Technical ReportPDF Available

Effekter av grumling och sedimentation på fauna i strömmande vatten - En litteratursammanställning

January 2000

Authors:

Peter Rivinoja

Sweco Environment

Stefan Larsson

Swedish University of Agricultural Sciences

Content uploaded by Peter Rivinoja

Content may be subject to copyright.

Vattenbruksinstitutionen

Rapport 31

Umeå 2001

Effekter av grumling och

sedimentation på fauna i

strömmande vatten

– En litteratursammanställning

Peter Rivinoja & Stefan Larsson

Effekter av grumling och sedimentation på fauna i strömmande

vatten – En litteratursammanställning

Peter Rivinoja & Stefan Larsson

Vattenbruksinstitutionen, SLU, 901 83 Umeå.

 SLU

Vattenbruksinstitutionen

901 83 Umeå

Tel. 090 – 786 76 76

Fax. 090 – 12 37 29

E-post. vabr@slu.se

Hemsida. http://www.vabr.slu.se/

Rapport nr 31, 2001.

ISSN 1101-6620

ISRN SLU-VBI-R--31--SE

Tryckt av Reprocentralen SLU, Umeå.

INNEHÅLL

Sid.

Abstract 6

Sammanfattning 7

1. Inledning 9

2. Bakgrund 10

3. Sediment i strömmande vatten 11

3.1 Naturlig sedimenttransport i norrländska 12

vattendrag

3.2 Turbiditet 13

4. Biologi för olika organismgrupper 14

4.1 Vandrande fiskar 14

4.1.1 Fiskar – höstlekare 15

4.1.2 Fiskar – vårlekare 15

4.2 Nejonöga 16

4.3 Insekter 16

4.4 Musslor 17

4.5 Kräftdjur 18

5. Effekter av grumling 18

5.1 Fisk och nejönöga 19

5.2 Everterbrater 24

6. Effekter av sedimentation 29

6.1 Fisk och nejönöga 29

6.2 Everterbrater 29

7. Miljöpåverkan av bro- och vägbyggen 35

7.1 Vägbygge – Hanlon Creek, Ontario 36

7.2 Vägbygge – Joe Wright Creek, Colorado 37

8. Förslag till framtida studier 38

9. Referenser 39

ABSTRACT

Rivinoja P. & S. Larsson 2000. Effekter av grumling och sedimentation på

fauna i strömmande vatten- En litteratursammanställning. The effects of

turbidity and sediment deposition on fauna in running waters - A

literature review. Department of Aquaculture, SLU (Swedish University

of Agricultural Sciences), 901 83 Umeå. 49 pages. (In swedish)

The effects of turbidity and sediment deposition on aquatic fauna in

running waters is reviewed. At high flows most of the fine particles is

normally transported in the water as suspended materials which leads to

an increasing turbidity, while sediment deposition occurs during periods

of low flow. Despite the source of this material it is often hard to know to

what degree this material affects the stream biota and if the effects are

due to the suspended material or the sediment deposition. Depending on

the individual stream charactheristics and factors as climate and ambient

soil conditions the amount of suspended material varies naturally.

However, increasing turbidities generally have negative effects on

watersheds and cause decreased primary production, change habitats and

alter the community structure. Aquatic organisms can be affected directly

or indirectly by a high turbidity and sediment deposition so the

individual organism respons differs between species and among different

lifestages within a species, e.g. eggs, alevins and adults. Turbidity can

reduce benthic density by increasing drift of fauna and cause changes in

individual behaviours as decreased feeding, territorial displacements and

ceased migration of spawning fish. High turbidities can also lead to

sublethal responses and cause clogging of gills in sensitive species. The

effect of suspended material on animals depends on factors like particle

chemistry, size and structure of particles, and the time of exposure.

Deposited sediments can interfere with run-riffle-pool sequences and

lead to changes in the community structure. Sediment deposition can also

negatively affect the embryonic developement of organisms and increase

the mortality of juvenile stages. Recovery from the effects of suspended

material and sediment deposition is usually rapid once the input source

of sediment is removed. The paper highlight a few case studies dealing

with turbidity and constructions in running waters as well as discusses a

few topics that should be adressed in future experiments if the ultimate

goal is to minimize damage to the water ecosystem.

SAMMANFATTNING

Grumling och sedimentation är oftast negativ för akvatiska djur och kan

ge effekter på hela ekosystemet, oavsett vilken ursprung materialet har.

Vid höga flöden i kombination med finpartikulärt material kommer en

begränsad mängd av materialet att sedimentera, dock kan hög

grumlighet uppstå under samma period. Vid lägre flöden kan samma typ

av partiklar sjunka till botten, vanligtvis i lugnflytande sel eller sjöar.

Effekten av suspenderat och sedimenterat material på akvatiska

organismer varierar beroende på årstid och påverkar arter och livsstadier

olika.

En ökad grumling kan indirekt påverka akvatiska faunan genom

minskad primärproduktion vilket leder till minskad födotillgång.

Grumlingar som inte ger upphov till en permanent förändring av

bottenstrukturen ger dock vanligtvis relativt kortsiktiga effekter på

faunan. Initialt kan beteendeförändringar uppstå hos vattenlevande djur

bl.a. ökad drift hos akvatiska evertebrater (insekter) och flyktreaktioner

eller fördröjd uppvandring hos fisk. Effekten av grumling är tidsberoende

och en ökad tid med grumligt vatten leder till en ökad stress på

organismer t.ex. förändring i territorier, födosök och andningsfrekvens,

vilket kan leda till minskad överlevnad och tillväxt. Djurens tolerans för

suspenderat material beror på flera faktorer som t.ex. temperatur,

syremängd och partikelstruktur. Grumling kan ge fysiska skador och

orsaka igensättning av gälar hos djur. Hög halt av suspenderat material

är dödligt för de flesta arter, många populationer är dock anpassade till

höga halter av suspenderat material och tål att utsättas för grumligt

vatten utan att påverkas negativt. De flesta fiskarter, även laxfiskar, kan

överleva och äta åtminstone några veckor i måttligt grumligt vatten och

ynglen föredrar i vissa avseenden ett grumligt vatten framför klart trots

minskad tillväxt. Orsaken kan vara att grumligt vatten upplevs som

skydd och vanligtvis leder till minskad predationsrisk för småfisk.

Sedimentets struktur har stor betydelse för akvatiska organismer

och det optimala substratet varierar för olika arter. En ackumulation av

finpartiklar på botten kan leda till en förändring av substratet och

påverka organismer negativt. Vanligtvis lägger sig sandpartiklar på

botten medan silt kan passera djupare ner i substratet. Dessa partiklar kan

stanna i bottensubstratet eller spolas iväg beroende på vattenströmmens

karaktär. En ökad sedimentation kan leda till lägre syrehalt på botten och

medföra ökad dödlighet hos djur eller livsstadier som ej har möjlighet att

undfly dessa ogynsamma förhållanden t.ex. fiskägg, musslor, kräftor och

insektspuppor. För laxfiskar som kräver grusbotten vid lek reduceras

antalet lekområden vid sedimentation vilket leder till minskad

reproduktion. Sedimentation av finpartiklar innebär att habitaten för

bottenfaunan förändras vilket kan leda till vissa arter av evertebrater

försvinner och ger upphov till ett skifte i artsammansättningen. Detta kan

indirekt påverka fiskar genom att födotillgången minskar. I många fall

reagerar evertebrater, och även nejonögalarver, på ökad sedimentering

med att fly områden genom drift.

Väg- och brobyggen har i flera fall konstaterats påverka

strömlevande fauna genom ökad materialtillförsel till vattendrag.

Effekterna är dock vanligtvis av kortvarig natur och minskar gradvis efter

att tillförseln av material upphört, d.v.s. efter att byggnationerna

slutförts. Materialet som sedimenterar och inte senare spolas bort kan

dock ge långvariga eller permanenta skador på miljön för många

djurgrupper. Tillfört material påverkar djur i varierande grad under året

och för att minimera de negativa effekterna bör man överväga tidpunkten

för verksamhet som leder ökad tillförsel av material till vatten.

1. INLEDNING

Finpartikulärt material har stor betydelse för strömmande vatten och

påverkar akvatiska organismer direkt eller indirekt. Partiklar förekommer

naturligt i både vattenmassan och bottensubstratet. Ett flertal faktorer,

t.ex. vattenhastighet och djup, avgör om partiklar av en viss storlek ska

erodera, transporteras eller sedimentera (Morisawa 1968, Carling 1984).

Akvatiska organismer kommer i kontakt med eroderat material som

tillförts vatten på i huvudsak två olika sätt, 1) via grumling av sk.

suspenderade partiklar i vattnet, eller 2) via sedimenterade partiklar på

botten (Ellis 1936). Det kan vara svårt att särskilja och ge en entydig bild

på effekten av suspenderat respektive sedimentaterat material i vatten

(Lloyd 1987). Beroende på vattendragens karaktärer varierar graden av

påverkan inom och mellan vattendrag, dessutom kan effekter uppstå på

hela ekosystemet (Murphy et al. 1981). Mänskliga aktiviteter kan öka

sedimentmängden så att akvatiska ekosystem genomgår en negativ

förändring (Cordone & Kelley 1961) och generellt konstateras att

onaturligt hög materialtransport i vatten oftast är negativ för de flesta

akvatiska djur (Bjornn et al. 1977).

En ökad grumlighet kan påverka vattenkvalitet, temperatur och

ljusgenomsläpplighet vilket i sin tur leder till negativ påverkan på

primärproduktionen (Lloyd et al. 1987; Ryan 1991). En minskad

produktion i vattendraget kan indirekt leda till en minskad förekomst av

akvatiska djur (Lloyd et al. 1987). Grumlighet kan också ge ett flertal

direkt negativa effekter på evertebrater och fisk (Schulz 1996). Effekten av

suspenderat material på det biologiska livet i vattnet beror på ett flertal

faktorer. Förutom att arter har olika miljökrav så är det viktigt att beakta

att även olika livsstadier hos samma art fungerar olika. Newcombe &

MacDonald (1991) påpekar att man förutom halten av suspenderat

material dessutom bör ta hänsyn till tiden för exponering när man

bedömer effekten av grumling på fauna i strömmande vatten och att en

ökad tid leder till en ökad stress på organismerna. Viktiga fysikaliska

faktorer, som t.ex. partikelstruktur och kemi, samt vattnets syrehalt och

temperatur måste också beaktas när man bedömer effekten av grumling

på akvatiska ekosystem.

Sedimentets struktur har stor betydelse för akvatiska organismer

(Gibbons & Salo 1973; Meehan & Swanston 1977) och avsättning av

partiklar till botten sker selektivt efter densitet och kornstorlek. En

ackumulation av finpartikulärt material i strömmarnas bottenhåligheter

kan vara skadlig och påverka organismer (Cooper 1965) då dessa

partiklar minskar mängden av syre (Ingendahl & Neumann 1997) och

förändrar substratet och därmed också de bottenlevande organismernas

miljö (Bjornn et al. 1977).

Vägbrytning ger ofta upphov till negativa effekter genom erosion

som t.ex ökad slamtransport (Hartman & Scrivener 1990), frigjorda

näringsämnen, tungmetaller och försurande ämnen. Skadorna kan bli

omfattande särskilt vid vägbyggen i kuperad terräng eller på marker med

sediment eller finpartikulära jordarter (Länstyrelsen &

Skogsvårdsstyrelsen i Jämtlands län 1995).

2. BAKGRUND

Järnvägen Botniabanan kommer att under år 1999-2005 byggas mellan

Nyland i Ångermanland och Umeå centralort i Västerbotten, vilket utgör

en sträcka av ca. 190 km. Den enkelspåriga järnvägen kommer att passera

ett 40-tal vattendrag där Ångermanälven och Umeälven är de största.

Vissa av vattendragen är av riksintresse. Flertalet av de rinnande

vattendragen har både stationära och vandrande bestånd av olika

fiskarter. De större vattendragen, åar och älvar, är leklokaler för

vårlekande fisk som, t.ex. abborre (Perca fluviatilis), gädda (Esox lucius), id

(Leuciscus idus), mört (Rutilus rutilus) och stäm (Leuciscus leuciscus).

Dessutom utgör de viktiga reproduktionsområden för vandrande

nejonöga (Lampetra fluviatilis), samt laxfiskar som harr (Thymallus

thymallus), sik (Coregonus sp.), öring (Salmo trutta) och lax (Salmo salar).

Extra hänsynskrävande är laxfiskarna som har speciella omgivningskrav

under olika delar av utvecklingen, samt de utsatta s.k. rödlistade arterna.

Bland de rödlistade arterna återfinns; lax (naturliga populationer),

flodkräfta (Astacus astacus), flodpärlmussla (Margaritifiera margaritifiera)

samt flodnejonöga. Dessutom förekommer minst 6 st rödlistade arter av

evertebrater (Evander, Dan pers. komm.). De arter som i första hand kan

komma att påverkas av byggnationerna är de som normalt har lek-

och/eller uppväxtområden nedströms byggnationerna.

I samband med byggnationer av Botniabanan uppstod under

hösten 1999 grumlingar i bl.a. Bryngeån och Idbyån, strax norr om

Örnsköldsvik i Ångermanland. För att öka kunskapen om effekter av

suspenderat och sedimenterat oorganiskt material på fauna i strömmande

vatten anlitades Institutionen för Vattenbruk (SLU) av Botniabanan AB

för att sammanställa nationella och internationella erfarenheter i ämnet.

Avsikten med litteratursammanställningen är att belysa hur suspendering

och sedimentation direkt eller indirekt kan påverka akvatisk fauna i

rinnande vatten. Sammanställningen behandlar generella effekter av

suspenderat och sedimenterat material, varvid ingen hänsyn till

sedimentkällan har tagits. Dock har litteratur som belyser effekter av

suspenderat och sedimenterat material i samband med väg- och

brobyggen beaktats särskilt. Största vikt har lagts för att säkerställa att

tillgängliga erfarenheter i ämnet har inhämtats. Nationella och

internationella databaser har utnyttjas, varvid alla för uppgiften adekvata

sökord använts. Förfrågningar angående erfarenheter i ärendet har

skickats till länsstyrelserna i Norrbotten, Västerbotten och

Västernorrland, Umeå och Örnsköldsvik kommun samt till Fiskeriverkets

utredningskontor i Luleå och Härnösand. Dessutom har forskare vid

vattenbruksinstitutionen och Umeå universitet, med nationella och

internationella kontaktnät, konsulterats.

3. SEDIMENT I STRÖMMANDE VATTEN

Normalt ger ett högre flöde en ökad erosion vilket ökar mängden

suspenderat material i vattenmassan (Beschta 1978). Erosionen kan vara

betydande speciellt under islossning och högvattenperioder.

Finpartikulärt material som eroderar transporteras suspenderat i

vattenmassan medan större partiklar transporteras längs botten.

Miškovský (1984) beskriver tre olika typer av partikeltransport; 1)

bottentransport, partiklar glider eller rullar längs botten, 2) saltation,

partiklar studsar och 3) suspenderade partiklar i vattenmassan. Normalt

utgör suspenderade partiklar den största andelen. I klart vatten kan en

grumlighetsökning på 10-15 % märkas mer än en ökning på 20-50 % i ett

normalt grumligt vatten (Ryan 1991).

Ett flertal studier visar att halten av suspenderat material är

korrelerad med vattenflödet, där ett ökat flöde ger högre halt av

suspenderat material (Leeks & Newson 1989; Acornley & Sear 1999). En

flödesökning ger också högre strömhastighet vilket normalt medför att

suspenderade partiklar sedimenterar i mindre omfattning. Vid lägre

vattenhastighet sker däremot sedimentation där stora partiklar avsätts

först och generellt i högre omfattning än små (Carling 1984).

Sedimentation av partiklar sker selektivt efter densitet och kornstorlek

och finpartikulärt material transporteras vanligtvis längre sträckor till

lugnflytande sel eller sjöar (Ryan 1991). Jackson & Beschta (1984) visade

t.ex. hur en ökad mängd av transporterat sand inte ökade andelen av

sand nämnvärt i forsar utan materialet sedimenterade i första hand i sel

och bakvatten. I små grunda bäckar kan dock sedimentationen gå fort

vilket kan resultera i höga halter av finpartiklar i strömmar (Carling &

McCahon 1987).

Mängden deponerat matrial ökar normalt med koncentrationen av

suspenderat material (Acornley & Sear 1999) och minskar nedströms med

avståndet från materialkällan (Carling 1984). Vanligtvis lägger sig

sandpartiklar på bottensubstratet medan silt kan passera djupare (Lisle

1989). Dessa partiklar kan förbli i bottensubstratet under längre tid eller

spolas ut beroende på vattenströmmens karaktär (Luedtke et al. 1976;

Soroka & McKenzie-Grieve 1983). En snabb renspolning av botten sker

normalt efter höga vattenflöden, oftast i samband med snösmältningen

(Cline et al. 1982). I sammanhanget bör nämnas att suspenderat material

även kan orsaka transport av tungmetaller och andra gifter, då dessa kan

vara associerade till sedimentpartiklar (LaPerriere et al. 1985).

Tabell 1. Jordarternas indelning efter kornstorlek, svensk standard-

benämning, enligt Atterberg (Miškovský 1984).

Fraktion Diameter mm Underavd. Praktisk

benämning

Sedimenterings-

tid

per m

Block

> 600

600-200

Grovblock

Finblock

Block

Sten 200-60

60-20

Grovsten

Finsten

Sten

Grus 20-6

6-2

Grovgrus

Fingrus

Grus 1 s

Sand 2-0.6

0.6-0.2

Grovsand

Mellansand

Sand 10 s

Mo 0.2-0.06

0.06-0.02

Grovmo

Finmo

Finsand

Silt

2 min

Mjäla 0.02-0-00.6

0.006-0.002

Grovmjäla

Finmjäla

Silt

2 tim

Ler 0.002-0.0006

0.0006-0.0002

< 0.0002

Grovler

Finler

Kolloider

Ler 8 dygn

2 år

1. Amerikansk standard (M.I.T)

2. Ur Vattenbehandlingsmetoder, Vattenteknik AB 1992

3.1 Naturlig sedimenttransport i norrländska vattendrag

Halten av suspenderat material i norrländska strömmar varierar stort

under året och beroende på vattendragens karaktärer. Älvar med

avrinningsområden i fjällkedjan har normalt låga halter av suspenderat

material medan skogsälvar normalt uppvisar betydligt högre halter,

speciellt under vårfloden (Brandt 1982). Brandt (1982) påvisar också ett

tydligt samband mellan vattenföring och mängden suspenderat material i

oreglerade älvar. Den totala halten av suspenderat material sett över hela

året ligger i genomsnitt mellan 3-9 mg/l för älvar i norra norrlands

kustland, medan medelvärdet av oorganiskt suspenderat material ligger

mellan 1-5 mg/l. I södra norrland är SMHI:s mätstationer belägna vid de

reglerade älvarna och därmed avviker dessa data från oreglerade älvars. I

de oreglerade älvarna uppmäts de högsta halterna under vårfloden, och

medelvärdet av totalt suspenderat material under april-juni ligger mellan

7-18 mg/l i flacka älvar, och halten oorganiskt suspenderat material

mellan 6-13 mg/l. I älvar med större fallhöjd utgörs i princip allt

suspenderat material av oorganiska partiklar och under april-juni ligger

medelvärdet mellan 40-55 mg/l. Halter på totalt suspenderat material

över 500 mg/l har uppmätts i älvar med brant fallprofil och lätteroderat

material t.ex. Öre- och Lögdeälv. Förutom sedimenttopparna under

vårfloden förekommer ofta ökad partikeltransport i samband med

höstregn från juli-september.

Tabell 2. Värden på oorganiskt suspenderat material (mg/l) i några norrländska

älvar (Brandt 1982).

Suspenderat material (mg/l) Vår Höst

Vindelälv 5 1-2

Torneälv 60 20

Öreälv 110 70

Lögdeälv 300 -

3.2 Turbiditet

Halten av suspenderade partiklar i vatten mäts ofta i turbiditet som är ett

mått på mängden ljus som absorberas eller bryts av vatten. Oftast finns en

relation mellan turbiditet och koncentrationen av suspenderat material

vilket medför att begreppet turbiditet kan användas för att uppskatta

halten suspenderat material (Lloyd 1987; Lloyd et al. 1987). Värdet på

turbiditet visar halten av suspenderat och löst material i vattnet

inkluderande oorganiskt material som lera och silt, organiskt material,

plankton och andra mikroskopiska organismer. Turbiditeten beror

förutom av koncentrationen partiklar även på partiklarnas storlek, form

och färg (Lloyd 1987). Förhållandet mellan suspenderade partiklar och

turbiditet ändras också efter hydrologiska och geologiska förhållanden,

t.ex. ändras förhållandet nedströms då stora partiklar som generellt

producerar mindre turbiditet än små gradvis sedimenterar (Lloyd 1987).

Enligt Naturvårdsverket (1999) kan man för praktiskt bruk anse att de

olika enheter som förekommer vid mätning av turbititet är jämförbara

med varandra, d.v.s. 1 FNU (formazin nephelometric units, svenskt

standard) ~ 1 FTU (formazin turbidity units, äldre standard) ~ 1 NTU

(nephelometric turbidity units) ~ 1 JTU (jackson turbidity units).

4. BIOLOGI FÖR OLIKA ORGANISMGRUPPER

4.1 Vandrande fiskar

Många laxfiskar och vissa arter av nejonöga är anadroma, d.v.s. de har sin

fortplantning med ägg- och yngelutveckling knuten till sötvatten medan

övriga livsstadier tillbringas i havet. Årligen, med vissa undantag, sker

således storskaliga lekvandringar till sjöar eller rinnande vattensystem.

Denna typ av fortplantnings-strategi ger flera fördelar då det är ett

effektivt sätt att reducera konkurrensen mellan vuxen fisk och avkomma.

Dessutom får ägg och yngel de nödvändiga och mycket speciella

omgivningskraven tillfredsställda. Detta leder till att äggen får utvecklas

utan alltför stort bortfall och leder oftast till ökad tillväxt och överlevnad

hos yngel (Northcote 1978). Ofta vandrar de lekande fiskarna med hög

precision till den plats där de själv växt upp, sk. homing.

Efter att äggen lagts sker olika embryonala processer under en viss

tid innan kläckningen. Hur lång denna tid är varierar mellan olika arter

och temperatur. Vissa arter är vårlekande och har en kort men intensiv

utvecklingsperiod som ibland bara är några veckor medan andra arter,

oftast de höstlekande, har utvecklingstider på upp till ett år. Ynglens

beteende och uppehållstider varierar stort, vissa arter är aktiva direkt

efter kläckningen medan andra förblir passiva under längre tid. Som

exempel kan nämnas den anadroma siken som uppehåller sig ca. åtta

månader i sitt hemvattendrag som ägg och yngel, medan motsvarande tid

för flodnejonöga uppgår till ca. fem år och för lax kan uppgå till sex år.

4.1.1 Fiskar – höstlekare

Öringen är normalt en höstlekande fiskart, men det finns även enstaka

vårlekande bestånd. Leken äger rum mellan september och november,

beroende på vattentemperaturen (Sømme & Jensen 1981). Öringen

förekommer i en stationär form, som sällan når längder över 25 cm.

Denna form av öring brukar benämnas bäcköring och förekommer, som

namnet antyder i bäckar, där den fullföljer hela sin livscykel. Två andra

former av öring är insjö- och havsöring (Näslund & Bergström 1994). Till

skillnad från bäcköringen, lämnar dessa båda former sina födelseplatser i

det rinnande vattnet och beger sig ut i sjö eller hav för att där växa

ytterligare. När de vandrande öringar börja närma sig den tid då de skall

leka och fortplanta sig återvänder de till den plats där de själva föddes.

Tiden för denna vandring varierar, flertalet vandrar under tiden juli till

augusti men vissa individer har noterats vandra upp redan under vintern

eller våren (Jonsson 1985). Laxens biologi liknar till stora delar öringens,

dock är den inte lika varierande vad avser livshistoria. Laxen bildar t.ex.

inte stationära bestånd som öring men både sjö- och havsvandrande

bestånd förekommer (Näslund & Bergström 1994). Siken (Coregonus

lavaretus) förekommer i två former i bottenviken (Leskelä et al. 1991). En

vandrande form och en form som lever hela sin livscykel ute i havet. Den

vandrande formen går upp i åar och älvar för lek i augusti till september.

Siken har inte lika höga krav på leksubstrat som t.ex. öringen utan kan

lägga sina ägg på bottnar av grus, sand, lera eller fast gyttja. Siken gräver

inte heller någon lekgrop för sina ägg (Rivinoja & Bergström 1994). Även

siklöjan (Coregonus albula) går ofta upp i rinnande vatten för att leka.

Leken sker under september till december (Muus & Dahlström 1981).

Bäckrödingen (Salvelinus fontinalis) som ursprungligen härstammar från

Nordamerika och som planterats in i Sverige är också ett exempel på en

höstlekande fiskart.

4.1.2 Fiskar – vårlekare

Harren leker till skillnad från övriga svenska laxfiskar på våren

(Andersen 1968). Leken sker mellan april och juni, i både små och stora

strömmande vatten, i sjöars in och utlopp och direkt i sjöar (Fabricius &

Gustafson 1955). Redan efter 3-4 veckor kläcks harrens rom och även

yngelutvecklingen är snabb hos harren (Muus & Dahlström 1981). Harren

uppvisar ofta komplexa förflyttningar mellan vinter-, lek- och födohabitat

(Carlstein & Bergström 1994).

Alla karpfiskar som är kända att vandra upp i vattendrag längs

norrlandskusten leker på våren, t.ex. mört, id, stäm, löja (Alburnus

alburnus) och elritsa (Phoxinus phoxinus). Leken hos dessa arter sker

mellan mars-juni, undantaget elritsan som kan vänta ända in i juli.

Exempel på andra vårlekande arter är gädda, abborre och stensimpa

(Cottus gobio) (Muus & Dahlström 1981).

4.2 Nejonöga

Två arter av nejonöga återfinns i norra Sverige, flodnejonöga och

bäcknejonöga (Lampetra planeri). Flodnejonöga förekommer i anadroma

bestånd i flera av de större vattendragen, medan bäcknejonögat oftast

återfinns i mindre vattendrag. Bägge arterna har sin fortplantning och

tidiga livsstadier knutna till sötvatten och de förekommer ofta i samma

vattendrag med en ekologisk separation där flodnejonöga dominerar i de

nedre delarna (Hardisty 1979). Lekvandringen sker under augusti-

november men själva leken genomförs först under maj-juni. Nejonögat

bygger då lekgropar där lugnare strömmar bildas. Efter leken dör

samtliga lekande individer. Äggen kläcks efter 10 till 14 dagar och efter

ca. tre veckor gräver larverna ner sig i finkornig botten i områden med

svaga strömmar där organiskt material avsätts (Hardisty 1979). I

bottensedimentet lever de flera år och livnär sig som filtrerare. Med

åldern driftar larven passivt nedströms. Förvandling, metamorfos, från

larv till vuxen individ sker under sommaren eller i början av hösten.

Denna metamorfos sker på olika sätt för de två arterna. Hos

flodnejonögat genomgår larven under sitt femte år en komplett

metamorfos medan bäcknejonögat genomgår en partiell metamorfos

under sitt sjunde levnadsår (Hardisty 1979). Bäcknejonögat har ett

livsstadium som vuxen på endast 6-9 månader, efter vilket den leker och

dör. Flodnejonögat däremot lämnar sin uppväxtlokal och livnär sig som

parasit i havet, för att efter ca. 2-2.5 år vandra tillbaka till sin födoälv för

lek. Detta medför alltså att könsmognad, lek och sedan död sker vid

samma ålder för bägge arterna.

4.3 Insekter

Dagsländor (Ephemeroptera) förekommer i alla tänkbara sötvattenmiljöer.

De flesta arterna har dock höga syrekrav och föredrar rinnande vatten.

Dagsländor har hemimetabol utveckling, d.v.s. de saknar puppstadium.

De flesta dagsländenymfer är herbivora (växtätare) eller detrivorer (djur

som lever på organiskt material som brutits ned till små partiklar, s.k.

detritus). Många olika typer av substrat utnyttjas, beroende på art. Vissa,

som t.ex. släktet Ephemera sp. gräver gångar i lera, medans t.ex. den gula

forssländan (Heptagenia sulphurea) föredrar stenig botten (Engblom 1996).

Nattsländor (Trichoptera) står att finna både i stillastående som rinnande

vatten, dock föredrar de flesta arterna rinnande vatten. Nattsländor har

holometabol utveckling, d.v.s. larven genomgår en metamorfos i en

puppa innan den blir en fullvuxen bevingad insekt. De flesta arter lever

uppe på eller relativt grunt i substratet, med få undantag av några arter

som gräver ner sig. En del arter bygger rör (hus) genom att limma ihop

sand eller växtdelar m.h.a. av sekret. Huset fungerar bl.a. som skydd.

Andra arter spinner nät som fungerar som filter för födopartiklar i det

strömmande vattnet. Det finns även nattsländor som är frilevande och

vare sig spinner nät eller bygger hus. Inom ordning nattsländor finns

exempel på både växt- och detritusätare samt rovdjur, predatorer (Solem

& Gullefors 1996). Bäcksländor (Plecoptera) är typiska för syrerika

strömmande vatten, med undantag för några få sjölevande arter. De är

dåliga flygare vilket gör deras spridningsförmåga dålig relativt andra

akvatiska insekter. Bäcksländan har, liksom dagsländan, hemimetabol

utveckling. Vad avser habitat föredrar den stenig botten. Endast ett fåtal

arter klarar att leva på sand. De flesta arterna är detritusätare men även

predatorer förekommer (Brittain & Saltveit 1996). Tvåvingarna (Diptera)

utgör en stor ordning av insekter. I strömmande vatten är det framför allt

fjädermyggor (Chironomidae) och knott (Simulidae) som dominerar i

antal. Hos fjädermyggorna finner man en mängd olika födostrategier,

från algätare till rovdjur. Knotten är nästan uteslutande knutna till

strömmande vatten till skillnad från fjädermyggorna som man även

finner i stillastående vatten. Knottlarven fäster bakkroppen i substratet

och filtrerar sedan det förbiströmmande vattnet på födopartiklar med

hjälp av solfjäderlika antenner på huvudet. Båda familjerna utgör en

viktig födoresurs för fiskar i strömmande vatten (Giller & Malmqvist

1998).

4.4 Musslor

Flodpärlmusslan lever i näringsfattiga, strömmande vatten i skogslandet.

Då flodpärlmusslan är på stark tillbakagång är den en s.k. rödlistad art.

Flodpärlmusslan är, liksom andra musslor t.ex. Unoidae och Sphaeridae,

filtrerare. Den är skildkönad och hanen släpper ut sina spermier i juni-juli

varefter honan suger in dem med andningsvattnet. Efter att äggen

befruktats utvecklas de s.k. glochidielarverna på hennes gälar. Honan

pumpar ut larverna i juli till september. Larverna måste därefter haka sig

fast på gälbladen hos antingen en öring eller lax för att kunna utvecklas

till en ny mussla. Flodpärlmusslan är således helt beroende av sina

värdfiskar öringen och laxen för att kunna fullfölja sin livscykel

(Grundelius 1987).

4.5 Kräftdjur

Flodkräftan har sin naturliga utbredning i Sverige upp till ungefär 61°N.

Dessutom finns idag utplanterade, självreproducerande bestånd ännu

längre norrut. Den föredrar hårda bottnar i syrerika sjöar, dammar och

rinnande vatten. Flodkräftan är mycket känslig för försurning och kräver

ett lägsta pH på 6.0-6.5. Parningen och befruktningen äger rum på hösten

i september till december. Kräfthonan bär därefter de befruktade äggen

under stjärten en längre tid. Äggen kläcker sedan från maj till augusti

beroende på sommartemperaturen. Sen kläckning resulterar ofta i hög

yngeldödligheten (Fürst 1985). Flodkräftan är omnivor, d.v.s. den äter

både växter och djur. Signalkräftan (Pacifastacus leniusculus)

introducerades i Sverige 1960 för att ersätta en av kräftpesten utslagen

flodkräftpopulation. Signalkräftan är ofta bärare av kräftpesten utan att

själv ha sjukdomen. Detta gör att flodkräfta och signalkräfta inte kan

samexistera. De båda arterna har annars liknande biotopkrav (Fängstam

& Lundqvist 1990). Märlkräftan (Gammaridae) kan uppträda i stort antal i

strömmande vatten, särskilt i miljöer med stabilt substrat. Den är omnivor

och äter främst detritus och alger (Giller & Malmqvist 1998).

5. EFFEKTER AV GRUMLING

Grumlighet ger både direkta och indirekta effekter på på akvatiska djur.

De direkta effekterna påverkar organismernas kondition vilket kan leda

till minskad tillväxt och mortalitet. De flesta vattenlevande arter klarar

dock korta pulser av förhöjd grumlighet men längre tids exponering kan

vara skadlig (ASCE 1992). De indirekta effekter påverkar organismernas

beteende och/eller miljö. Grumlighet kan t.ex. påverka primärproduktion

(Lloyd et al. 1987; Ryan 1991) och i grunda strömmar kan turbiditeter på 5

NTU och 25 NTU minska primärproduktionen med 3-13 % respektive 13-

50 % (Lloyd et al. 1987).

5.1 Fisk och nejonöga

När man bedömer effekter av suspenderat material på fisk är det viktigt

att komma ihåg att olika arter är olika känsliga och att ägg och yngel

vanligtvis är känsligast (Lloyd 1987; Westernhagen 1988). Ägg, yngel och

vuxen fisk påverkas också olika av miljöfaktorer då orörliga ägg inte själv

kan påverka mognaden, jämfört med yngel och vuxen fisk som genom

ändringar av aktivitet har möjligheten att undfly ogynnsamma

förhållanden. Flera fiskarter lever normalt i grumligt vatten och föredrar

detta vatten framför klart (Gradall & Swenson 1982; Rieger & Summerfelt

1997) medan även det motsatta råder (Skorobogatov & Pavlov 1995). Det

är dessutom visat att fiskar anpassade till normalt förekommande höga

halter av suspenderat material också tål att utsättas för högre halter, utan

att påverkas negativt, jämfört med fiskar som lever i klart vatten (Ryan

1991). Höga koncentra|ioner av suspenderat material är dock dödligt för

de flesta arter men även lägre halter (10-25 NTU, suspenderat material 35

mg/l) kan vara skadligt och ge negativa effekter på fisk (Lloyd 1987).

Newcombe & MacDonald (1991) sammanfattar olika effekter av grumling

på laxfiskar i följande punkter; 1) påverkan på ägg och yngelutveckling,

2) direkta effekter som död, försämrad tillväxt och minskad

motståndskraft mot sjukdomar hos yngel och vuxen fisk, 3) indirekta

effekter som t.ex. stress och beteendeförändringar och 4) minskad

födotillgång. Generellt uppstår indirekta skador på fiskpopulationer långt

innan den vuxna fisken är direkt skadad.

Periodisk exponering av suspenderat material är naturligt för

många fiskpopulationer och de flesta utsätts av ökad grumling orsakad

av erosion vid höga flöden eller kraftigt regn (Martens & Servizi 1993).

Judy et al. (1984) och Lloyd et al. (1987) anser att erosionen är den

viktigaste vattenkvalitetsfaktorn som begränsar användbara fiskhabitat

och grumlighet kan leda till minskad produktion av fisk och medföra

lägre artdiversitet (Hlass et al. 1998). Bergstedt & Bergersen (1997)

studerade fiskar som periodvis exponerades för höga halter av

suspenderat material nedanför en damm. Vid spill ökade halten av

suspenderat material från 7.6-512.0 mg/l till medelvärdet 4034 mg/l

direkt nedströms damm under i genomsnitt 5 timmar, längre nerströms

uppmättes lägre halter som dock låg kvar under längre tid. Totalt sett

redovisar undersökningen en minskning i antalet känsliga arter nedan

dammen och negativa fysiologiska effekter samt ökad rörlighet hos

laxfiskar. En ökad grumling i samband med skogsavverkning och

vägarbeten anses också ha orsakat ökad rörlighet och habitatskiften hos

bäckröding (McCarthy et al. 1998). Laxfiskyngel förekommer dock

naturligt i älvar och estuarier med höga halter av suspenderat material

(Murphy et al. 1989) och försök gjorda av Bisson & Bilby (1982) tyder på

att yngel av stillahavslax Oncorhynchus kisutch snarare föredrog vatten

med måttlig turbiditet (10-20 NTU) framför klart. Att andra arter föredrar

klart vatten är också konstaterat, t.ex. redovisar O´Scannell (1988) data

över arktisk harr (Thymallus arcticus) som undvek vatten med turbiditet

över 20 NTU. En studie av Skorobogatov & Pavlov (1995) indikerar att

även mört föredrar klart vatten framför grumligt (40 och 80 mg/l

suspenderat material).

Bisson & Bilby (1982) fann att yngel acklimatiserade i vatten med

turbiditet mellan 2-15 NTU visade undvikande beteende normalt först vid

100 NTU medan yngel i klart vatten undvek vatten med turbiditet

överskridade 70 NTU. I en studie av Sigler et al. (1984) konstateras samma

undvikande beteende vid 100-300 NTU och yngel lämnade grumliga

områden eller dog, däremot stannade de kvar i vatten med 25-50 NTU

trots minskad tillväxt. Orsaken till detta kan vara att ynglen upplever

grumligt vattnet som skydd och Gregory & Levings (1996) och Gradall &

Swenson (1982) har visat hur betydelsen av överhäng minskar i grumligt

vatten. Ett flertal studier har också konstaterat att predationen på småfisk

minskar vid ökad grumlighet (Abrahams & Kattenfeld 1997; Gregory &

Levings 1998).

Studier refererade av Cordone & Kelley (1961), och Cooper (1965)

visade att lekvandrande stillahavslax föredrog att leka i klara strömmar

framför områden med mer grumligt vatten. Bell (1986) visade dessutom

att lekvandrande stillahavslax normalt undviker vatten med hög andel

siltpartiklar och att en halt på 4000 mg/l stoppade vandringen. Bjornn &

Reiser (1991) nämner också att hög turbiditet kan fördröja vandringen av

lekfisk men knappast påverkar fiskens förmåga att hitta igen sina

lekområden.

Fiskars tolerans för suspenderat material beror på flera faktorer som

t.ex. temperatur, syremängd och partikelstruktur. Stora partiklar kan vara

mer skadliga än mindre (Servizi & Martens 1987). Lake & Hinch (1999)

observerade att extremt kantiga partiklar orsakade stress och gälskador

hos O. kisutch vid halter under 41000 mg/l av suspenderat material.

Runda partiklar orsakade samma effekter först vid halter överskridande

40000 mg/l. Att effekten av grumling är tidsberoende och en ökad

exponeringstid medför ökad stress hos fisk visades av Newcombe &

MacDonald (1991). Detta styrks av Smit et al. (1998) som fann att

tröskelvärdet av suspenderat material för mortalitet hos fisk var lägre om

de exponerats under 48 timmar (36 % grumlighet), respektive 24 timmar

(59 % grumlighet) än under 1 timme (100 % grumlighet). Servizi &

Martens (1987) fann 50 % dödlighet hos stillahavslax efter 4 dygn i 17600

mg/l suspenderat material och Servizi & Gordon (1990) erhöll samma

dödlighet efter 4 dygn vid 31000 mg/l. Betydligt högre värden redovisas

av Lake & Hinch (1999) som erhöll mortalitet först när koncentrationen av

finpartiklar uppgick till 100000 mg/l, och de konstaterade att partiklar

endast täppte till gälar hos sjuka eller döda fiskar. Vidare påpekar dock

Lake & Hinch att partiklar i naturen säkerligen orsakar mortalitet och

negativa effekter vid lägre halter än deras försök visat. Detta bekräftas av

ett flertal undersökningar t.ex. Servizi & Martens (1992) som konstaterade

att andhämtning hos yngel av O. kisutch ökade ca. 8-faldigt vid en ökning

av suspenderade partiklar från 20 mg/l till 240 mg/l. Högst var

andningen 1 timme efter ökningen men det verkade som att fisken

acklimatiserade sig och andhämtningen blev lägre mot slutet av de 24

timmar som försöket pågick. Reynolds et al. (1989) fann att yngel av

arktisk harr överlevde 1-9 dagar i vatten med mer än 3000 mg/l

suspenderat material. Horne (1994) nämner att turbiditeter över 40 NTU

kan vara skadlig för adult öring och i en undersökning fann man efter 20

dagar en 55 % högre äggdöd hos öring i grumligt vatten (20-100 mg/l

suspenderat material) än i kontrollgruppen med klart vatten (Clavel et al.

refererad av Ryan 1991). Ingendahl & Neumann (1997) visade också hur

turbiditet över 100 NTU reducerade mängden syre i bottensubstratet och

medförde en ökad dödlighet av laxägg.

Ett flertal studier på olika fiskarter har visat att födosök och

predation minskar vid ökad turbiditet (Ryan 1991; Benfield & Minello

1996; Vogel & Beauchamp 1999). Däremot är responsen artspecifik och

olika fiskar uppvisar olika effektivt födosök och predation beroende på

grumlighet (Minello et al. 1987; Rowe & Dean 1998; Reid et al. 1999). Smith

(1940) drar slutsatsen att lax och öring kan överleva och äta under

åtminstone några veckor i grumligt vatten. Försök på regnbåge

(Oncorhynchus mykiss) indikerar dock att reaktionsavståndet till föda ökar

vid turbiditet från 4-6 NTU till 15-30 NTU vilket anses påverka födosök

negativt (Barrett et al. 1992). Indirekta effekter demonstrerades av Berg &

Northcote (1985) och en tilfällig ökning från klart vatten till 30-60 NTU

under 2.5 till 4 dygn orsakade förändring i dominans, territorier, födosök

och andningsfrekvens hos O. kisutch. Efter en nedgång till 0-20 NTU

återgick dock beteendet hos fisken till det normala. Ytterligare en viktig

indirekt effekt är att grumlighet kan minska mängden föda (Ryan 1991)

och i en studie av Borgstrom et al. (1992) fann man att silt orsakade en

drastisk minskning av djurplankton. Detta innebar att öring som tidigare

livnärt sig på plankton skiftade diet till att istället äta insekter från

vattenytan. Effekten blev ett minskat födointag vilket ledde till en ökad

dödlighet av adult fisk och i slutändan innebar en populationsminskning.

I en undersökning av Martens & Servizi (1993) studerade man om

upptaget av små minerogena partiklar i gälar och mjälte hos stillahavslax

var relaterat till koncentration av suspenderat material i vattnet, dock

erhölls inget samband.

För närvarande råder stora kunskapsluckor kring nejonögats

biologi och vi har inte funnit någon litteratur som direkt avhandlar

effekter av grumling eller sedimentation på nejonöga. Innehållet i

efterföljande stycken om nejonöga är således av spekulativ karaktär och

saknar i vissa fall bekräftade uppgifter.

En måttlig grumling har knappast någon direkt negativt påverkan

på nejonögalarver då larver förekommer naturligt i älvar med relativt hög

andel suspenderat material t.ex. Öreälven (Rivinoja 1995). Som tidigare

nämnts kan dock en ökad grumlighet leda till en minskad

primärproduktionen (Lloyd et al. 1987; Ryan 1991) vilket skulle kunna

leda till en minskad födotillgång för nejonögalarver. Dessa larver lever i

huvudsak på detritus och växtplankton och det är visat att tillväxten är

direkt kopplad till primärproduktionen (Moore & Potter 1976a,b).

Troligtvis påverkas nejonögalarver på motsvarande sätt som musslor.

Tabell 3. Sammanställning av data från olika referenser avseende effekter av

suspenderat material på laxfiskar (baserad på tabell Newcombe & MacDonald

1991).

Suspenderat material Effekt

Art

Tid (dygn) mg/l % döda Stadium

Stillahavslaxar 6 1000-2500 100 Ägg

(Oncorhynchus sp.) 48-72 47-157 98-100 Ägg

48 7 17 Ägg till yngel

48-60 21-57 23-62 Ägg till yngel

163 97-111 77-90 Ägg och yngel

1 timme 207000 100 Juveniler

6 timmar 82000 60 Juveniler

1.5-4 1200-55000 10-90 Juveniler

20 1000-2500 57 Yngel

98 200 50 Yngel

4 488-29580 50 Smolt

19 90 5 Subadult

1 160000 100 Ej spec

24.5 4250 50 Ej spec

30 68 25 Population

30 300 97 Population

60 1000-6000 85 Population

Öring (Salmo trutta) 60 110 98 Ägg

361.25 1040-5838 85 Population

Arktisk harr 1 25 6 Gulesäcksyngel

(T. arcticus)

1-4 20-65 13-15 Gulesäcksyngel

2 143 26 Gulesäcksyngel

3-4 185-230 41-47 Gulesäcksyngel

4 20000 10 0+

4 100000 20 0+

Sikar (Coregonus sp.) 4 16613 50 Yngel

Tabell 3. Fortsättning från föregående sida

Suspenderat material

Art Tid (dygn) mg/l Effekt

Stillahavslaxar 1 timme 100 45% minskat födointag

1 timme 250 90% minskat födointag

1 timme 300 100% minskat födointag

12 timmar 53.5 Fysiol. stress, änd.beteende

4 1547 Gälskador

2 timmar 35 Slutar äta och söker skydd

9 timmar 500 Fysiologiska effekter

4 171 Vävnads skador

7 5000-300000 Gälskador

Öring 13 270 Gälskador

Stillahavslaxar 0.5 timmar 54-88 Flyktreaktion

2 timmar 88 Undvikande beteende

1 66-100 Undvikande beteende

1 665 Överhängsskydd lämnas

1 650 Lekvandring påverkad

Sik 1 0.7 Överhängsskydd lämnas

Arktisk harr 1 100 Undvikande beteende

Bäckröding (S. fontinalis) 7 4.5 Överhängsskydd lämnas

5.2 Evertebrater

Det finns inte mycket information tillgänglig vad avser direkta effekter av

suspenderat material på akvatiska evertebrater (Waters 1995). Ett stort

antal studier visar på negativa effekter av materialtillförsel i strömmande

vatten (Reed 1977; Rosenberg & Wiens 1978; Quinn et al. 1992; Richards &

Bacon 1994), men endast ett fåtal särskiljer effekter av suspenderat

material från effekter av sedimenterat material (Culp et al. 1986). En stor

del av litteraturen, rörande effekter av silt och sand, behandlar i första

hand fall där bottenhabitat mer eller mindre täckts av sediment (Chutter

1969). Publicerad litteratur i ämnet, vad avser effekter av suspenderat

material, behandlar främst nedsatt förmåga till födointag. Flera rapporter

pekar på negativa effekter på filtrerande insekter, som t.ex. nätspinnande

nattsländelarver (Trichoptera) och knottlarver (Simulidae) (Rosenberg &

Wiens 1978; Lemly 1982). Andra filtrerare, som vissa musslor kan också

drabbas negativt av höga halter suspenderat material. I flera studier

menar man att ökad turbiditet kan orsaka ökad drift hos evertebrater

(O´Hop & Wallace 1983; Lloyd et al. 1987).

Lemly (1982) studerade vattenkvalitet, substrat och bottenfauna i

ett mindre vattendrag i Appalacherna, North Carolina, i syfte att

korrelera densitet, diversitet och biomassa av insekter med sedimentering

och näringshalt. Prover togs på nio strömsträckor. Tre sträckor ovan och

sex nedan ett punktutsläpp av material. Avsevärt förhöjda värden på

turbiditet och oorganiskt suspenderat material uppmättes nedan

utsläppet, jämfört med ovan utsläppet. Under april uppmättes värden

nedanför utsläppet på över 400 JTU och över 700 mg/l att jämföra med

8.0 JTU och 26.3 mg/l ovan utsläppet. Under juli månad uppmättes 3950

JTU och 2360 mg/l nedan utsläppet och 2.0 JTU och 2.0 mg/l ovan

utsläppet. Både den ökade turbiditeten och den högre halten suspenderat

oorganiskt material visade sig ha signifikant effekt på diversiteten av

insekter men inte på den totala biomassan. Man påpekar dock att

sedimenterat material hade störst negativ effekt på insekterna. De två

taxa som påverkades mest negativt av suspenderat material var

filtrerande nattsländor och tvåvingar. Ackumulering av oorganiska

partiklar i nät och andra filtreringsstrukturer ansågs orsaka en reducering

av insekter i dessa både taxa. Man noterade också att oorganiskt material

fastnade på kroppsytan och gälar hos ett antal insekter. Hos några taxa

fann man också att bakterien Sphaerotilus natans utnyttjade oorganiskt

material, som fastnat på insekter, som substrat. I ett fall visade man att en

Diptera-art, Blepharocera tenuipes, växte långsammare nedanför jämfört

med ovanför materialutsläppet. Man kunde dock inte förklara den lägre

tillväxten hos arten nedan utsläppet. För övrigt ges inga faktiska data på

om partiklar som fastnat på insekterna gav upphov till någon negativ

effekt, men man anser att ökad stress kan ha uppstått hos insekterna där

delar av, eller hela gälytan täcktes av finpartikulärt material.

Wagener & LaPerriere (1985) kunde visa att minskat antal och

biomassan av evertebrater var korrelerad till en ökning av turbiditet och

suspenderat material, orsakat av gruvverksamhet. Man påpekar dock att

ett flertal metaller var associerade till materialutsläppet och att det var

svårt att särskilja de enskilda effekterna av dessa metaller från effekter av

turbiditet och suspenderat material.

Hamilton (1961) genomförde en undersökning där utsläpp av

grumligt vatten, från vilken den grövre fraktionen av sand hade urskiljts

genom sedimentation, nådde ett vattendrag. Vattendraget var grunt och

snabbflytande och därmed antogs att inget material sedimenterade. Han

kunde påvisa förändringar i artsammansättningen; en dagslända (Baetis

sp.) och en bäckslända återfanns ej där vattnet var grumlat. I det grumliga

vattnet var Baetis sp. färre i antal medans, t.ex. tätheten av Ephemerella

ignita, var högre där vattnet var grumligt. I slutsatsen skriver Hamilton

att hög turbiditet orsakad av finpartikulärt oorganiskt material inte ger

upphov till några kritiska effekter på bottenfauna i grunda strömmande

vatten.

Ökad grumlighet har i flera studier påvisats resultera i ökad drift

av evertebrater i rinnande vatten. Roesenberg & Wiens (1978) utförde ett

kontrollerat fältförsök där en given mängd material tillsattes i en av två

konstruerade kanaler. Material tillfördes till en av kanalerna under fem

timmar, vid ett tillfälle i augusti och vid ett annat i september. Den andra

kanalen utgjorde kontroll. Halten av suspenderat material i

kontrollsträckan var ca. 1mg/l både i augusti och september. Halten

suspenderat material i den manipulerade kanalen var som högst 16.4

mg/l i augusti och 20.9 mg/l under september. Den totala driften av

bottenlevande evertebrater var i augusti mer än 3 gånger så hög jämfört

med kontrollen och i september mer än 2 gånger så hög som vid

kontrollen. Roesenberg & Wiens kom fram till att ungefär 2 % av den

totala biomassan av evertebrater försvann från experiment-sträckan

genom drift under de fem timmar man tillsatte material. De fann dock

ingen signifikant skillnad mellan kontrollen och den manipulerade

kanalen vad avser total biomassa av evertebrater på botten efter tillsatsen

av material. Författarna diskuterade dessutom de bakomliggande

mekanismerna till kortsiktiga effekter av material- tillförsel. Man menar

att den noterade omedelbara ökningen i driften främst utgörs av

bottenfauna som befinner sig uppe på eller i översta skiktet av

bottensubstratet. När tätheterna av dessa minskar avtar driften för att

efter ett par timmar åter öka. Den senare ökningen genereras av

evertebrater som återkoloniserar de övre substratlagren från områden

längre ner i substratet. Alternativt uppstår mönstret, med inledningsvis

ökande drift efterföljd av en minskning och ytterligare en ökning, genom

att sedimentkänsliga evertebrater som befinner sig ytligt på botten först

lämnar området. Därefter uppstår en minskning innan man åter noterar

en ökning då evertebrater djupare ner i substratet börjar påverkas av,

mellan grus och stenar, nedsipprande sediment.

Gammon (1970) fann att en ökning av halten suspenderat material

med 40 mg/l respektive 80 mg/l gav upphov till en ökning av driftande

evertebrater med 25 % respektive 90 % jämfört med bakgrundsvärdet.

I ett försök av Culp et al. (1986) studerades skillnaden i effekt

beroende på om material transporteras i suspension eller om det

sedimenterar. Ett vattendrag tillfördes en given mängd oorganiska

partiklar med storleken 0.5-2.0 mm. Förutom kontrollsträckor, utnyttjades

två delar av vattendraget; en del där vattenhastigheten var ca. 35 cm/s,

vilket gjorde att tillsatta partiklar inte sedimenterade utan istället

studsade längs botten, och en annan sträcka där vattenhastigheten var ca.

5 cm/s vilket gav upphov till sedimentering av tillförda partiklar.

Experimentet gav upphov till en 10 % ökning av sediment på botten men

den enda signifikanta effekten som sedimenteringen gav upphov till var

lägre individantal och högre drift av en dagslända (Paraleptophlebia sp.).

Effekten var däremot mer drastisk där tillsatta partiklar inte

sedimenterade utan studsade på botten. Efter 24 timmar hade den totala

densiteten av bottenfauna minskat med över 50 %.

Rosenberg & Wiens (1978) observerade ökad drift hos

fjädermygglarver då man experimentellt tillsatte sediment till ett

vattendrag. Innan sedimenttillsatsen låg halten av suspenderat material

mellan 0.2-5.6 mg/l. Efter tillförseln av material var halten 30 mg/l under

fem timmar. Ett par arter minskade i driften då halten suspenderat

material ökade, författarna påpekar dock att kunskap saknas för att man

med säkerhet skall kunna förklara detta. De spekulerar dock i att vissa

arter av de fjädermygglarver man studerade, i stället för att fly genom att

drifta, grävde ner sig i bottensubstratet för att undgå grumlingen.

Många experimentella studier och observationer av ökad

grumlighet har visat att effekten på evertebrater ofta tar sig uttryck i ökad

drift (Waters 1995). Den direkt bakomliggande mekanismen är dock inte

fullständigt beskriven. Som nämts har man observerat att finpartiklar kan

fastna på djuren och möjligen ge upphov till ökad stress. En annan

tänkbar mekanism är att hoppande partiklar på botten fysiskt påverkar

djuren och får dem att tappa taget. Filtrerande evertebrater får ofta

problem med sitt födointag då den suspenderade halten av oorganiskt

material ökar i vattnet vilket också kan vara en bidragande orsak till ökad

drift. Ytterligare en tänkbar mekanism framfördes av White & Gammon

(1977). Med ökad turbiditet minskar successivt vattnets förmåga att

släppa igenom ljus till bottensubstratet. Detta skulle kunna ge upphov till

en dygnsrelaterad drift hos djuren. Müller (1974) har visat att insekter

uppvisar en dygnsrelaterad rytmik vad avser driften. Denna rytmik

menar Müller vara kopplad till aktivitet hos djuren. Djurens aktivitet är

sin tur kopplad till längden på perioder av ljus och mörker i vattnet.

Enligt Box & Mossa (1999) kan både suspenderat material och

sediment påverka musslor på olika sätt beroende på livsstadium. Thorp et

al. (1998) hävdar att oorganiskt suspenderat material endast har liten

effekt på musslor men påpekar samtidigt att effekten varierar med

temperatur och art.

Ett flertal studier har konstaterat att födoupptaget hos musslor blir

lägre med ökad grumlighet. Dennis (1984) visade att födoupptaget

minskade med 50 % vid 211-820 mg/l suspenderat silt, och 80 % vid

halter över 1000 mg/l jämfört med kontrollgrupp i klart vatten. De drog

slutsatsen att födoupptaget är den begränsande mekanismen snarare än

direkt påverkan på filtrering och andning. Aldridge et al. (1987) visade

också att halter av 600 till 750 mg/l av suspenderat oorganisk material i 9

dagar minskade metabolismen och födointaget hos tre arter av

sötvattensmusslor. Betydligt lägre halter av suspenderade partiklar

visade sig ha negativa effekter i försök gjorda av Madon et al. (1998).

Dessa data redovisar ett reducerat födointag redan vid 1 mg/l av

suspenderat oorganisk material. Robinson et al. (1984) som experimentellt

testade effekten av suspenderat material på 138 havslevande musslor

konstaterade att halter på 100 mg/l påverkade födointag negativt även

om musslorna kunde acklimatisera sig till förhöjda halter av suspenderat

material. Musslors förmåga att acklimatisera sig till grumlighet

konstaterades också av Summers et al. (1996) som fann att en ökad

grumlighet påverkade andningen negativt men att musslor

acklimatiserade till 80 NTU tolererade högre grumligheter utan att

andningen påverkades lika negativt som hos musslor från klart vatten.

Ellis (1936) utförde försök på 2000 sötvattenlevande musslor från 18

släkten i USA. Försöket som pågick 14 månader visade att musslor i

kraftigt grumligt vatten med hög andel silt var stängda ca. 75-95 % av

tiden, medan musslor i klart vatten var stängda mindre än 50 % av tiden.

När musslor öppnade sig i det grumliga vattnet producerade de sekret

för att avlägsna silt som annars skulle lagt sig inne i musslan, och musslor

som dött innehöll silt både i mantelhåla och i gälar.

Flodpärlmusslan, som finns i ett flertal vattendrag längs

Norrlandskusten, visar troligen något av ovanstående fenomen i

samband med ökad grumlighet. Vi har dock ej funnit någon publicerad

litteratur över ämnet för flodpärlmussla. I ett yttrande av Söderberg &

Henrikson påpekas att negativa effekter p.g.a. grumling är av temporär

karaktär. Flodpärlmusslan, liksom andra musslor, filtrerar födopartiklar

direkt ur vattenmassan. Minerogent material som musslan ej kan

tillgodogöra sig skiljs ut och avges med avföringen. Detta påverkar

musslans födointag negativt men då grumlingen upphör försvinner

denna negativa effekt. Söderberg & Henrikson menar dock att ju längre

grumlingen består desto större blir den negativa effekten.

Enligt Information från Sötvattenlaboratoriet (1993) måste

flodkräftan betraktas som en sårbar art i vår fauna och grumling i

samband med byggnationer kan utgöra ett hot. Westman (1985) hävdar

att flodkräftan är extra känslig för habitatförändringar, speciellt

sommartid (juni till oktober) i samband med yngelutveckling,

skalömsningar och romläggning. Den anses lika krävande som laxfiskar

vad gäller syre och är dessutom känslig för försurning (Westman 1985).

Permanenta eller längre tids habitatförändringar är oftast mer

skadliga än tillfälliga förändringar under konstruktionsarbeten. Fängstam

& Lundqvist (1990) nämner dock att ökad stress försämrar

immunförsvaret vilket gör kräftan känsligare för sjukdomar. Kunskapen

om kräftans förmåga att klara en ökning av suspenderat material är dock

bristfällig. Enligt Niemi (1977; 1982) minskade kräftor i områden med

suspenderat material överskridande 100 mg/l. Agerberg (1996) har dock

konstaterat att kräftor åtminstone under låga vattentemperaturer (2.2-3.5

°C) vintertid klarar höga halter (800 mg/l) av fint suspenderat material i

åtminstone 2 veckor utan skador på vare sig rom eller gälar. Kräftan som i

huvudsak livnär sig på växter och bottenfauna (Fängstam & Lunqvist

1990) torde påverkas relativt hårt av minskad primärproduktion i

samband med grumling.

6. EFFEKTER AV SEDIMENTATION

Fisk och bottenlevande djur är starkt beroende av en lämplig botten för

överlevnad. Det optimala substratet varierar för olika arter. Kornstorleken

har betydelse för genomströmning av vatten och finpartiklar kan

deponeras på botten antingen genom att fylla igen små håligheter från

botten och uppåt, eller lägga sig som ett lager på substratytan (Chapman

1988).

6.1 Fisk och nejonöga

Bottensubstratet påverkar fiskars äggöverlevnad och för de fiskar som

gräver ner äggen i botten är grusbäddens karaktär av stor betydelse.

Optimala substratet varierar för olika arter men generellt gäller att sand

och dy-lera utgör de sämsta bottensubstraten för flertalet lekfisk i

rinnande vatten (Johnson 1961; Rupp 1965). Ett flertal studier har visat att

en ökad sedimentation i strömmar påverkar fisksamhällen negativt

(Aitken 1936; Crouse et al. 1981; Judy et al. 1984) och sedimentation verkar

vara en faktor som direkt kan hota vissa fiskarter (Rice et al. 1998). Det

kan dock konstateras att olika arter är olika känsliga och att de tidigaste

livsstadierna som ägg och yngel är känsligast (Lloyd 1987).

Bottensubstratets kornstorlek har betydelse för genomströmning av

vatten, syretransport och borttransport av restprodukter från

metabolismen. En ökad andel finsedimentet kan således orsaka lägre

vattenomsättning och genomsläpplighet hos bottensubstratet, vilket ger

upphov till lägre syrehalt och högre koldioxidhalt (Vaux 1962; Philips

1971) och som medför försämrat syreutbyte för både ägg och yngel

(Foerester 1968). Dando (1984) hävdar att den höga halten av suspenderat

material i estuarier kan leda till hög dödlighet hos ägg och yngel orskat

av syrebrist. Generellt gäller att ökad proportionen av fint substrat

minskar antalet individer av för forsmiljö typiska fiskarter (Berkman &

Rabeni 1987) och forskning i områden nedströms fördämmningar med

hög andel silt i bottensubstratet har visat att dominerade fiskarter b.l.a.

var mer tåliga till sedimentation och homogena lekbottnar (Fitzgerald et

al. 1998).

Yngel- och lekområden bör hållas fritt från finpartikulärt material

och en hög andel finsediment på lekbottnar orsakar en ökad mortalitet av

ägg och yngel (Cooper 1965; Ingendahl & Neumann 1997), EIFAC (1965)

poängterar att lax och öring kräver extra varsamhet. Sedimentering av silt

på lekgrus verkar vara ett ökande hinder för laxfiskarnas lekframgång

(Shackle et al. 1999) och leder generellt till minskad reproduktion även

p.g.a. att fiskar undviker att leka i områden med sand och silt (Stuart

1953). En studie av Jonsson (1995) konstaterade också att en av de

viktigaste faktorerna för öringens val av leklokaler är en hög andel

grovgrus. Sedimentation av bottnar kan även påverka yngel och adult

fisk indirekt då en ökad sedimentation reducerar antal gynnsamma

habitat och leder till minskat antal födoorganismer (Cooper 1965; Bjornn

et al. 1977).

Finpartikulärt material kan deponeras på bottnar antingen genom

att fylla igen små håligheter från botten och uppåt, eller lägga sig som ett

lager på substratytan (Chapman 1988). I fall där låga syrehalter uppstår

på bottnarna leder detta till en fördröjd utveckling och ökad dödlighet

(Alderdice et al. 1958). Hamor & Garside (1976) bekräftade också att

utvecklingsgraden och överlevnaden hos ägg av atlantlax ökade med ökat

vattenutbyte (från 0.2 till 15 ml/s). I en undersökning av Tappel & Bjornn

(1983) fann man att 90-93 % av variationen i yngelöverlevnaden av två

stillahavslax-arter var direkt korrelerad till bottensubstratets storlek och

ett antal studier har undersökt hur mängden av finpartikulärt material

påverkar äggutvecklingen fram till kläckning. Data från USA indikerar att

ca. 20-30 % finpartikar (<0,833, < 2,0 mm) i leksubstratet verkar vara ett

tröskelvärde för framgångsrik utveckling av yngel hos stillahavslax

(McNeil & Ahnell 1964; Crouse et al. 1981) och om halten överskrider

detta uppstår vanligtvis hög dödlighet. Laborativa studier utförda på

atlantlax (Salmo salar) visade också att yngelöverlevnaden var nära

relaterad med mängden finpartikulärt material och 15 % finsediment i

bottensubstratet medförde en total dödlighet (O'Connor & Andrew 1998).

Olsson & Persson (1988) undersökte den kritiska gänsen av sand i

bottensubstratet för kläckning av öring och konstaterad att den låg på ca.

20 %. Dessutom fann de att överlevande ynglen till hög grad var

outvecklade och därmed troligtvis mycket sårbara för predation (Olsson

& Persson 1986; 1988). Att en hög andel finpartikulärt material medför att

yngel kryper upp tidigare ur bottengruset och ger upphov till

storleksmässigt mindre yngel konstaterades också av Tappel & Bjornn

(1983). Crisp (1993) studerade öringens och laxens uppkrypande från

leksubstratet efter kläckning och fann att ett sandlager på 8 cm på botten

ej orsakade några problem för ynglen att krypa upp ur bottensubstratet.

Substrattypen är en av de viktigaste faktorerna som påverkar

nejonögalarvers överlevnad (Hardisty 1979). Larverna har enligt Kainua

& Valtonen (1980) en optimal substratstorlek mellan 0.05-0.20 mm medan

Maitland (1980) anger partiklar mellan 0.18-0.38 mm som optimala. Enligt

Hardisty (1979) är typiska larvhabitat områden med bakvatten eller

mindre strömvirvlar, ofta i älvkrökar där också organiskt material avsätts.

Dessa områden löper således extra stor risk att drabbas av låga syrehalter

i samband med hög sedimentation. Nejonögalarver tolererar visserligen

relativt låga syrgashalter även under längre tid (Potter et al. 1970) men om

förhållandena blir alltför ogynnsamma kan larven lämna bottensubstratet

och drifta till nya områden (Hardisty 1979). Denna förflyttning innebär att

predationsrisken på larverna ökar betydligt (Sterba 1962).

För lekande nejonöga krävs grusbädd, medelstarka strömmar och

relativt kallt syresatt vatten (Hardisty 1979), således kräver leken helt

andra omgivnings-förhållanden än nejonögats larver. En kraftig

sedimentation torde påverka lekbottnar negativt och kan vara ogynnsam

för äggutvecklingen.

6.2 Evertebrater

Om få rapporter behandlar direkta effekter av suspenderat material på

evertebrater behandlar desto fler effekter av sedimenterat material

(Brusven & Prather 1974; Barton 1977; DeWalt & Olive 1988; Graham

1990; Wood & Armitage 1997). Det är ofta svårt att i rapporterna särskilja

de båda effekterna från varandra. Särskilt problematiskt är det att i

fältstudier slå fast om det är suspenderat eller sedimenterat material, eller

en kombination av de båda, som ger upphov till negativa effekter på

evertebratfaunan. Då evertebrater i strömmande vatten är mer eller

mindre knutna till botten kommer sedimenterat material alltid att ge

upphov till en förändring av habitaten. Om utsläppet av material är

begränsat i tid kommer halten av suspenderat material att avta, dock kan,

under vissa förhållanden, sedimenterat material ha skapat en mer

långsiktig förändring av miljön.

Olika grupper av evertebrater skiljer sig i preferens vad gäller typ

av bottensubstrat. Generellt sett finner man högst tätheter av evertebrater

där man har en blandning av olika substrattyper som sand, grus och sten.

Där botten till största delen består av antingen silt och sand eller enbart

större stenar är tätheterna ofta lägre (Minshall 1984). Denna relation gäller

främst ordningarna dagsländor, bäcksländor och nattsländor. Man kan

t.ex. finna höga tätheter av fjädermygglarver och maskar (oligochaeter) i

silt eller lera (Dudgeon 1994).

Effekter av sedimenterat material på evertebrater beror i de flesta

fall på en förändring av habitatet, bottensubstratet (Lenat et al. 1981).

Denna förändring kan leda till att en art eller hela grupper av evertebrater

försvinner, men många gånger leder det endast till en förändring av

artsammansättningen i vattendraget.

I ett laboratorieförsök studerade McClelland & Brusven (1980)

effekterna av tre olika nivåer av sedimentering på dagsländor,

bäcksländor och nattsländor. En strömränna inreddes på botten med

sand, grus och stenar. Därefter tillfördes tre kvantiteter av finpartikulärt

material (95.4 % sand, 3.7 % silt, 0.9 % lera) till tre olika testområden i

rännan. Till ett område tillfördes inget material och detta område

fungerade som kontroll. Efter att insekterna tillsattes och fått tid att

etablera sig räknades antalet i varje testområde. Det visade sig att

dagsländorna var minst känsliga för tillsatt material. Bäcksländor och

nattsländor var överlag mer känsliga än dagsländor, dock föredrog alla

ordningarna kontrollområdet framför testområdena. I slutsatsen

konstateras att ökad material tillsatts till ursprungsubstratet minskade

antalet utrymmen mellan stenar och grus. Detta gav upphov till att

insekterna sökte sig till kontrollområdet, där inget finpartikulärt material

tillsatts.

Richards & Bacon (1994) undersökte hur finsediment påverkar

everterbraters kolonisering av substratytan och området nere i substratet

(hyporheic). Undersökningen utfördes i Bear Valley Creek i Idaho.

Historiskt höll vattendraget stora anadroma populationer av flera

laxarter. På senare tid har vattendraget påverkats av stora mängder

finsediment med minskad fiskproduktionen som följd. Whitlock-Vibert

boxar placerades ut vid 19 olika lokaler längs vattendraget, både uppe på

substratytan och nere i substratet. Boxarna fylldes med grus för att

simulera bottensubstrat opåverkat av sediment. Därefter studerades hur

koloniseringen av boxarna korrelerade till sedimentmängden i boxarna.

Det visade sig att effekten av sedimentering var av marginell betydelse

när boxarna placerats på bottenytan. Däremot noterade man en

signifikant negativ effekt på evertebratkoloniseringen där boxarna var

nedgrävda i substratet. Framförallt var det sedimentpartiklar < 1.50 mm

som visade sig täppa igen mellanrummet mellan grus och stenar nere i

botten. Enligt författarna är skillnad i artsammansättning och tätheter av

evertebrater mellan substratytan och nere i substratet mycket mindre i

opåverkade vattendrag än vad man fann i den aktuella studien.

I en långtidsstudie av Bjornn et al. (1977) fann man i likhet med

McClelland & Brusvens studie (1980) att graden av tilltäppning av

bottensubstratet är korrelerat med tätheten av evertebrater. I en laborativ

studie konstaterades att då bottensubstratet var fullständigt tilltäppt med

finsediment minskade antalet insekter med ända upp till 50 %. Tydligast

såg man denna negativa effekt hos evertebrater knutna till forssträckor.

Man undersökte också ett flertal naturliga vattendrag och fann en

korrelation med andel sediment i bottensubstratet och tätheter av

insekter; ju högre andel finsediment desto lägre antal insekter. Dock såg

man ingen större effekt av tillsatt material på drift och täthet av insekter i

naturliga vattendrag.

I en liknande studie utförd av Brusven & Prather (1974) jämfördes

fem arters (fyra ordningar: dagsländor, nattsländor, bäcksländor och

tvåvingar) preferens för olika bottensammansättningar. Man fann att

insekterna föredrog grus/sand-substrat med inslag av finsten framför

grus/sand utan inslag av finsten. Finsten totalt inbäddat i finsand

undveks av samtliga arter.

Mellan mars och november 1984 eroderade Silver Creek i Ohio,

USA genom ett område med silt. Under denna episod uppmättes förhöjd

turbiditet i vattendraget upp till 5 km nedströms sedimentkällan. Inga

direkta mätvärden på turbiditet presenteras men författarna (DeWalt &

Olive 1988) skriver att grumligheten var avsevärt högre efter

eroderingsepisoden än innan och att vattnet var ”mjölkfärgat”.

Uppströms materialkällan fanns uppskattningsvis 40-50 taxa av

evertebrater, fjädermygglarver, dagsländor, nattsländor och bäcksländor.

Vid en undersökning som utfördes i oktober 1984, 4 km nedströms

materialkällan fann man endast 4 taxa. Under vintern 1984-85, då

turbiditeten återgick till nivåer likt innan eroderingen, kunde en

återkolonisering av vattendraget observeras. I mars 1985 fann man 23

taxa 4 km nedströms sedimentkällan. Samtidigt fann man 44 taxa ovan

utsläppsplatsen. I slutet av maj, samma år, fann man 42 taxa nedströms

och 40 taxa uppströms sedimentkällan, vilket indikerar att faunan mer

eller mindre hade återhämtats sig. Man fann inte heller några större

skillnader i artsammansättningen mellan den påverkade och opåverkade

delen av vattendraget. Författarna menar att återkoloniseringen främst

skedde genom drift från uppströms belägna lokaler.

Som nämnts härrör de negativa effekterna av sedimenterat material

främst till en övertäckning och förändring av bottensubstratet vilket i

många fall endast sker när halterna av suspenderat material är relativt

höga. Graham (1990) menar dock att redan vid halter under 10 mg/l kan

suspenderat material fastna på och tränga in i ”håligheter” hos

påväxtalger. Detta medför att evertebrater som nyttjar dessa alger som

föda kommer att förutom algen också äta finpartiklar som algen tagit

upp. Kvoten mellan organiskt- och oorganiskt material i algen kommer

med andra ord förändras i negativ mening, vilket leder till att djur som

äter materialpåverkade alger kommer att få reducerad tillväxt.

I många studier reagerar evertebrater på ökad sedimentering med

att fly området genom drift. I vissa fall är dock detta inte möjligt.

Rutherford & Mackay (1986) studerade överlevnad av puppstadiet hos

två nattsländesläkten (Hydropsyche sp. och Cheumatopsyche sp.) i relation

till sedimentering av silt. Författarna menar att sedimentering av silt

kring pupporna, som inte kunde fly, ledde till syrebrist och så

småningom död.

Sedimenterat material på botten kan påverka musslor på flera sätt

(Box & Mossa 1999) och i ett yttrande av Söderberg & Henrikson påpekas

att igenslamning av botten orsakad av finpartikulärt oorganiskt material

kan orsaka bestående skada. Experiment av Dennis (1984) har visat låg

överlevnad av musslor på bottnar med hög andel silt, och silt kan vara en

faktor som signifikant begränsar förekomsten av musslor. Försök av Ellis

(1936) visade hög dödlighet när ett permanent siltlager på ca. 0.6-2.5 cm

uppstod på bottensubstratet, utan att påverka syremängd, pH, eller andra

vattenkemiska faktorer. Söderberg & Henrikson påpekar dock att

sedimentation som leder till låg syrehalt påverkar musslor negativt då de

minsta musslorna och värdfiskens rom finns nedgrävda i

bottensubstratet. Sedimentation har också visat sig störa

reproduktionsaktiviteten hos musslor (Dennis 1984) och Eriksson et al.

(1998) påpekar att föryngrande bestånd av flodärlmusslan endast

återfinns på bottnar med ingen eller obetydlig igenslammning.

Det faktum att flodkräftan är känslig för habitatförändringar,

bottenlevande, långsam och begränsad till en relativt liten littoralzon gör

att den är utsatt vid sedimentation som leder till låga syrehalter

(Westman 1985). Flodkräftan anses relativt oförmögen att tolerera stora

variationer i syrehalt, och vid riktigt låg syrekoncentration (1mg O

/l)

tvingas den upp ur vattnet (Fängstam & Lundqvist 1990). Studier har

också visat på hög mortalitet i samband med låg syrehalt på bottnar

(Westman 1985).

Mason (1974) konstaterade att årsyngel av kräftor främst noteras i

grunda sel och bakvatten, d.v.s. typiska områden för

partikelsedimentation. Årsyngel undviker normalt släta sand- och

dybottnar och predationsrisken ökar betydligt i dessa områden jämfört

med heterogena stenbottnar (Appelberg & Odelström 1986). Om man

beaktar ovanstående tillsammans med det faktum att jämn botten och

sandsediment ofta leder till relativt stor rörlighet av kräftor (Fängstam &

Lundqvist 1990) kan man dra slutsatsen att årsyngel troligtvis är extra

utsatta för predation i samband med kraftig sedimentering.

7. MILJÖPÅVERKAN AV BRO- OCH VÄGBYGGEN

Väg- och brobyggen har i flera fall konstaterats leda till en ökning av

suspenderat och sedimenterat material i strömmande vatten (Rosenberg

& Snow 1975; Barton 1977; Reed 1977; Cline et al. 1982). Det anses dock att

de flesta fall av höjda halter sediment i strömmande vatten beroende av

bro- och vägbyggen är av kortvarig natur (Waters 1995).

Bilby (1985) fann ingen skillnad i mängden finpartikulärt material

(< 2mm) i bottensubstratet ovan och nedan en väg korsande ett mindre

vattendrag. Som förklaring anges att tillfört material till ca. 80 %

utgjordes av småpartiklar mindre än 0.004 mm. Sedimentdeposition

skedde därför endast vid perioder med låga flöden och vid högre flöden

spolades sedimentet ut ur systemet. Högre turbiditet uppmättes dock vid

flera tillfällen nedanför vägen, jämfört med ovan vägen.

I många fall beror en ökad materialtransport vid bro- och

vägbyggnad på att skyddande och bindande vegetation skadas och

lämnar markytan i öppen dager. Rice et al. (1972) visade i en studie i

Nord-Amerika att andelen material som når vattendragen på grund av

markerosion vanligtvis är proportionell mot andelen exponerad bar mark

i avrinningsområdet. Maximal materialtillförsel uppstår vanligtvis direkt

efter att bro- eller vägkonstruktion avslutats och minskar gradvis under

efterföljande år. I Deer Creek i Oregon, USA gav dock erosion upphov till

ras av stränder i anslutning till vägar 7 år efter en avslutad byggnation.

Kraftiga regnstormar anses ha bidragit till händelsen. Författarna hävdar

att detta kunde ske då vegetationen, främst träd, hade huggits ned,

varvid växternas bindande av jord försämrats. Materialtillförseln återgick

dock till ursprungliga nivåer 1-2 år efter rasen. Ökad erosion i anslutning

till vattendrag kan också uppstå då byggnationer leder till en förändring

av strömfåran och Madej et al. (1994) visade hur broar minskade

vattendragets bredd med 38 % vilket ledde till kraftigt ökad erosion av

stränderna.

7.1 Vägbygge – Hanlon Creek, Ontario

I en studie av Barton (1977) dokumenterades effekter av ett vägbygge i

Ontario, USA, där ett mindre vattendrag korsades (23.5 km

avrinningsområde). Vid sex lokaler, två ovan ingreppet och fyra nedan,

togs prover på bl.a. pH, syrehalt (% löst), suspenderat material (mg/l) och

sedimenteringshastighet (g torrvikt/cm

* dag). Dessutom undersöktes

lokalerna vad gäller fisk och bottenfauna före, under och efter vägbygget.

Från juni 1971 till juli 1972, innan vägbygget startat, togs ett prov

på suspenderat material varje vecka. En liter vatten togs mitt i

vattendraget, mittemellan botten och ytan. Provet filtrerades genom ett

filter (0.45 µm) med känd vikt. Därefter torkades filtret 18-24 timmar vid

105°C för att sedan vägas. Viktökningen av filtret antogs utgöra andelen

suspenderat material från vattenprovet. I medeltal var halten suspenderat

material, för perioden innan vägbygget, 2.8 mg/l. Inga lägsta eller högsta

tal redovisas för denna period men det noteras att halten var högst under

vårfloden och lägst under vintern. Inga prover togs på

sedimentationshastighet innan vägbygget startade.

Under pågående vägbygge uppmättes de högsta värdena, vad

avser suspenderat material, omedelbart nedströms byggplatsen. Vid ett

tillfälle under hösten 1972, alldeles i inledningen av bygget, uppmättes en

halt på 352 mg/l suspenderat material. I december 1972, efter ett kraftigt

regnfall, uppmättes det högsta värdet för hela perioden; 1390 mg/l.

Omedelbart efter slutförandet av vägbygget, också i samband med ett

regnfall uppmättes 238 mg/l suspenderat material. Vid de tre

provtagningsstationerna längre nedströms uppmättes alltid betydligt

lägre värden. Detta anses bero på att dammar, som vattendraget rinner

igenom, fungerar som sedimentationsfällor.

Högst uppmätta sedimenteringshastigheter erhölls omedelbart

nedströms bygget. Medelhastigheten, innan bygget var 0.06 g

torrvikt/cm

* dag. Under byggets gång uppmättes vid ett tillfälle 0.61g

torrvikt/cm

* dag. Sedimenteringshastigheten uppmättes med hjälp av

på botten placerade glasburkar som regelbundet vittjades på sediment.

Sedimentet torkades under två dygn vid 105°C varvid det vägdes. Den

största andelen av sedimentet bestod av sand liknande den som användes

vid bygget, vilket visade att sedimentet kunde härröras till vägbygget.

Endast 8.3 % av sedimentet visade sig vara organiskt material. De

kemiska förhållandena i vattendraget förändrades inte märkbart under

byggperioden.

Ett antal fiskarter noterades nedströms vägbygget; bl.a. en simpart

(Cottus bairdi) liknande stensimpan, två stämarter (Rhinichthys atratulus

och Chrosomus eos) och bäckröding. I lokalen närmast vägbygget

uppmättes en signifikant nedgång i antal fiskar och den totala

fiskbiomassan under pågående arbete. Antalet fiskar minskade från 109

fiskar/30m fiskad sträcka på hösten 1971 till 27 fiskar/30m fiskad sträcka

på hösten 1972. Som möjlig orsak till detta angavs vandring av fisk ut ur

området, för att undvika höga halter av suspenderat material.

Inga signifikanta förändringar av totala antalet evertebrater

uppstod vid någon av lokalerna. Dock kunde en förändring i

artsammansättningen observeras vid lokalen omedelbart nedströms

vägbygget. Två nätspinnande nattsländelarver (Hydropsyche slossonae och

Cheumatopsyche sp.) minskade med 48 % respektive 66 % från juni 1972 till

juni 1973. Dagsländan Paraleptophlebia mollis minskade med 37 % under

samma tidsperiod. Däremot ökade antalet husbyggande nattsländelarver,

chironomider och kvalster (Acari). Det poängteras att detta skifte i

sammansättning av arter inte behövde vara ett resultat av sedimentering,

då ingen vanligt förekommande art slogs ut. Sammanfattningsvis hävdar

man att ”effekterna på de strömlevande evertebraterna och fisken var

kortsiktiga och populationer i vattendraget återgick till det normala inom

åtta månader”.

7.2 Vägbygge - Joe Wright Creek, Colorado

Under tre år studerade Cline et al. (1982) effekterna av ett vägbygge på

evertebrater och alger. Variabler såsom pH, löst syre (mg/l), suspenderat

material (mg/l) och % torrvikt av bottensubstrat ≤ 2.0 mm på lugn- och

snabbflyttande områden mättes kontinuerligt under studien. Endast två

variabler uppvisade någon förändring under perioden för studien;

suspenderat material och bottensubstratets sammansättning. Under juni

1977, då byggnationerna tillfälligt låg nere, ökade halten suspenderat

material p.g.a. snösmältning vid alla lokaler utom två. Vid en lokal var

halten 40 gånger högre än vid en kontrollokal. Senare på sommaren i

samband med byggnationer uppmättes vid en kontrollokal ca. 8 mg/l att

jämföra med halten 500 mg/l vid en av bygget påverkad lokal. Halterna

av suspenderat material sjönk efter två veckor till normala värden då

konstruktionsarbetena upphörde. Halterna av sediment ökade också vid

påverkade delar av vattendraget men författarna noterade att de kraftiga

snösmältningarna under vårarna spolade bort detta sediment som sedan

deponerades på mer lugnflytande delar av vattendraget |ängre

nedströms. Negativa effekter på evertebrater, både vad avser tätheter och

artsammansättning noterades, dock inte varje år under den treåriga

studien. Författarna skriver vidare att uppkomna effekter var kortsiktiga.

8. FÖRSLAG TILL FRAMTIDA STUDIER

Trots att åtskilliga studier har utförts genom åren vad avser effekter av

suspenderat och sedimenterat material på fauna i strömmande vatten

finns kunskapsluckor. Nedan tar vi upp tre frågeställningar som vi under

genomgång av litteraturen i ämnet funnit vara obesvarade, frågor som

också är aktuella vid Botnia banans byggande. I anslutning till varje fråga

ger vi förslag på hur försök skulle kunna utformas för att besvara dessa

frågor.

1. Hur påverkar grumlingar flodkräftan?

Agerberg (1996) utsatte kräftor för tre olika koncentrationer av

suspenderat material. Som Agerberg påpekar är kräftan sannolikt

känsligast under september-oktober då parningen sker, vid kläckningen i

juni-juli, samt under de tidigaste yngelstadierna i augusti. Agerbergs

försök genomfördes under vinterhalvåret, vilket gör att det finns

anledning att genomföra en liknande studie under sommarhalvåret.

2. Hur påverkar grumling lekvandrande öring?

Endast ett fåtal studier har utförts för att studera hur grumlingar

påverkar lekvandrande fisk. Inga studier har utförts för att studera hur

lekvandrande öring i Sverige påverkas. Genom att förse lekvandrande

fisk med radiosändare och därefter med hjälp av telemetri bestämma

fiskens positioner finns möjligheten att öka kunskaperna om öringens

beteende i samband med grumlingar.

3. Hur stor är sedimentationen i samband med väg- eller brobyggen

längs norrlandskusten, och kan den påverka äggutvecklingen hos

öring?

Ofta kan lokala faktorer som t. ex. jordmån, strömregim, vårflodens

intensitet och regnförhållanden avgöra hur stora effekterna blir av en

grumling orsakad av väg- eller brobyggen. Internationellt finns mycket

data tillgänglig, men i många fall är den svår att överföra till svenska

förhållanden. En enkelt och kostnadseffektiv metod för att bedöma ett

väg- eller brobygges påverkan på ett vattendrag är att placera ut

Whitlock-Vibertboxar innehållande öringägg i påverkat vattendrag.

Därigenom skulle man få ett direkt mått på sedimentbelastning, samt

möjlighet att korrelera detta mot kläckningsframgång hos påverkade ägg.

9. REFERENSER

Abrahams, M. & M. Kattenfeld. 1997. The role of turbidity as a constraint

on predator-prey interactions in aquatic environments. Behav. Ecol.

Sociobiol. 3: 169-174.

Acornley, R. M. & D. A. Sear. 1999. Sediment transport and siltation of

brown trout (Salmo trutta L.) spawning gravels in chalk streams.

Hydrological Processes 3: 447-458.

Agerberg, A. 1996. Effekter av suspenderat material på flodkräfta

Astacus astacus L. -En kortfattad delrapport. Fiskeriverkets

utredningskontor i Härnosand. Opubl.

Aitken, W.W. 1936. The relation of soil erosion to stream improvement

and fish life. J. For. 34: 1056-1061.

Alderdice, D. F., W. P. Wickett & J. R. Brett. 1958. Some Effects of

Temporary Exposure to Low Dissolved Oxygen Levels on Pacific

Salmon Eggs. J. Fish. Res. Bd. Canada 2 : 229-249.

Aldridge, D.W., B.S. Payne & A.C. Miller. 1987. The Effects of

Intermittent Exposure to Suspended Solids and Turbulence on

Three Species of Freshwater Mussels. Environmental Pollution 45:

17-28.

Andersen, C. 1968. Vandring hos harr, Thymallus thymallus (L.) i

Trysilvasdraget belyst ved merkingsførsøk. – Hovedfagsoppgave i

speciell zoologi, Univ. i Oslo.

Appelberg, M. & T. Odelström. 1986. Habitat distribution, growth and

abundance of the crayfish Actacus astacus L. in the littoral zone of

four neutralized lakes. In: Appelberg M. 1986. The crayfish Actacus

astacus L. in acid and neutralized environments. PhD Dissertation,

Uppsala universitet.

ASCE. 1992. Sediment and aquatic habitat in river systems. J. Hydraul.

Eng. 5: 669-687.

Barrett, J. C., G. D. Grossman & J. Rosenfeld. 1992. Turbidity-induced

changes in reactive distance of rainbow trout. Trans. Am. Fish. Soc.

4: 437-443.

Barton, B. A. 1977. Short-term effects of highway construction on the

limnology of a small stream in southern Ontario. Freshwater Biol. 7:

99-108

Bell, M.C. 1986. Fisheries handbook of engineering requirements and

biological criteria. U.S. Army Corps of Engineers, Office of the

Chief of Engineers, Fish Passage Development and Evaluation

Program, Portland, Oregon.

Benfield, M. C. & T. J. Minello. 1996. Relative effects of turbidity and

light intensity on reactive distance and feeding of an estuarine

fish. Environ. Biol. Fish 2: 11-16.

Berg, L. & T. G. Northcote. 1985. Changes in territorial, gill-flaring, and

feeding behavior in juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch)

following short-term pulses of suspended sediment. Can. J. Fish.

Aquat. Sci. 8: 1410-1417.

Bergstedt, L.E. & E.P. Bergersen. 1997. Health and movement of fish in

response to sediment sluicing in the Wind River, Wyoming. Can. J.

Fish. Aquat. Sci. 54: 312-319.

Berkman, H. E. & C. F. Rabeni. 1987. Effect of siltation on stream fish

communities. Environ. Biol. Fish. 4: 285-94.

Beschta, R.L. 1978. Long-Term Patterns of Sediment Production

Following Road Construction and Logging in the Oregon Coast

Range. Water. Res. Res. 14(6), December.

Bilby, R. 1985. Contributions of road surface sediment to a western

Washington stream. For. Sci. 31: 827-838.

Bisson, P. A. & R. E. Bilby. 1982. Avoidance of suspended sediment by

juvenile coho salmon. N. Am. J. Fish. Manage. 4: 371-384.

Bjornn, T. C., M. A. Brusven, M. P. Molnau, J. H. Milligan, R. A. Klamt, E.

Chacho & C. Schaye. 1977. Transport of granitic sediment in streams

and its effects on insects and fish. College of Forestry, Wildlife and

Range Sciences, Bulletin Number 17.

Bjornn, T.C. & T.W. Reiser. 1991. Habitat requirements of salmonids in

streams. In: Influences of Forest and Rageland Management on

Salmonid Fishes and Their Habitats. Ed: Meehan, W.R. American

Fisheries Society Spec. Publ. 19, Bethesda, Maryland, USA.

Borgström, R., J. E. Brittain, K. Hasle, S. Skjolaas & J. G. Dokk. 1992.

Reduced recruitment in brown trout Salmo trutta, the role of

interactions with the minnow Phoxinus phoxinus. Nordic Journal of

Freshwater Research.: 30-38.

Box, J. B. & J. Mossa. 1999. Sediment, land use, and freshwater mussels:

Prospects and problems. Journal of the North American Benthological

Society. March, 18 (1): 99-117.

Brandt, M. 1982. Sedimenttransport i Svenska vattendrag. SMHI

Swedish Meteorological and Hydrological Institute: 1-67.

Brittain, J. E. & S. J. Saltveit. 1996. Aqautic Insects of North Europe. Ed:

Nilsson, A. Apollo Books Aps., Stenstrup Denmark.: 55-76.

Brusven, M. A. & K. V. Prather. 1974. Influence of stream sediments on

distribution of macrobenthos. J. Entomol. Soc. Brit. Columbia 71: 25-

32.

Carling, P.A. 1984. Deposition of fine and coarse sand in a open-work

gravel bed. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 41: 263-270.

Carling, P.A & C.P. McCahon. 1987. Natural siltation of brown trout

(Salmo trutta L.) spawning gravels during low flow conditions. In

Regulated Streams. Ed: Craig, J.F. & Kemper, J.B. Plenum

Publishing Corporation, New York.

Carlstein, M. & P. Bergström. 1994. Laxfiskarnas biologi. Kompendium

Nr. 9 Prel. version. Red. Alanärä, A. Institutionen för vattenbruk,

SLU Umeå.

Chapman, D.W. 1988. Critical review of variables used to define effects

of fines in redds of large salmonids. Trans. Am. Fish. Soc. 117: 1-22.

Chutter, F. M. 1969. The Effects of Silt and Sand on the Invertebrate

Fauna of Streams and Rivers. Hydrobiologia 34: 57-76.

Cline, L. D., R. A. Short & J. V. Ward. 1982. The influence of highway

construction on the macroinvertebrates and epilithic algae of a

high mountain stream. Hydrobiologia 96: 149-59.

Cooper, A.C. 1965. The effect of transported stream sediments on the

survival of sockeye and pink salmon eggs and alevin. Bulletin

XVIII. International Pacific salmon fisheries commision, New

Westminister, B.C., Canada.

Cordone, A. J. & D. W. Kelley. 1961. The influence of inorganic sediment

on the aquatic life of streams. California Fish and Game 189.

Crisp, D. T. 1993. The ability of U.K. salmonid alevins to emerge through

a sand layer. J. Fish Biol. 4: 656-658.

Crouse, M.R., C.A. Callahan, K.W. Malueg & S.E. Dominguez. 1981.

Effects of fine sediment on growth of juvenile Coho salmon in

laborotory streams. Trans. Am. Fish. Soc. 110: 281-286.

Culp, J. M., F. J. Wrona & R. W. Davies. 1986. Response of stream

benthos and drift to fine sediment deposition versus transport.

Can. J. Fish. Aquat. Sci. 40: 1345-1351.

Dando, P.R. 1984. Reproduction in estuarine fish. Chap. 9 in Fish

Reproduction, Strategies and Tactics. Ed: Potts, G.W., Wooton, R.J:

155-170.

Dennis, S. D. 1984. Distributional analysis of the freshwater mussel

fauna of the Tennessee river system, with special reference to

possible limiting effects of siltation. PhD Dissertation, Virginia

Polytech. Inst. and State Univ., Blacksburg, USA.

DeWalt, R. E. & J. H. Olive. 1988. Effects of Eroding Glacial Silt on the

Benthic Insects of Silver Creek, Portage County, Ohio. Ohio J. of

Sci. 4: 154-159.

Dudgeon, D. 1994. The functional significance of selection of particles by

aquatic animals during building behaviour. In The biology of

particles in aquatic systems. Ed: R. S. Wotton, 2

ed. Lewis

Publishers, London. Pages.: 289-312

EIFAC (European Inland Fisheries Advisory Commision). 1965. Working

party on water quality criteria for European freshwater fish.

Report on finly divided solids and inland fisheries (EIFAC

technical paper 1). Air and water pollution 9: 151-168.

Ellis, M.M. 1936. Erosion silt as a factor in aquatic environments. Ecology.

17 (1), January.

Engblom, E. 1996. Aqautic Insects of North Europe. Ed: Nilsson, A. Apollo

Books Aps., Stenstrup Denmark: 13-54.

Evander, Dan. Pers. komm. Bottenfaunaexpert på Pelagia AB, Norrbyn,

Hörnefors.

Eriksson, M. O. G., L. Henrikson & H. Söderberg. 1998. Flodpärlmusslan

i Sverige. Rapport från Naturvårdsverket. 071-SNV Rapport 4887.

Fabricius, E. & K. J. Gustafson. 1955. Observations on the spawning

behaviour of the grayling, Thymallus thymallus (L.). Rep. Inst.

Freshw. Res., Drottningholm 36: 75-103.

Fitzgerald, D. G., E. Kott, R. P. Lanno & D. G. Dixon. 1998. A quarter

century of change in the fish communities of three small streams

modified by anthropogenic activities. J. of Aquat. Ecosystem Stress

and Recovery. 2: 111-127.

Foerester, R.E. 1968. The sockeye salmon. Fish. Res. Board. Can. Ottawa

162. 99-160.

Fürst, M. 1985. Den svenska kräftan. Fiskebiologi. Ed: Svärdson G. &

Nilsson N.-A. LT Publishers, Stockholm.: 284-294.

Fängstam, H. & H. Lundqvist. 1990. Flodkräftans (Astacus astacus) och

signalkräftans (Pacifastacus leniusculus) biologi, med inriktning

mot svenska förhållanden. Kompendium Nr. 4. Institutionen för

vattenbruk, SLU Umeå.

Gammon, J. R. 1970. The effect of inorganic sediment on stream biota. US

Environmental Protection Agency, Water pollution control

research series 18050 DWC 12/70.

Gibbons, D.R. & E.O. Salo. 1973. An annotated bibliography of the

effects of logging on fish of the western United States and Canada.

U.S. Dep. Agr., For. Serv. Gen. Tech. Rep. PNW-10.

Giller, P. S. & B. Malmqvist. 1998. The Biology of Streams and Rivers.

Oxford University Press Inc., New York.

Gradall, K. S. & W. A. Swenson. 1982. Responses of brook trout and

creek chubs to turbidity. Trans. Am. Fish. Soc. 3: 392-395.

Graham, A. A. 1990. Siltation of stone-surface periphyton in rivers by

clay-sized particles from low concentrations in suspension.

Hydrobiologia 199: 107-115.

Gregory, R. S. & C. D. Levings. 1996. The effects of turbidity and

vegetation on the risk of juvenile salmonids, Oncorhynchus spp.,

to predation by adult cutthroat trout, O. clarkii. Environ. Biol. Fish.

3: 279-288.

Gregory, R. S. & C. D. Levings. 1998. Turbidity reduces predation on

migrating juvenile Pacific salmon. Trans. Am. Fish. Soc. 2: 75-85.

Grundelius, E. 1987. Flodpärlmusslans tillbakagång i Dalarna. Information

från Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm. Nr. 4.

Hamilton, J. D. 1961. The effect of sand-pit washings on a stream fauna.

Verh. Int. Verein. Limnol. 14: 435-439.

Hamor, T. & E.T. Garside 1976. Developmental rates of embryos of

Atlantic salmon, Salmo salar L., in response to various levels of

temperature, dissolved oxygan, and water exchange. Departement

of Biology, Dalhouse University, Halifax, N.S., Canada. B3H4JI.

Hardisty, M.W. 1979. Biology of the cyclostoms. University Press,

Cambridge, 1979.

Hartman, G.F. & J.C. Scrivener. 1990. Impacts of forestry practices on a

coastal stream ecosystem, Carnation creek, Brittish Columbia. Can.

Bull. Fish. Aquat. Sci. 233.

Hlass, L. J., W. L. Fisher & D. J. Turton. 1998. Use of the Index of Biotic

Integrity to assess water quality in forested streams of the

Ouachita Mountains ecoregion, Arkansas. J. Freshwat. Ecol. 2: 181-

192.

Horne, A. J. 1994. Turbidity, fish kills, and minimum pools in California-

Nevada reservoir outflows. Lake Reservoir Manage 2.

Information från Sötvattenslaboratoriet 1993. Möjligheter att öka

flodkräftbestånd i svenka vatten. Fiskeriverkets information från

Sötvattenslaboratoriet, 2:1993: 1-66.

Ingendahl, D. & D. Neumann. 1997. Low spawning success for sea trout

and reintroduced salmon in tributaries of the River Rhine -

importance of flood events and heterotrophic processes.

Ichthyoplankton Ecol. Fish. Soc. of the British Isles 50.

Jackson, W. L. & R. L. Beschta. 1984. Influences of increased sand

delivery on the morphology of sand and gravel channels. Water.

Resour. Bull. 4: 527-534.

Johnson, F.H. 1961. Walleye egg survival during incubation on several

types of bottom in Lake Winnibigoshish, Minnesota, and

connecting waters. Trans. Am. Fish. Soc. 90: 312-322.

Jonsson, B. 1985. Life history patterns of fresh water resident and sea-run

migrant brown trout in Norway. Trans. Am. Fish. Soc. 114: 182-194.

Jonnson, K. 1995. Karaktärisering av bäcköringens (Salmo trutta L.)

lekplatser. Examensarbete i biologi 20 p. Instutionen för biologisk

grudutbildning (BIG), Umeå Universitet.

Judy, R.D., Jr. P.N. Seeley, T.M. Murray. S.C. Svirsky, M.R. Whitworth &

L.S. Ishinger. 1984. 1982 National fisheries survey. Vol. 1,

Technical report: Initial findings. U.S. Fish and Wildlife Service

Biological Services Program. FWS-OBS-84/06.

Kainua, K. & T. Valtonen. 1980. Distribution and abundance of the

European river lamprey (Lampetra fluviatilis) Larvae in three rivers

running into Bothnian bay, Finland. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37: 592-

596.

Lake, R.G. & S.G. Hinch. 1999. Acute effects of suspended sediment

angularity on juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch). Can. J.

Fish. Aquqt. Sci. 56: 862-867.

LaPerriere, J.D., S.M. Wagener & D.M. Bjerklie. 1985. Gold-mining

effects on heavy metals in streams. Circle Quadrangle. Alaska.

Water Res. Bull. 21: 245-252.

Leeks, G. J. L. & M. D. Newson. 1989. Responses of the sediment system

of a regulated river to a scour valve release: Llyn Clywedog, Mid-

Wales, UK. Fourth International Symposium On Regulated Streams

Selected Papers. Ed: Petts, G.E., P. Armitage & A. Gustard.: 93-106.

Lemly, A. D. 1982. Modification of Benthic Insect Communities in

Polluted Streams: Combined Effects of Sedimentation and

Nutrient Enrichment. Hydrobiologia 3: 229-245.

Lenat, D. R., D L. Penrose & K.W. Eagleson. 1981. Variable effects of

sediment addition on stream benthos. Hydrobiologica 79: 187-194.

Leskelä, A., R. Hudd, H. Lehtonen, A. Huhmarniemi & O. Sandström.

1991. Habitats of whitefish (Coregonus lavaretus (L.) s.l.) larvae in

the Gulf of Bothnia. Aqua Fennica 21(2).

Lisle, T.E. 1989. Sediment Transport and Resulting Deposition in

Spawning Gravels, North Coastal California. Water Res. Res. 25(6):

1303-1319.

Lloyd, D. S. 1987. Turbidity as a water quality standard for salmonid

habitats in Alaska. N. Am. J. Fish. Manage.1: 34-45.

Lloyd, D. S., J. P. Koenings & J. D. LaPerriere. 1987. Effects of turbidity in

fresh waters of Alaska. N. Am. J. Fish. Manage. 1: 18-33.

Luedtke, R.J., M.A. Brusven & F.J. Watts. 1976. Benthic insect community

canges in relation to in-stream alterations of sediment-polluted

stream. Melanderia 23: 21-39.

Länstyrelsen i Jämtlands län & Skogsvårdsstyrelsen i Jämtlands län. 1995.

Skog~Vatten~Fisk. Länstyrelsen i Jämtlands län, 831 86

Östersund.

Madej, M.A., W.E. Weaver & D.K. Hagans. 1994. Research: Analysis of

Bank Erosion on the Merced River, Yosemite Valley, Yosemite

National Park, California, USA. Environ. Manage. 18(2): 235-250.

Madon, S. P., D. W. Schneider, J. A. Stoeckel & R. E. Sparks. 1998. Effects

of inorganic sediment and food concentrations on energetic

processes of the zebra mussel, Dreissena polymorpha:

Implications for growth in turbid rivers. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 2:

401-413.

Maitland, P.S. 1980. Review of the ecology of lampreys in the northern

Europe. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37: 1944-1952.

Martens, D.W. & J.A. Servizi. 1993. Suspended particles inside gills ans

spleens of juvenile Pacific salmon (Oncorhynchus spp.). Can. J. Fish.

Aquat. Sci. 50: 586-590.

Mason, J.C. 1974. Aquaculture potential on the freshwater crayfish

(Pacifastacus) I. Studies during 1970. Fish. Res. Board. Can. Tech. Rep.

440.

McCarthy, J.H, D.A. Scurton, J.M. Green & K.D. Clarke. 1998. The effect

of logging and road construction on brook trout movement in the

Copper Lake Watershed, Newfounland, Canada. In Forest-Fish

Conference: Land Practises Affecting Aquatic Ecosystems. Tech.

coords.: M.K. Brewin & D.M.A. Monita. Canadian forest services

Northern forestry centre. Inf. Rep. NOR-X-356: 345-352.

McClelland, W. T. & M. A. Brusven. 1980. Effects of Sedimentation on

the Behavior and Distribution of Riffle Insects in a Laboratory

Stream. Aquatic Insects 2: 161-169.

McNeil, J.H. & W.H. Ahnell. 1964. Success of pink salmon spawning

relative to size of spawning bed materials. United State Fisheries

and Wildlife Service Special Scientific Report Fisheries 469.

Meehan, W.R. & D.N. Swanston. 1977. Effects of gravel morphology on

fine sediment accumulation and survival of incubating salmon

eggs. U.S. Dep. Agr., For. Serv. Res. Pap. INT-156.

Minello, T.J., R.J. Zimmerman & E.X. Martinez. 1987. Fish predation on

juvenile brown shrimp, Penaeus aztecus Ives: Effects of turbidity

and substratum on predation rates. Fish. Bull. 1: 59-70.

Minshall, G. W. 1984. Aquatic insect-substratum relationships. In The

ecology of aquatic insects. Resh och Rosenberg, Praeger Publisher,

New York.: 358-400.

Miškovský, K. 1984. Kompendium i geovetenskap. Institutionen for

miljö- och hälsoskydd, Umeå universitet.

Moore, J.M. & I.C. Potter. 1976a. Aspects of feeding and lipid deposition

and utilisation in the lampreys Lampetra fluviatilis (L.) and

Lampetra planeri (Bloch). J. Anim. Ecol. 45: 699-712.

Moore, J.M. & I.C. Potter. 1976b. A laboratory study of feeding in brook

lampreys Lampetra planeri (Bloch). J. Anim. Ecol. 45: 81-90.

Morisawa, M. 1968. Streams their dynamics and morphology. McGraw-Hill

Book Company, New York.

Murphy, M. L., C. P. Hawkins & N. H. Anderson. 1981. Effects of

Canopy Modification and Accumulated Sediment on Stream

Communities. Trans. Am. Fish. Soc.: 110: 469-478.

Murphy, M. L., J. Heifetz, J.F. Thedinga, S.W. Johnson & K.V. Koski.

1989. Habitat utilization bt juvenile Pacific salmon, Oncorhynchus,

in the glacial Taku River, southeast Alaska. Can. J. Fish. Aquat. Sci.

46: 1677-1685.

Muus, J. B. & P. Dahlström. 1981. Sötvattensfisk och fiske. 3:e upplagan.

P.A.Norstedt & Söners förlag, Stockholm.

Müller, K. 1974. Stream drift as a chronological phenomenon in running

water ecosystems. Annual Review of Ecology and Systematics. 5: 309-

323.

Naturvårdsverket. 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och

vattendrag, Rapport 4913. Almqvist & Wiksell Uppsala.

Newcombe, C. P. & D. D. MacDonald. 1991. Effects of suspended

sediments on aquatic ecosystems. N. Am. J. Fish. Manage. 1: 72-82.

Niemi, A. 1977. Population studies Astacus astacus L. in the River

Pyhäjoki, Finland. In Freshwater Crayfish, III. Ed: O.V. Lindqvist.

Kuopio: Univ. of Kuopio.

Niemi, A. 1982. Crayfish populations and trapping in the rivers of

Ostrobothnia. Limnologisymposium 1976 & 1977. Helsinki:

Suomen Limnologien yhdistys (in Finnish): 52-63.

Northcote, T.G. 1978. Migratory strategies and production in freshwater

fishes. Ecology of freshwater fish production. Ed: S.D. Gerking.

Blackwell Scientific publications. Oxford, England: 326-329.

Näslund, I. & P. Bergström. 1994. Laxfiskarnas biologi. Kompendium

Nr. 9 Prel.version. Red. Alanärä, A. Institutionen för vattenbruk,

SLU Umeå.

O'Connor, W. C. K. & T. E. Andrew. 1998. The effects of siltation on

Atlantic salmon, Salmo salar L., embryos in the River Bush. Fish.

Manag. and Ecol. 5: 393-401.

O'Hop, J. & J. B Wallace. 1983. Invertebrate drift, discharge, and sediment

relations in a southern Appalachian headwater stream.

Hydrobiologia. 1: 71-84.

O'Scannell, P.O. 1988. Effects of elevated sediment levels from placer

mining on survival and behavior of immature Arctic grayling.

M.Sc thesis, University of Alaska Fairbanks, Fairbanks, Alaska.

Olsson, T. I. & B.-G. Persson. 1986. Effects of gravel size and peat

material concentrations on embryo survival and alevin emergence

of brown trout, Salmo trutta L. Hydrobiologia 35: 9-14.

Olsson, T. I. & B.-G. Persson. 1988. Effects of deposited sand on ova

survival and alevin emergence in brown trout (Salmo trutta L.).

Arch.Hydrobiol. 4: 621-7.

Philips, R.W. 1971. Effects of sediment on the gravel environment and

fish production. In Forest land uses and stream environment. Ed: J.K.

Krygier & J.D. Hall. Oregon State Univ., Cornvallis. Oreg.

Potter, I.C., B.J. Hill & S. Gentleman. 1970. Survival and behavior of

ammocoetes at low oxygen tension. J. exp. Biol., 53: 59-73.

Quinn, J.M., R.J. Davies-Colley, C.W. Hickey, M.L. Vickers & P.A. Ryan.

1992. Effects of clay discharges on streams. 2. Benthic

invertebrates. Hydrobiologia 3: 235-247.

Reed, J. R. 1977. Stream community response to road construction

sediments. Virginia Polytechnic Institute and State University,

Water Resource Center Bulletin 97

Reid, S. M., M. G. Fox & T. H. Whillans. 1999. Influence of turbidity on

piscivory in largemouth bass (Micropterus salmoides). Can J.Fish

Aquat Sci; J.Can. Sci. Halieut Aquat. 8: 1362-1369.

Reynolds, J.B., R.C. Simmons & A.R. Burkholder. 1989. Effects of placer

mining discharge on health and food of Arctic Grayling. Water.

Res. Bul. 25: 625-635.

Rice, D. L., M. D. Barnes & G. J. Phinney. 1998. A Review and Recent

Records of the Bigeye Shiner, Notropis boops (Cyprinidae), in

Ohio. Ohio J. of Sci. 3: 42-51.

Rice, R. M., J. S. Rothacher & W.F. Megahan. 1972. Erosional

consequences of timber harvest: An appraisal, in Symposium

Proceedings on Watersheds in Transition. American Water

Resources Association, Urbana, Ill. : 321-329.

Richards, C. & K.L Bacon. 1994. Influence of fine sediment on

macroinvertebrate colonization of surface hyporheic stream

substrates. Great Basin Naturalist. 54: 106-113.

Rieger, P. W. & R. C. Summerfelt. 1997. The influence of turbidity on

larval walleye, Stizostedion vitreum, behavior and development in

tank culture. Aquaculture 1-2: 19-32.

Rivinoja, P. & P. Bergström. 1994. Laxfiskarnas biologi. Kompendium

Nr. 9 Prel.version. Red. Alanärä, A. Institutionen för vattenbruk,

SLU Umeå.

Rivinoja, P. 1995. Miljöfaktorers inverkan på nejonögalarver (Lampetra

sp.) i reglerade vattendrag. -Fördelning av nejonögalarver i en

reglerad norrlandsälv. Examensarbete i biologi 20 p. Instutionen

för biologisk grudutbildning (BIG), Umeå Universitet.

Robinson,W.E., W.E. Wehling & M.P. Morse. 1984. The effect of

suspended clay on feeding and digestive efficiency of the surf

clam, Spisula solidissima (Dillwyn). J.Exp. Mar. Biol. Ecol. 74(1): 1-

12.

Rosenberg, D.M. & N.B. Snow. 1975. A design for environmental impact

studies with special reference to sedimentation in aquatic systems

of the Mackenzie and Porcupine river drainages. Proceedings of

the circumpolar conference on northern ecology.National

Research Council of Canada, Ottawa.: 65-78.

Rosenberg, D.M. & A.P. Wiens. 1978. Effects of sediment addition on

macrobenthic invertebrates in a northern Canadian river. Water.

Res. 12: 753-763.

Rowe, D.K. & T.L. Dean. 1998. Effects of turbidity on the feeding ability

of the juvenile migrant stage of six New Zealand freshwater fish

species. N. Z .J. Mar. Freshwat. Res. 1: 21-29.

Rupp, R.S. 1965. Shore-spawning and survival of eggs of the American

smelt. Tran.Am. Fish. Soc. 94.

Rutherford, J.E. & R.J. Mackay. 1986. Patterns of pupal mortality in field

populations of Hydropsyche and Cheumatopsyche (Trichoptera:

Hydropsychidae). Freshwat. Biol. 16: 337-350.

Ryan, P.A. 1991. Environmental effects of sediment on New Zealand

streams: A review. N. Z. J. Mar. Freshwat. Res. 2: 207-221.

Schulz, R. 1996. A field study of the importance of turbidity and bed

load transport of sediments for aquatic macroinvertebrates and

fishes. Verh. der Gesellschaft fuer Oekologie.: 247-252.

Servizi, J.A. & R.W. Gordon. 1990. Acute lethal toxicity of annonia and

SS mixtures to chinook salmon (Oncorhynchus tshawytscha). Bull.

Environ. Contam. Toxicol. 44: 650-656.

Servizi, J.A. & D.W. Martens. 1987. Some effects of suspended Fraser

River sediments on sockeye salmon, Oncorhynchus nerka,

population biology and future management. Ed: H.D. Smith, L.

Margolis & C.C. Woods. In: Can. Spec. Publ. Fish. Aquat. Sci. 96:

254-264.

Servizi, J.A. & D.W. Martens. 1992. Sublethal Responses of Coho Salmon

(Oncorhynchus kisutch) to Suspended Sediments. Can. J. Fish. Aquat.

Sci. 49: 1389-1395.

Shackle, V. J., S. Hughes & V. T. Lewis. 1999. The influence of three

methods of gravel cleaning on brown trout, Salmo trutta, egg

survival. Hydrological Processes 3: 477-486.

Sigler, J. W., T. C. Bjornn & F. H. Everest. 1984. Effects of chronic

turbidity on density and growth of steelheads and coho salmon.

Trans. Am. Fish. Soc. 2: 142-150.

Skorobogatov M. A. & D. S. Pavlov. 1995. Experimental studies on the

effect of suspended particles on behavior of roach, Rutilus rutilus,

in running water. J. Ichthyol.; Vopr. Ikhtiol. 4.

Smit, L., H. H. Du-Preez & G. J. Steyn. 1998. Influence of natural silt on

the survival of Oreochromis mossambicus yolk sac larvae. Koedoe.

1: 57-62.

Smith, O.R. 1940. Placer mining silt and its relation to salmon and trout

on the Pacific Coast. Amer. Fish. Soc. Trans. 69 (1939): 225-230.

Solem, J. O. & B. Gullefors. 1996. Aqautic Insects of North Europe. Ed:

Nilsson, A. Apollo Books Aps., Stenstrup Denmark.: 223-256.

Soroka, I.K. & G. McKenzie-Grieve. 1983. A biological and water quality

assessemant at a placer mine on Little Gold Creek, Yukon

Territury. Environment Canada, Environmental Protection

Service, Pacific Region, Regional Program Report 83-06, Yuko

Territory.

Sterba, G. 1962. Die Neunaugen (Petromyzonidae). In: Handbuch Der

Binnenfischerei Mitteleuropas, vol.3. Ed: Demoll, R., Maier H.N: 263-

352.

Stuart, T.A. 1953. Spawning migration, reproduction and young stages

of loch trout (Salmo trutta L.). Freshwat. Salmon. Fish. Res. 5.

Summers, R.B., J.H. Thorp, J.E. Alexander Jr. & R.D. Fell. 1996.

Respiratory adjustments of dreissenid mussels (Dreissena

polymorpha and Dreissena bugensis) in response to chronic

turbidity. Can. J. Fish. Aquat. Sci. J. Can. Sci. Halieut. Aquat. 07:

1626-1631.

Söderberg, H. & L. Henrikson. Yttrande angående tänkbar skadebild på

flodpärlmusslor (Margaritifera margaritifera) i samband med

läckage av minerogent sediment. Samhällsbyggnadsenheten,

Miljöanalys och naturvård, Länsstyrelsen i Västernorrland.

Världsnaturfonden, Ulriksdals Slott, 170 81 Solna.

Sømme, S. & K.W. Jensen. 1981. Ørreten. – I Norges dyr. 3. Krypdyr,

Amfibier og Fisker, 2. Ed.: Frislid, R. & A. Semb-Johansson. J.W.

Cappelens forlag, Oslo: 102-133.

Tappel, P. D. & T. C. Bjornn. 1983. A new method of relating size of

spawning gravel to salmonid embryo survival. N. Am. J. Fish.

Manage. 2: 123-135.

Thorp, J. H., J. E. Alexander Jr., B. L. Bukaveekas, G. A. Cobbs & K. L.

Bresko. 1998. Responses of Ohio River and Lake Erie dreissenid

molluscs to changes in temperature and turbidity. Can. J. Fish.

Aquat. Sci. J. Can. Sci. Halieut. Aquat. 1: 220-229.

Vaux, W.G. 1962. Interchange of stream and intergravel water in a salmon

spawning stream. U.S. Dep. Int., Fish Wild. Serv., Spec. Sci. Rep.,

Fish. 405.

Vogel, J. L. & D. A. Beauchamp. 1999. Effects of light, prey size, and

turbidity on reaction distances of lake trout (Salvelinus namaycush)

to salmonid prey. Can. J. Fish Aquat. Sci. 7: 1293-1297.

Wagener, S. M. & J.D. LaPerriere. 1985. Effects of placer mining on the

invertebrate communities of interior Alaska streams. Freshwater

Invertebrate Biology 4: 208-214.

Waters, T. F. 1995. Sediment in streams: Sources, biological effects and

control. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Westernhagen, H.von 1988. Sublethal effects of pollutants on fish egg

and larvae. Chap. 4 In Fish physiology, vol. XIA, Eggs and Larvea. Ed:

Hoar, W.S., Randall, D.J.. Academic Press, Inc. 1988: 253-330.

Westman, K. 1985. Effects of habitat modification on freshwater crayfish.

Habitat Modification And Freshwater Fisheries.Proceedings Of A

Symposium Of The European Inland Fisheries Advisory

Commission. Ed: Alabaster, J.S. : 245-55.

White, D. S. & J. R. Gammon. 1977. The effect of suspended solids on

macroinvertebrate drift in an Indiana creek. Proceedings of the

Indiana Academy of Science 86: 182-188.

Wood, P. J. & P. D. Armitage. 1997. Biological effects of fine sediment in

the lotic environment. Environmental Management 21(2): 203-217.

En studie av sedimenttransport, död ved och kantzoner längs två vattendrag i Kilsbergen - från skog till slätt :

Article

Daniel Ström

Headwater streams are affected by anthropogenic impacts at multiple scales. One aspect of human impact is sediment transport associated to the abundance of stream structures as large woody debris and the composition of the riparian zone from forest to agricultural landscapes. Riparian buffer zones and stream structures like dead wood are considered as generally important structures for protection against an increasing amount of sediment particles in the water. Hence, in this study these structures were quantified in thirty different stream segments on land and in the water. To measure the transport of sediment Whitlock-Vibert boxes were used in three different types of landscapes; forest, transition and fields. The boxes were left in the stream segments for three months, the taken up and dried and weighed. The results showed that the transition-land in Frösvidalsån had the highest sediment transport. The second highest transport of sediment was in Blackstaån at the fields. A factor in common for both these stream sections was that their naturally meandering shape had been straightened. That indicates that straightened water streams attain a higher degree of sediment transport. One contributory cause to the higher sediment transport is the increasing velocity of the water stream. To see if large woody debris could have a connection to the sediment transport a correlations test was made. The test showed that the connection was weak. In a second test the basal area of the riparian zones and the sediment transport was compared to each other in the correlations test, the results showed that the connection was week. In a third correlation test the basal area of the riparian zones was compared to dead wood, also that test showed a weak connection. In the last test the basal area of riparian zones and large woody debris was compared and the test showed a weak connection.

Kunskapssammanställning om effekter på fisk och skaldjur av muddring och dumpning i akvatiska miljöer. En syntes av grumlingens dos och varaktighet

Technical Report

Full-text available

May 2020

Kunskapssammanställning om effekter på fisk och skaldjur av muddring och dumpning i akvatiska miljöer Aqua reports 2020:1 En syntes av grumlingens dos och varaktighet

Små skogliga vattendrag i Värmland - Generell beskrivning, förekomst av traktorspår samt spårens inverkan på bottenfaunan :

Article

Åsa Bergkvist

Modern forestry requires a high degree of machine traffic for clear felling and scarification operations. The machines most frequently used are big and the traffic often results in tracks on the forest ground. There are many small streams running through a forest, in connection to logging operations, machines might cross these frequently. These crossings could result in the erosion of fine particulate inorganic matter, which ends up in the stream. The aim of this thesis was to give a general description of small forest streams of order-one in the county of Värmland and to determine the frequency of machine tracks in small streams. This was done by using the database from the "Forest and Water Inventory" in the county of Värmland. It was also determined if the benthic fauna composition had been changed downstream from the tracks, in the parts of the stream that had been affected by erosion. This data was then compared with the parts of the stream that had not been affected. For this purpose, five small streams with similar chemical and physical conditions were chosen for a field study. The most typical stream of order-one was straight lined and with a width less than 0.6 m. Usually the bottom substrate consisted of silt to clay and most of the streams lacked macrophytes. The frequency of large woody debris in the streams was generally low. The results showed that 6.5 percent of all streams had machine tracks. When the riparian zone (0-10 m) was affected by forestry operations, one out of ten streams had machine tracks. In the case of productive forests that had been clear-cut in the surrounding zone (10-60 m) and in the adjacent zone (0-10 m), 21 percent of the streams had machine tracks. The depths of the tracks in the riparian zone of streams subject to tracks were commonly in the range of 1-40 cm. About one-third of the streams with machine tracks was subject to erosion. The degree of erosion depended on the gradient of the riparian zone. When no gradient was evident, there was almost no type of erosion in the stream. With increasing gradient in the riparian zone, the proportion of streams with resulting erosion was increasing. The streams with the steepest riparian zones had the largest proportion of strong erosion. No clear differences could be found in numbers of taxa and individuals, diversity index, pollution index or functional feeding groups between the part of the streams affected by erosion and the part of the streams, which had not been affected. This could be due to the fact that a rather long time, six years at the most, has elapsed from the time when the machine crossed the stream until the time of data collection. In this time, the benthic fauna of the stream affected by erosion could have recovered due to recolonization.

Assessing ecological risks of offshore wind power on Kattegat cod

Article

Jun 2014
RENEW ENERG

Natural Siltation of Brown Trout (Salmo trutta L.) Spawning Gravels During Low-Flow Conditions

Chapter

Full-text available

Jan 1987

Deposits of gravel in upland streams are a valuable ecological resource used by salmonid fish for spawning. Most of these gravels exhibit two distinct modes in the grain-size distribution. Generally the coarse mode is dominant and forms the framework of the deposit whilst a secondary mode, referred to as the matrix, consists of finer sediments (Carling & Reader 1982) which fill or partially fill the interstitial spaces between the framework particles. These fine sediments, if present in sufficient quantity, will cause a reduction in porosity and hydrostatic permeability, so that the volume of water held within the deposit and the intragravel velocity will be reduced. Consequently, oxygen supply-rates to fish eggs and the rate of removal of metabolic waste products will fall; possibly to lethal levels. Although some of these latter aspects have been investigated (Milner et al. 1981) the mechanisms by which bimodal gravel deposits form are poorly understood. Gravels characterized by an absence of matrix are termed open-work gravels (Cary 1951). Deposition of coarse and fine sediments may occur contemporaneously but this is not common (Fraser 1935); usually such deposits are characterised by a dilated framework whereby the matrix forms at least 20 to 30% of the deposit and would require a sudden reduction in sediment transport energy to develop (Dyer 1972). More usually in fluvial systems subject to steady changes in transportation energy, coarse particles are deposited first whilst fine material is held in suspension. Consequently the matrix in bimodal deposits usually fills the void space within the coarse deposit by a process of secondary infiltration of the stable bed (Smith 1974).

The Functional Significance of Selection of Particles by Aquatic Animals during Building Behavior

Chapter

Oct 2020

David Dudgeon

Sediment transport and siltation of brown trout (Salmo trutta L.) spawning gravels in chalk streams

Article

Feb 1999
HYDROL PROCESS

Deposition rates of fine sediment into brown trout spawning gravels were measured at monthly intervals for a period of one year in a small channel of the River Test, Hampshire. Data were also collected on stream discharge, water depth, flow velocity and suspended sediment concentrations. Deposition rates followed a seasonal pattern and were maximal during periods of high discharge in the late winter/early spring when suspended sediment concentrations were high. The material deposited in the spawning gravels included silts and fine sands (<250 μm) that were transported in suspension and coarser fragments of low density tufa-like material that were transported as bed load. The ecological implications of fine sediment deposition for salmonid egg survival in chalk streams are considered. Copyright © 1999 John Wiley & Sons, Ltd.

Biology of Streams and Rivers

Book

Jan 1998

Effects of Suspended Sediments on Aquatic Ecosystems

Article

Jan 1991

Resource managers need to predict effects of pollution episodes on aquatic biota, and suspended sediment is an important variable in considerations of freshwater quality. Despite considerable research, there is little agreement on environmental effects of suspended sediment as a function of concentration and duration of exposure. More than 70 papers on the effects of inorganic suspended sediments on freshwater and marine fish and other organisms were reviewed to compile a data base on such effects. Regression analysis indicates that concentration alone is a relatively poor indicator of suspended sediment effects (r ² = 0.14, NS). The product of sediment concentration (mg/L) and duration of exposure (h) is a better indicator of effects (r ² = 0.64, P < 0.01). An index of pollution intensity (stress index) is calculated by taking the natural logarithm of the product of concentration and duration. The stress index provides a convenient tool for predicting effects for a pollution episode of known intensity. Aquatic biota respond to both the concentration of suspended sediments and duration of exposure, much as they do for other environmental contaminants. Researchers should, therefore, not only report concentration of suspended sediment but also duration of exposure of aquatic biota to suspended sediments.

A Review and Recent Records of the Bigeye Shiner, Notropis boops (Cyprinidae), in Ohio

Article

Jun 1998
OHIO J SCI

The bigeye shiner (Notropis boops) is a common fish of upland. streams in the middle Mississippi River drainage. It prefers warm, quiet pools with clear water and silt-free substrates. It is threatened in Ohio, which is on the northern edge of its range, and since 1941 has been collected in only a few streams in the southwestern part of the state. In order to assess the current status of the bigeye shiner in Ohio, we examined the extensive stream fish data base for the whole state. We then conducted seining surveys from 1985-1995 to more fully document the distribution of bigeye shiners in the six stream systems Fn which they had been reported since 1941. The largest populations were found in Turkey Creek and the Sunfish Creek system, which have mostly forested watersheds, clear water, and silt-free substrates. Smaller populations were found in O'Bannon Creek and the White Oak Creek system. Both these systems have agriculturalized watersheds, and the O'Bannon Creek watershed is affected by urban construction activities. Both systems experience heavier silt loading and have more turbid water and siltier substrates. We were unable to find bigeye shiners in Paddy's Run Creek and Scioto Brush Creek, where they had been reported in the 1970s. Siltation, gravel dredging and channelization are the major factors which threaten the remaining populations of bigeye shiners in southern Ohio.

Effects of deposited sand on ova survival and alevin emergence in brown trout (Salmo trutta L.)

Article

Nov 1988
Arch Hydrobiol

Observations on the spawning behaviour of the grayling Thymallus thymallus

Article

Jan 1955

The effect of sand-pit washings on a stream fauna

Article

Jan 1961

J.D. Hamilton

Erosion silt as a factor in aquatic environments

Article

Jan 1936
ECOLOGY

M.M. Ellis

Effekter av grumling och sedimentation på fauna i strömmande vatten - En litteratursammanställning

Recommendations

Ivermektins påverkan på organismer i vatten och sediment

Acute effects of suspended sediment angularity on juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch)

Guide to Selection of Sediment Targets for Use in Idaho TMDLs

Impact Assessment Model for Clear Water Fishes Exposed to Excessively Cloudy Water

A Reconnaissance Survey of the Source of Interstitial Fine Sediment Recovered From Salmonid Spawning...

QUANTITATIVE ASSESSMENT OF SUSPENDED SEDIMENT CONCENTRATION ON COHO SALMON IN FRESHWATER CREEK