier,
sparkmetoden)
Sjöar och
vattendrag
2.2.2.2
SNV1
Mkt stor potential
Samma som 2.2.2.1, men
även möjlighet till statistisk
utvärdering
Bottenfauna
Sjöar
(profundal,
sublitoral,
mjukbotten)
2.2.2.3
SNV1
Måttlig potential
Metoden är, i förhållande till
M42 (2.2.2.1) och tidserier
(2.2.2.2), tidskrävande och
ger förhållandevis lite
information per
ansträngning
Fisk (nätfiske i sjöar)
Sjöar (alla
förekommand
e miljöer kan
inventeras)
2.3.2.1
SNV1
Mkt stor potential
Rimligt utvecklingsarbete
behövs. Material som inte är
utvärderade i relation till
metallbelastning finns. Gott
om referensmaterial och
möjlighet till statistisk
utvärdering. Bör
kompletteras med
åldersanalys, metallanalys
Fisk (elfiske)
Vattendrag
och sjöars
litoral
2.3.2.1
SNV1
Mkt stor potential
Samma som för nätfiske
Metoden lämplig främst i
vattendrag
Mikroorganismer
Vattendrag &
sjöar
2.4
saknas
Viss potential
Området är lite studerat i
gruvmiljö, men bör ha en
viss potential eftersom enkel
metodik kan utvecklas
1
Bedömningsgrunder ges i Naturvårdsverket (2007b).
4 Erkännanden
Många personer har gett synpunkter och kommentarer på innehåll och design på denna rapport.
Speciellt tackas Lars Lövgren, Georange, som projektsamordnare. Referensgruppen tackas för
värdefulla synpunkter och upplysningar. Sten Backlund och Maria Kahlert har bistått med
expertkompens om planktonalger och påväxtalger. Likaså har Bertil Brånin och Christina Ekström
bidragit med information om bottenfauna. Gunnar Persson och Kurt Roslund har bidragit med
värdefulla kunskaper om djurplankton.
Referensgruppens medlemmar
Lars Lövgren, Dept. of Chemistry, Umeå University, 901 87 UMEÅ., Tel; +46 90 786 6846, e-post;
[email protected]
Maria Forsell, Project Manager Environment, Boliden Mineral AB, 93681, Boliden.,Tel; +46 910
774295 / +46702403376 e-post; [email protected]
24
Sara Elfvendahl, Miljöanalys / Vattenförvaltning. Länsstyrelsen Norrbotten, 96197 Luleå. 920-9619, epost; [email protected]
Hans-Erik Johansson, Miljöanalysenheten-Vattenförvaltning, Länsstyrelsen Västerbottens län, 901 86
Umeå, Tel;: 090 - 10 73 22, Mobil: 070 - 72 73 22 E-post:[email protected]
Ulrika Stensdotter Blomberg, Naturvårdsverket, Miljöanalysavdelningen, e-post;
[email protected]
Karl-Erik Nilsson, Fiskeriverket Utredningskontoret i Luleå, Skeppsbrogatan 9 972 38 LULEÅ.: Tel:
+46 920 23 79 51 Mobil: 070-677 55 41
Tina Hedlund, LKAB
Personliga kontakter
Sten Backlund, Umeå universitet BMG, (planktonalger och påväxtalger)
Bertil Brånin, Umeå universitet, Umeå. (bottenfauna)
Christina Ekström, Ekströms hydrobiologikonsult Stockholm. (bottenfauna)
Maria Kahlert, Institutionen för Vatten och Miljö, SLU Uppsala. (påväxtalger)
Gunnar Persson; Institutionen för Vatten och Miljö, SLU Uppsala. (djurplankton)
Kurt Roslund Norsjö. (djurplankton).
5 Referenser
Aldén, U 1993. Behövs pelagiska nät vid provfiske i mindre sjöar? - Information från
Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm (1992)4: 61-77.
Allan, I. J.; Mills, G. A.; Vrana, B.; Knutsson, J.; Holmberg, A.; Guigues, N.; Laschi, S.;Fouillac, A-M.;
Greenwood, R. 2006. Strategic monitoring for the European WaterFramework Directive. Trends in
Analytical Chemistry 25, 704-715.
Allen P. 1995.Soft-tissue accumulation of lead in the blue tilapia, Oreochromis aureus (Steindachner),
and the modifying effects of cadmium and mercury. Biological Trace Element Research. 50:193208.
Aloi, J. E. 1990. A critical review of recent freshwater periphyton field methods.Canadian Journal of
Fisheries and Aquatic Sciences 47, 656-670.
Andrén, C. & Jarlman, A. 2008. Benthic diatoms as indicators of acidity in streams. Fundamental and
Applied Limnology 173(3): 237-253.
Angermeier, P. L. & Karr, J. R. 1986. Applying an index of biotic integrity based on stream-fish
communities: considerations in sampling and interpretation. North Am. J. Fish. Manage. 6: 418429.
Appelberg, M. (Eds). 2000. Swedish standard methods for sampling freshwater fish with multi-mesh
gillnets. Fiskeriverket Information. Finfo 2000(1): 1-27.
Appelberg, M., Berger, H.M., Hesthagen, T., Kleiven, E., Kurkilahti, M., Raitaniemi, .1. & Rask, M.
1995. Development and intercalibration of methods in Nordic freshwater fish monitoring. Water,
Air and Soil Pollution 85: 401-406.
25
AQUAMIN. 1996. Assessment of Aquatic Effects of Mining in Canada. Environment Canada.
Canadian EPA.
Armitage, P. D., D. Moss, J. F. Wrighl and M. T. Furse. 1983. The performance of a new biological
water quality score system based on macro invertebrates over a wide range of unpolluted runningwater sites. Water Research 17: 333-347.
Baker BJ, Banfield JF. (2003) Microbial communities in acid mine drainage. FEMS Microbial Ecol
44(2):139-152.
Bart T.A. Bossuyt B.T.A., and Colin R. Janssen C. R. 2005. Copper toxicity to different field-collected
cladoceran species: intra- and inter-species sensitivity. Environmental Pollution Volume 136, Issue
1, 145-154.
Battarbee RW, Charles DF, Dixit, SS & Renberg, I. 1999. Diatoms as indicators of surface water
acidity. In: Stoermer EF & Smol JP (eds), The Diatoms: Applications for the Environmental and
Earth Sciences, pp. 85-127. Cambridge University Press.
Beckman B. R. & Zaugg W. S. 1988. Copper intoxication in Chinook Salmon (Oncorhynchus
tshawytscha) induced by natural springwater: effects on gill Na+, K+ATPase, hematocrit, and
plasma glucose. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 45: 1430-1435.
Begon, M., Harper, J.L. and TownsendC.R. 1990. Ecology; Individuals, Populations and
Communities. Blackwell sci pupl.1990.
Beier, U., E. Degerman, B. Sers, B. Bergquist & M. Dahlberg. 2007. Bedömningsgrunder för
fiskfaunans status i rinnande vatten – utveckling och tillämpning av VIX. Fiskeriverket Finfo
2007:5. 59 sidor.
Bellavere C. & Gorbi J. 1981. A comparative analysis of acute toxicity of chromium, copper and
cadmium to Daphnia magna, Biophalaria glabrata, and Brachydaniorerio. Environmental
Technology Letters Vo1.2 119-128.
Bengtsson, Å. & G. Lithner. 1981. Vattenmossa (Fontinalis) som mätare på metallförorening. Statens
naturvårdsverk, SNV PM 1391.
Billström, K. 1996. Age and provenance of host rocks and ores in the paleoproterozoic Skellefte
district, Northern Sweden. Economic Geology and the Bulletin of the Society of Economic
Geologists 91, 1054-1072.
Birks, H. J. B. 1998. Numerical tools in paleolimnology – progress, potentialities, and problems.
Journal of Paleolimnology 20, 307-332.
Blomqvist, P. 1995. En metod för integrerad provtagning av vattenkemi och plankton. Scripta
Limnologica Upsaliensia 1995.
Boekken, T. and KJ. Aanes. 1990. Use of macroinvertebrates to classify water quality. Report No. 2A.
Acidification. The Nowegian Institute for Water Research (NIVA), Olso, Norway.
Bohlin, T. 1984. Kvantitativt elfiske efter lax och oring - synpunkter och rekommendationer. Information fran Sotvattenslaboratoriet, Drottningholm (4). 33 p.
Bohlin, T., S. Hamrin, T. G. Heggberget, G. Rasmussen & S. J. Saltveit. 1989. Electrofishing – theory
and practice with special emphasis on salmonids. Hydrobiologia 173:9-43.
Bossuyt B.T.A., Janssen C.R. 2004 Copper toxicity to different fiels collected Cladoceran spp in intraand inter-species sensitivity. Environ Poll 136(1):145-154.
26
Bottrell, H.H., Duncan, A., Gliwicz, Z. M., Grygiriek, E., Herzig, A., Hillbricht-Ilkovska,A., Kurasava,
H. Larsson, P. & Weglenska. 1976. A review of some problems in zooplankton production studies.
Norwegian journal of zoology 24: 419-456.
Brånin B. 1979. Vattenfysikalisk-kemiska och bottenfaunaförhållanden i ett norrländskt vattendrag
påverkat av utsläpp från sulfidmalmbrytning och anrikning. Doktorsavhandling, Umeå universitet,
1979.
Brooks, S., Renberg, I. 2004. Development of quantitative biomonitoring methodologies for surface
waters in areas of base metal mining and minerals processing in Sweden. (Report) Georange.
Brumbaugh, W. G., Schmitt, C.J. May T. W. 2005. Concentrations of Cadmium, Lead, and Zinc in
Fish from Mining-Influenced. Waters of Northeastern Oklahoma: Sampling of Blood, Carcass, and
Liver for Aquatic Biomonitoring.Arch. Environ. Contam. Toxicol. 49, 76–88
Bruns, I., Friese, K., Markert, B. & Krauss G-J. 1997. The use of Fontinalis antipyretica as a
bioindicator of heavy metals. Heavy metal accumulation and physiological reaction of Fontinalis
antipyretica in active biomonitoring in the River Elbe. Sci. Tot. Environ. 204, 161-176.
Bull R. J., 1980. Lead and Energy Metabolism. In: Lead Toxicity (Singhal R. L. and Thomas J. A., eds.)
Urban & Schwarzenberg, Baltimore-Munich pp 119-160.
Cairns, J. Jr. & Natt J.R.. 1993. A history of biological monitoring using benthic macro invertebrates.
pp. 10-27, In: Freshwater Biomonitoring and Benthic Macroinvertebrates. (eds. D.M. Rosenberg
and V.H. Resh), Chapman and Hall, New York.
Campbell P. G. C., Stokes P. M. & Galloway J. N. 1985. Acid deposition: Effects on geochemical
cycling and biologicalavailability of trace elements. Washington, DC, National Academy Press, 83
pp.
Canadian EPA 2002. Metal Mining Guidance Document for Auatic Environmental Effects
Monitoring. 12 chapters (chapter 3, Benthic invertebrates).
Canadian EPA 2002. Metal Mining Guidance Document for Auatic Environmental Effects
Monitoring. 12 chapters (chapter 4, Fishmonitoring)
Canadian EPA http://www.canada.gc.ca eller http://www.biogateway.gc.ca
Celia Y. Chen,1 Richard S. Stemberger, Bjorn Klaue, Joel D. Blum, Paul C. Pickhardt, and Carol L.
Folt. 2000. Accumulation of heavy metals in food web components across a gradient of lakes.
Limnol. Oceanogr., 45(7), 2000, 1525–1536
Cemagref 1982. Etudes des methods biologiques d´appréciation quantitative de la qualité des eaux.,
Rapport Q.E Lyon-A.F.Bassion Rhone-Méditeranée-Corse.
CEN 2003. European Committee for Standardization "Water quality - Guidance standard for the
routine sampling and pretreatment of benthic diatoms from rivers. SS-EN 13946:2003". CEN web
site URL: http://www.cenorm.be/ with online catalogue
Cenci, R. M. 2001. The use of aquatic moss (Fontinalis antipyretica) as a monitor of contamination in
standing and running waters: limits and advantages. In: O. Ravera (Ed.) Scientific and legal aspects
of biological monitoring in freshwater. J. Limnol. 60 (suppl. 1), 53-61.
Cowx, I. G. (editor). 1990. Developments in Electric fishing. Fishing News Books, Blackwell Sci.
Publ., Oxford.
Croisetière, L., Hare, L. & A. Téssier. 2001. Influence of current velocity on cadmium accumulation by
an aquatic moss and the consequences for its use as a biomonitor. Environ. Sci. Technol. 35, 923927.
27
Culver, D.,A. Bourcherle, M.M., Bean, D.J., Fletcher,J.W. 1985. Biomass of freshwater Crustacean
zooplankton from length-weight regressions. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 42:
1380-1390.
Dåbakk E 1999. Near Infrared Spectrometry - A Potential Method for Environmental Monitoring of
Aquatic Systems. Doktorsavhandling, Umeå universitet.
Dåbakk E, Nilsson M, Geladi P, Wold S & Renberg I 1999. Inferring lake water chemistry from
filtered seston using NIR spectrometry. Water Research 34: 1666-1672.
Dåbakk, E. 1999. Near-infrared spectrometry – a potential method for environmental monitoring of
aquatic systems. Doctoral Thesis. Umeå University, ISBN 91-7191-678-4.
Dahl J., Johnson R.K. & Sandin L. 2004. Detection of organic pollution of streams in southern
Sweden using benthic macroinvertebrates. Hydrobiologia, 516: 161–172.
Dahl Lücke J. & Johnson R.K. 2009. Detection of ecological change in stream macroinvertebrate
assemblages using single metric, multimetric and multivariate approaches. Ecological Indicators, 9,
659–669.
Daniel J. Cain, Samuel N. Luoma, James L. Carter, and Steven V. Fend. 1992. Aquatic Insects as
Bioindicators of Trace Element Contamination in Cobble-Bottom Rivers and Streams. Can. J. Fish.
Aquat. Sci. 49(10): 2141–2154.
Danmarks Miljøundersøgelser 1992. Zooplankton i søer : metoder og artsliste : prøvetagning,
bearbejdning og rapportering ved undersøgelser af zooplankton i søer. - Miljøministeriet,
Miljøstyrelsen. (Miljøprojekt ; 205).
Davies P. H., Goettl J. G., Jr, Sinley J. R. & Smith N. F. 1976. Acute and chronic toxicity of lead to
rainbow trout, Salmo gairdneri, in hard and soft water. Water Research 10: 199-206.
Davies T. D. 2007. Sulphate toxicity to the aquatic moss, Fontinalis antipyretica. Chemosphere 66
444–451
Davies, T. D.; Tranter, M.; Wigington, P. J ;. Eshleman, K. N. 1992. Acidic episodes in surface waters
in Europe. Journal of Hydrology 132, 25-69.
Degerman, E & P-E, Lingdell. 1993. Fisk som indikator på lågt pH. Information från
Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm (3): 37-54.
Degerman, E. & Sers B. 1999. Elfiske - standardiserat elfiske och praktiska tips med betoning på
säkerhet såväl för fisk som för fiskare. Fiskeriverket Information (3). 69 p.
https://www.fiskeriverket.se
Degerman, E., A. Johlander, B. Sers & P. Sjöstrand. 1994. Biologisk mångfald i vattendrag övervakning med elfiske. Information från Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm (2):67-83.
Degerman, E., M. Appelberg och P. Nyberg 1988. Estimating the number of species and relative
abundance of fish in Swedish lakes using multi-mesh gillnets. - Nordic J. Freshw. Res.
Drottningholm, 64:91-100
DeVries, D.R. & Stein, R.A. 1991. Comparison of 3 zooplankton samplers – a taxon-specific
assessment. J Plankton Res. 13: 53-59.
Downing, J.A. & Rigler, F.H. (eds.).1984. A manual on methods for the assessment of secondary
productivity in fresh waters. – Oxford : Blackwell Scientific – 2. ed. (IBP handbook ; 17)
Dumont, H.J., van de Velde, I. & Dumont, S. 1975. The dry weight estimate of biomass in a selection
of Cladocera, Copepoda and Rotifera from plankton, peripfyton and benthos of continental
waters.Oecologia 19: 75-97.
28
Ekström C. 1990. Biologisk undersökning av en gruvrecipient i Kristinebergsområdet.
Naturvårdsverket rapport 3719.
Eloranta, P. 1999. Applications of diatom indices in Finnish rivers. In: Use of Algae in Monitoring
Rivers III. J. Prygiel, B.A. Whitton, and J Bukowska (eds.). Douai, Agence de l’Eau ArtoisPicardie: 138-144.
Falasco E, Bona F , Ginepro M , Hlubikova D., Hoffmann L, Ector L, (2009a). Morphological
abnormalities of diatom silica walls in relation to heavy metal contamination and artificial growth
conditions. WATER RESEARCH COMMISSION, SOUTH AFRICA. 35: 595-606. Rapport 2009.
Falasco E., Bona F., Badino,G. Ector, L. (2009b). Diatom teratological forms and environmental
alterations: a review. Hydrobiologia Volume 623, Number 1, 1-35
Fausch, K D., Karr, J.R. & Yant, P.R. 1984. Regional application of an index of biointegrity based on
stream fish communities. Trans. Amer. Fish. Soc. 113: 39-55.
Filho, H. A. D.; Galvão, R. K. H.; Araújo, M. C. U.; da Silva, E. C.; Saldanha, T. C. B.;José, G. E.;
Pasquini, C.; Raimundo, I. M.; Rohwedder, J. J. R. Jr. 2004. A strategy for selecting calibration
samples for multivariate modelling. Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems 72, 83-91.
Fiskeriverket 2004.Resultat från Sötvattenslaboratoriets nätprovfisken i sjöar år 2003. Finfo 2004:23
Foley, W. J.; McIlwee, A.; Lawler, I.; Aragones, L.; Woolnough, A. P.; Berding, N.1998. Ecological
applications of near infrared reflectance spectroscopy – a tool for rapid, cost-effective prediction of
the composition of plant and animal tissues and aspects of animal performance. Oecologia 116, 293305.
GeoEnvix 2005. Miljöteknisk undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun. Rapport 2005-02-25
till Boliden mineral AB. 66 s.
GeoEnvix 2005. Miljöteknisk undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun. Rapport 2005-02-25
till Boliden mineral AB. 66 s.
GeoEnvix 2005. Miljöteknisk undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun. Förf; Berquist P-A.;
Jacks G: Löfgren, O. Lövgren L. & Miskovsky K. Rapport 2005-02-25 till Boliden mineral AB. 66
s.
Gerhardt, A; de Bisthoven, LJ; Soares, AMVM 2004.Macroinvertebrate response to acid mine
drainage: community metrics and on-line behavioural toxicity bioassay. ENVIRONMENTAL
POLLUTION, 130 (2): 263-274
Givens, D. I.; DeBoever, J. L.; Deaville, E. R. 1997. The principles, practices and some future
applications of near-infrared spectroscopy for predicting the nutritive value of foods for animals
and humans. Nutrition Research Reviews 10, 83-114.
Gleisner M, Herbert RB Jr, Frogner Kockum PC. 2000. Pyrite oxidation by Acidithiobacillus
ferrooxidans at various concentrations of dissolved oxygen. Chem Geol 225(1-2):16-29.
Goncalves, E. P. & R. A. R. Boaventura. 1998. Uptake and release kinetics of copper by the aquatic
moss Fontinalis antipyretica . Wat. Res. 32:4, 1305-1313.
Gonzalez R. J., Grippo R. S. & Dunson W. A. 1990. The disruption of sodium balance in brook charr,
Salvelinus fontinalis (Mitchill), by manganese and iron. Journal of Fish Biology 37(5): 765-774.
Grande M. & Andersen S. 1983. Lethal effects of hexavalent chromium, lead and nickel on young
stages of Atlantic salmon (Salmo salar L.) in soft water. Vatten 39 405-416. Hahne H. C. H. and
Kroontje W. 1973. Significance of pH and chloride concentration on behavior of heavy metal
pollutants: mercury (II), cadmium (II), zinc (II) and lead (II). Journal of Environmental Quality
2:444-450.
29
Hamley, J. M. 1975. Review of gillnets selectivity. J. Fish. Res. Bd. Can. 32:1943-1969.
Hamley, J. M. 1980. Sampling with gillnets. p. 37-53. In: Guidelines for sampling fish in inland waters.
Eds: T. Backiel and R. L. Welcomme. EIFAC Technical Paper 33. FAO Rome.
Hansen, A-M., Jeppesen, E., Bosselmann, S. & Andersen, P. 1992. Zooplankton i söer - metoder og
artliste. Miljöprojekt nr. 205. Danmarks miljöundersökelser.
Hauer, R. F.; Lamberti, G. A. 1996. Eds. Methods in Stream Ecology; Academic Press: San Diego.
Haux C., Larsson A., Lithner G. & Sjöbeck M.-L. 1986. A field study of physiologic effects on fish in
lead-contaminated lakes. Environmental Toxicology and Chemistry: 283-288.
Heiri O & Lotter A.F 2001. Effect of low count sums on quantitative environmental reconstructions:
an example using subfossil chironomids. Journal of Paleolimnology 26: 343-350.
Herbst, H.V. 1957. Der Fallschöpfer, ein Gerät zur quantitativen Zooplankton-fang. Arch.
Hydrobiol.53: 598-603.
Hering D., Johnson R.K., Kram S., Schmutz S., Szoszkiewicz K. & Verdonschot. P.F.M. (2006)
Assessment of European rivers with diatoms, macrophytes, invertebrates and fish: A metric-based
analysis of organism response to stress. Freshwater Biology, 51: 1757–1785.
Hering, D., Johnson, R. K. & Buffagni, A. 2006. Linking organism groups – major results and
conclusions from the STAR project. Hydrobiologia 566:109-113.
Hill M.O. 1973. Diversity and evenness: a unifying notation and its consequences. Ecology 54: 427-432.
Hillbricht-Ilkovska, A. 1965. The effect of the frequency of sampling on the picture of the occurrence
and dynamics of plankton rotifers. Ekologia polska -Seria a, Tom 13, nr 8.
Hinch, S. U., Collins, N. C. & Harvey H. H. 1991. Relative abundance of littoral zone fishes: biotic
interactions, abiotic factors, and postglacial colonization. Ecology. 72, 1314-1324.
Hirst, H., Chaud, F., Delabrie, C., Juttner, I. & Ormerod, S. J. 2004. Assessing the shortterm response
of stream diatoms to acidity using inter-basin transplantations and chemical diffusing substrates.
Freshw. Biol. 49: 1072-1088.
Hodson P. V. 1986. The effects on aquatic biota of exposure to lead. In: Pathways, Cycling and
Transformation of Lead in the Environment, ed. P. M. Stokes, Toronto, Ontario, The Royal
Society of Canada, Commision on Lead in the Environment, pp 203224.
Hodson P. V., Blunt B. R. & Spry D. J. 1978. Chronic toxicity of water-borne and dietary lead to
rainbow trout (Salmo gairdneri) in Lake Ontario water. Water Research 12 869-878.
Hodson P. V., Blunt B. R., Spry D. J.& Austen K., 1977. Evaluation of erythrocyte Saminolevulinic
acid dehydratase activity as a short term indicator in fish of a harmful exposure to lead. Journal of
the Fisheries Research Board of Canada 34:501-508
Hushållningssällskapet 2004. Biologiska undersökningar i Vormbäcken med referensvattendrag 2003.
Hushållningssällskapet (Västerbotten). Rapport till Boliden mineral AB 2004.
Hynes H.B.N. 1970.The ecology of running waters. Liverpool University Press.
Institutet för vatten- och luftvårdsforskning (IVL), 1978a. Landner, L. Undersökningar i recipienten
till Kristinebergsområdets gruvindustri, sammanfattning av de viktigaste resultaten från
undersökningarna 1975 och 1977. 1978-09-11.
Institutet för vatten och luftvårdsforskning (IVL), 1978b: Grahn, O., Hultberg, H.: Rapport rörande
populationssammansättning och metallhalter i fisk i Kristinebergsgruvans recipientområde. 197808-04.
30
Institutet för vatten och luftvårdsforskning (IVL), 1979: Författare; Grahn, O., Hultberg, H.:
Undersökning av fisk, bottenfauna och påväxtalger i strömmande vatten i Kristinebergsgruvans
recipientområde, september 1979.
Iserentant, R. & Blancke, D. 1996. A transplantation experiment in running water to measure the
response rate of diatoms to changes in water quality. In: M. Ricard (ed), Proceedings of the 8th
Diatom symposium, Koeltz Scientifc Books, Königstein, pp. 347-354.
Jan-Ers, L. 2009. Kiselalgernas missbildningar under toxiska förhållanden Diatoms malformations in
toxic conditions Lina Jan-Ers Handledare: Examensarbete Sveriges Lantbruksuniversitet,
Institutionen för Vatten och Miljö, Uppsala.
Jarlman, A., Lindström, E.A., Eloranta, P. & Bengtsson, R. 1996. Nordic standard for assessment of
environmental quality in running water. In: Use of algae for monitoring rivers II, B. A. Whitton &
E. Rott (eds), Institut für Botanik, Univ. Innsbruck: 17-28.
Johnson R.K, Wiederholm T. & Rosenberg D.M. 1993. Freshwater biomonitoring using individuals
organisms, populations, and species assemblages of benthic macroinvertebrates. In: Freshwater
Biomonitoring and Benthic Invertebrates. pp. 40–158, Chapman and Hall.
Johnson R.K. & Goedkoop W. 2007. Bedömningsgrunder för bottenfauna i sjöar och vattendrag –
Användarmanual och bakgrundsdokument. Department of Environmental Assessment, Swedish
University of Agricultural Sciences, Report 2007:4, 84 p.
Johnson R.K. 1998. Spatio-temporal variability of temperate lake macroinvertebrate communities:
detection of impact. Ecological Applications, 8: 61–70.
Johnson R.K., Wiederholm T. &Eriksson L. 1990. The influence of season on the classification and
ordination of nutrient-poor, oligo-mesohumic Swedish lakes using environmental data. Verh.
Internat. Verein. Limnol. 24: 646–652.
Johnson, R. K, Söderback B., Eriksson L. 1995. Handbok for riksinventering av bottenfauna i sjöar
och vattendrag. 95-08-25. Inst. f. miljöanalys SLU.
Julliard A. K., Saucier D. & Astic L. 1996. Time-course of apoptosis in the olfactory epithelium of
rainbow trout exposed to a low copper level. Tissue & Cell 28(3) 367-37'
Kahlert, M. & Andrén, C. M. 2005. Benthic diatoms as valuable indicators of acidity. Verh. Internat.
Verein. Limnol. 29: 635-639.
Kahlert M, Andrén C & Jarlman A. 2007. Bakgrundsrapport för revideringen 2007 av
bedömningsgrunder för Påväxt – kiselalger i vattendrag. Rapport SLU, Miljöanalys, Vol. 2007:23,
32pp. (http://info1 ma.slu.se/IMA/Publikationer/internserie/2007-23.pdf).
Kahlert, M. & Gottschalk, S. 2008. Kiselalger I vattendrag I Dalarnas län. Institutionen för Vatten och
Miljö, SLU.
Karlsson, S. 1998. Bottenfaunaprovtagning i rinnande vatten. En jämförelse mellan metoderna: M42,
Surber, och handhåv. Länsstyrelsen Jämtlands län.
Karr, .I. R. 1981. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries 6: 21-27.
Karr, J. R. 1999. Defining and measuring river health. Freshwater Biology, 41: 221234.
Kelly M.G., Cazaubon A., Coring E., Dell´Uomo A., Ector L., Goldsmith B., Guasch H., Hürlimann
J., Jarlman A., Kawecka B., Kwandrans J., Laugaste R., Lindström E-A., Leitao M., Marvan P.,
Padisák J., Pipp E., Prygiel J., Rott E., Sabater S., van Dam H. & Vizinet J. 1998.
Recommendations for the routine sampling of diatoms for water quality assessments in Europe.
Journal of Applied Phycology 10:215-224.
31
Kelly, M.G. 1998. Use of the trophic diatom index to monitor eutrophication in rivers. Water Research
32: 236-242.
Kinnerbäck, A. 2001. Standardiserad metodik för provfiske i sjöar. Fiskeriverket Informerar FINFO
2001(2): 1-33.
Kirk R. S. & Lewis J. W. 1993. An evaluation of pollutant induced changes in the gill! of rainbow trout
using scanning electron microscopy. Environmental Technology 14(6); 577-585.
Koivisto,S., Ketola, M.and Walls,M. 1992. Comparison of five cladoceran species in short- and longterm copper exposure. Hydrobiologia Volume 248, Number 2, 125-136.
Kurkilahti, M. 1999. Nordic Multimesh gillnet – Robust gear for sampling fish populations.
Doktorsavhandling, Åbo universitet, Finland.
Kurkilahti, M. & Rask M. 1996: A comparative study of the usefulness and catchability of multimesh
gillnets and gillnet series in sampling of perch (Perca fluviatilis L.) and roach (Rutilus rutilus L.).
Fisheries Research 27: 243-260.
Langeland, A. & Rognerud, S. 1974. Statistical analyses used in the comparision of three methods of
freshwater zooplankton sampling. Arch. hydrobiol. 73: 403-410.
Larocque I. 2001. How many chironomid head capsules are eough? A statistical approach to
determine sample size for palaeoclimatic reconstructions. Palaeogeography, Palaeoclimatology,Palaeoecology
172: 133-142.
Larsson, P. & Weglenska, T. 1976. A review of some problems in zooplankton production studies.
Norw. J. Zool. 24: 419-456.
Laudon, H.; Bishop, K. 2002. Episodic stream water pH decline during autumn storms following a
summer drought in northern Sweden. Hydrological Processes 16, 1725-1733.
Lenal, D.R. 1988. Water quality assessment of streams using a qualitative collection method for
benthic macroinvertebrates. Journal of the North American Benthological Society 7: 222-233.
Linde, A.R:, Arribas P., Sanchez-Galan, S., Garcia-Vazquez, E. 1996. Eel (Anguilla anguilla) and
Brown Trout (Salmo trutta) Target Species to Assess the Biological Impact of Trace Metal
Pollution in Freshwater Ecosystems Arch. Environ. Contam. Toxicol. 31,297-302.
Lindeström L., Medin M. 1992. Undersökningar av bottenfauna och sediment i Kristinebergsområdet
1991. Rapport miljöforskargruppen (MFG).
Lithner, G. 1998. Effekter i vattenmiljön av gruvavfall. I Gruvavfall-miljöeffekter och behov av
åtgärder. Naturvårdsverket. Rapport 4948.
Lithner, G., Holm, K. & C. Ekström, 2003. Metaller och organiska miljögifter i vattenlevande
organismer och deras miljö i Stockholm 2001. Stockholms universitet. ITM-rapport 108.
Lithner, G., Holm, K. & H. Borg. 1995. Bioconcentration factors for metals in humic waters at
different pH in the Rönnskär area (N. Sweden). Wat., Air & Soil Pollut. 85, 785-790.
Länsstyrelsen Västerbottens län. 2009. Kiselalger som miljöindikatorer i små vattendrag. Förf;. M.
Johansson, H.E. Johansson G. Forsgren- Johansson & Renberg I. Meddelande 3, 2009.
Löfgren, O. & Roslund, K.2008. Undersökning av djurplanktonsamhällets tillstånd i sjön Hornträsket,
Lycksele kommun, sommaren 2008. Rapport till Boliden mineral AB, EkoVision Nord, 2008.
Lowe, R. L. & Pan, Y. 1996. Benthic algal communities as biological monitors. In: Algal Ecology:
Freshwater Benthic Ecosystems. R. J. Stevenson, M. L. Bothwell and R. L. Lowe (eds). San Diego,
Academic Press: 705-740.
32
Luoma S. M. 1983. Bioavailability of trace metals to aquatic organisms - a review Science of the Total
Environment. 28: 1-22.
Malley, D. F.; Williams, P. C. 1997. Use of near-infrared reflectance spectroscopy in prediction of
heavy metals in freshwater sediment by their association with organic matter. Environmental Science
& Technology 31, 3461-3467.
Malley, D. F.; Williams, P. C.; Stainton, M. P.; Hauser, B. W. 1993. Application of nearinfrared
reflectance spectroscopy in the measurement of carbon, nitrogen, and phosphorus in seston from
oligotrophic lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 50, 1779-1785.
Malmqvist, H., M. Appelberg, C. Dieperink, T. Hesthagen & M. Rask 1999. Monitoring nature quality
in Nordic rivers and lakes. Fish. In: Nature Monitoring in Nordic Rivers and Lakes (Ed. Jens
Skriver). NMR Report.
Mantoura R. F. C., Dickson A. & Riley J, P. 1978. The complexation of metals with humic materials in
natural waters. Estuarine and Coastal Marine Science. 6 387-408.
Medin M., Ericsson U., Sundberg I., Nilsson 2003. Bedömningsgrunder för bottenfauna. Medins sjö
och å biologi 2003. Rapport.
Medley, C. N.; Clements, W. H. 1998. Responses of diatom communities to heavy metals in streams:
The influence of longitudinal variation. Ecological Applications 3, 631-644.
Metcalfe, J.L. 1989. Biological Water Quality Assessment of Running Water Based on Macro
invertebrate Communities: History and Present Status in Europe. Environmental Pollution 60 101139.
Minns, C. K, Cairns, h W., Randall, R. G. & Moore, J. M. 1994. An index of biotic integrity (IBI) for
fish assemblages in the littoral zone of Great Lakes' areas of concern. Can J. Fish. Aquat. Sci. 51:
1804-1822.
Moore J. W. & Ramamoorthy S. Heavy Metals in Natural Waters, Applied Monitoring and Impact
Assessment. 1984, Springer-Verlag New York Inc. ISBN 0-387-90885
Mouvet, C., Morhaine, E., Sutter, C & N. Couturieux. 1993. Aquatic mosses for the detection followup of accidental discharges in surface waters. Wat. Air & Soil. Pollut. 66 (3-4), 333-348.
Naturvårdsverket 1981. Koppar i miljon, Förf. Balsberg, A-M; Lithner, G. & Tyler, G..Statens
Naturvårdsverk PM 1424.
Naturvårdsverket 2001 Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Provfiske i
sjöar. Version 1:2 010820.
Naturvårdsverket 2003a Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Makrofyter i
vattendrag. Version 1:2 2003-12-04
Naturvårdsverket 2003b. Handledning för miljöövervakning. Djurplankton i sjöar version 1:1 200305-27.
Naturvårdsverket 2004 Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Metaller i
vattenmossa 1 Version 1:0, 2004–01–20
Naturvårdsverket 2007a. Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten
i övergångszon. Handbok 2007:4
Naturvårdsverket 2007b.Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag, Bilaga A till Handbok 2007:4.
Naturvårdsverket 2008a Handledning för Miljövervakning: Programområde sötvatten Bottenfauna i
sjöars litoral och vattendrag – oberoende urval (M42) Version 1:1 : 2008-06-03
33
Naturvårdsverket 2008b Handledning för Miljövervakning: Programområde sötvatten Bottenfauna i
sjöars litoral och vattendrag – riktat urval (M42) Version 1:1 2008-06-12
Naturvårdsverket 2009a Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten. Påväxt i
rinnande vatten − kiselalgsanalys Version 3:1: 2009-03-13.
Naturvårdsverket 2009b. Sötvatten – årsskrift från miljövervakningen 2009, s16 . kiselalger i sjöar.
Naturvårdsverket 2010a Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Elfiske i
rinnande vatten 1 Version 1:5 2010-05-05
Naturvårdsverket 2010b Handledning för miljöövervakning. Programområde sötvatten: Bottenfauna i
sjöars litoral och vattendrag - tidsserier 1 Version 1:1: 2010-03-01
Naturvårdsverket 2010c Handledning för Miljövervakning: Programområde sötvatten Bottenfauna i
sjöars profundal och sublitoral 1 Version 2:0, 2010-03-01.
Naturvårdsverket 2010d Handledning för Miljövervakning: Programområde sötvatten Växtplankton i
sjöar Version 1:3, 2010-02-18.
Nelson M., Bollingerb C., Harperb R.M , Rui Ribeiroa R. 2009. Effects of acid mine drainage on the
genetic diversity and structure of a natural population of Daphnia longispina Aquatic Toxicology
92 104–112
Nilsson, N.-A. & Pejler, ]3. 1973. On the relation between fish fauna and zooplankton composition in
north Swedish lakes. Rep. Inst. Freshw. Res. Drottningholm 53, 51-56.
Niyogi, D. K.; Lewis, W. M.; McKnight, D. M. 2002. Effects of stress from mine drainage on
diversity, biomass, and function of primary producers in mountain streams. Ecosystems 5, 554-567.
Nordiska Ministerrådet 1995. Friberg, N. and R. K. Johnson (eds). Biological monitoring of streams.
Nordic Council of Ministers Report, TemaNord 1995: 640, 58 p.
Nordiska Ministerrådet 2001. Skriver J. (ed). Biological monitoring in Nordic Rivers and Lakes.
Nordic Council of Ministers Report, TemaNord 2001:513.
Nyberg, P. och E. Degerman 1988. Standardiserat fiske med översiktsnät. - Information från
Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm, (1988)7:1-22.
Persson G. 2008. Zooplankton response to long-term liming: Comparison of 15 limed and 15
reference lakes in Sweden. Limnologica 38: 1-13.
Persson J. 2007. Stream Monitoring using Near-Infrared Spectroscopy of Epilithic Material.
Licentiatavhandling, Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap, Umeå universitet.
Persson G.& Svensson, J-E. 2004. Kvantitativa djurplanktonundersökningar i Sverige - När, var, hur
och varför? SLU, Institutionen för miljöanalys, Rapport 2004: 21
Persson J, Hansson H & Renberg I. 2006. The Stone Brusher, a new sampler for submerged epilithic
material in shallow streams and lakes. Hydrobiologia 560:385-392.
Persson J, Nilsson M, Bigler C, Brooks S & Renberg I 2007. Near-infrared spectroscopy (NIRS) of
epilithic material in streams has a potential for monitoring impact from mining. Environmental Science
& Technology 41: 2874-2880.
Persson, L., Diehl, S., Johansson, L., Andersson, G. & Hamrin, S.F 1991. Shifts in fish communities
along the productivity gradient of temperate lakes - patterns and the importance of size-structured
interactions. - J. Fish Biol. 38: 281-293
Pierce R.C., Spear P.A. 1979. Copper in the aquatic environment: chemistry, distribution and
toxicology. Nat. Res. Council, Canada. No 16454. 227 pp.
34
Pringle, J. D. 1984. Efficiency estimates for various quadrate sizes used in benthic sampling. Can. J.
Fish. Aquat. Sci. 41:1485-1489.
Prygiel, J. & Coste, M. 1996. Recent trends in monitoring French rivers using algae, especially diatoms.
In: Use of algae for monitoring rivers II. B. A. Whitton and E. Rott (eds.). Innsbruck, Institut fur
Botanik, Univ. Innsbruck: 87-96.
Prygiel, J., Coste, M. & Bukowska, J. 1999. Review of the major diatom-based techniques for the
quality assessment of rivers - State of the art in Europe. In: ”Use of algae for monitoring rivers
III”. J. Prygiel, B. A. Whitton & J. Bukowska (eds). Agence de l’Eau Artois-Picardie, Douai.
Quinlan R, Smol J.P. 2001. Setting minimum head capsule abundance and taxa deletion criteria in
chironomid-based inference models. Journal of Paleolimnology 26: 327-342.
Reader J. P. & Morris R. 1988. Effects of aluminium and pH on calcium fluxes, and effects of
cadmium and manganese on calcium and sodium fluxes in brown trout (Salmo trutta L.).
Comparative Biochemistry and Physiology 91C. No. 2 449-457.
Reader J. P., Dalziel T. R. K. & Morris R. 1988. Growth, mineral uptake and skele calcium deposition
in brown trout, Salmo trutta L., yolk-sac fry exposed to alumini and manganese in soft acid water.
Journal of Fish Biology 32: 607-624.
Resh, V.H, and .Jackson, J.K 1993. Rapid Assessment Approaches to Biomonitoring Using Benthic
Macroinvertebrates. In D.M: Rosenberg and V.H. Resh (eds.) Freshwater Biomonitoring and
Benthic Macro invertebrates, Chapman & Hall, New York, USA.
Roberts R.D.and Johnson M.S. 2003. Dispersal of heavy metals from abandoned mine workings and
their transference through terrestrial food chains. Online artikel, Elsevier.
Roslund K. 2002. Skrivelse till Länsstyrelsen, Västerbotten län. Opubl material.
Sandin L. & Johnson R.K. 2000. Statistical power of selected indicator metrics using
macroinvertebrates for assessing acidification and eutrophication of running waters. Hydrobiologia,
422/423:233–243.
Sandin L., Dahl J. & Johnson R.K. 2004. Assessing acid stress in northern Sweden using benthic
macroinvertebrates – the AQEM project experience. Hydrobiologia, 516: 129–148.
Sandin L.. & Stendera S. 2006. Analys av befintlig övervakning med avseende på biologisk mångfald
(utredning) SLU miljöanalys. Rapport 2006:20.
Santiago de la Peña & Rodolfo Barreiro. 2009. Biomonitoring acidic drainage impact in a complex
setting using periphyton Environ Monit Assess 150:351–363
Santore R.C, Matthew R., Paquin P.R., Di Toro D. 2002. Application of the biotic ligand model to
predicting zinc toxicity to rainbow trout, fathead minnow and Daphnia magna. Comp Physiol C:
Toxicol Pharmacol 133(1-2):271-285.
Shannon, C. E. 1948. A mathematical theory of communication. Bell System Tech. J. (27): 379-423,
623-656.
Siebert, A; Bruns, I; Krauss, GJ; J. Mierscha ,J.and Markert, B 1996. The use of the aquatic moss
Fontinalis antipyretica as a bioindicator for heavy metals Science of the Total Environment; 177:
137-144.
SIS. 2005. SS-EN 14407. Water quality. Guidance standard for the identification, enumeration and
interpretation of benthic diatom samples from running waters (Vattenundersökningar. Vägledning
för identifiering och utvärdering av prover av bentiska kiselalger från vattendrag).
35
Sjöbeck M.-L., Hacx C., Larsson Å. & Lithner G. 1984. Biochemical and hematologic studies on
perch, Perca fluviatilis, from the cadmium contaminated river Eman. Ecotoxicology and
Environmental Safety 8: 303-312.
Snell TW, Persoone G. 1989. Acute toxicity assays using Rotifers. II A freshwater test with
Brachionus rubens. Aquatic Toxicol 14(1):81-91.
Spry D. J. & Wiener J. G.1991. Bioavailability and toxicity to fish in low-alkalini lakes: A critical
review. 1991. Environmental Pollution 71: 243-304.
SS-EN 14011:2006. Vattenundersökningar – Provtagning av fisk med elektricitet. (Svensk och
europeisk standard), Fastställd 2003-10-03). SIS Swedish Standards Institute.
SS-EN 14757 Vattenundersökningar – Provtagning av fisk med översiktsnät.
SS-EN 27828. 1985. Vattenundersökningar – Metoder för biologisk provtagning – Riktlinjer för
provtagning av bottenfauna med handhåv (ISO 7828: 1985)
SS 28190 1986. Vattenundersökningar - Provtagning med Ekmanhämtare av bottenfauna på
mjukbottnar.
Stevenson, R. J., Bothwell, M. L. & Lowe, R. L. (eds). 1996. Algal ecology : freshwater benthic
ecosystems. Academic Press, London. 753 pp.
Sundberg I., Jarlman A. 2010. Bedömningsgrunder för kiselalger. Medins Biologi AB. (rapport).
US EPA; Environmental Protection Agency http://www.epa.gov eller US Bioassessment and
Biocriteria Basics (EPA-OST).
van Dam, H., Mertens, A. & Sinkeldam, J. 1994. A coded checklist and ecological indicator values of
freshwater diatoms from The Netherlands. Netherlands journal of aquatic ecology 28(1): 117-133.
Van Der Putte L, Brinkhorst M. A. & Koeman J. H. 1981. Effect of pH on the acute toxicity of
hexavalent chromium to rainbow trout (Salmo gairdneri). Aquatic toxicolog} 1: 129-142.
Vattenmyndigheten 2008. Den indikativa modellen. Statusklassificering av sjöar och vattendrag
baserad på påverkansdata. (http://www.vattenmyndigheterna.se/)
Vuori, K. M. &. Kukkonen J. V. K. 2002. Hydropsychid gill abnormalities as morphological
biomarkers of stream pollution. Freshw. Bioll. 47 /7), 1297-1306.
Wetzel, R. (ed.). 1983. Periphyton of freshwater ecosystems. Proceedings of the First International
Workshop held in Växjö, Sweden 14-17 September 1982. Dr W. Junk Publishers, Haag. 346 p.
Willén, T., Willén, E. & Persson, G. 1985. Växt- och djurplankton. ur: Recipientkontroll vatten :
metodunderlag. – Solna : Statens naturvårdsverk (Rapport / Naturvårdsverket ; 3075) Avsnitt 5.
Åhgren, J., Norrgren, L. 1996. Metaller och fisk – en litteraturstudie. SLU, Inst. f. Patologi.
Zou, E.and Bu. S. 1994. Acute toxicity of copper, cadmium, and zinc to the water flea, Moina irrasa
(Cladocera). Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1994, Volume 52, Number
5, 742-748.
36
