Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011

Transkript

1 Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 med särskilt fokus på flodkräftornas problem Högsommaridyll vid Humlesjön en av de sista utposterna för svensk flodkräfta En rapport av Heléne Annadotter & Johan Forssblad Regito Research Center on Water and Health I samarbete med och på initiativ av Humlesjöns Fiskevårdsområdesförening Regito AB! Ubbaltsvägen 1" SE Vittsjö" water@regito.com

2 Hässleholms kommun Tekniska avdelningen Rapport v01 (50 sidor) Första upplagan 2012 Regito AB Denna rapport kan beställas i tryckt eller elektronisk form från: Regito AB Ubbaltsvägen 1 SE Vittsjö E-post: water@regito.com Ytterligare rapporter och mätvärden finns på webben: Figur 1, framsidan Båtplatsen vid Humlesjön Foto: Johan Forssblad. Alla foton angiven fotograf. ISBN v01

3 INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING! 7 BAKGRUND OCH HISTORIK! 8 Sjöns morfometri och avrinningsområde!... 8 Vattenväxter!... 8 Flodkräftor!... 8 Fisksamhället!... 8 Tidigare uppmätta parametrar i Humlesjön!... 9 METODER! 10 Provtagning! Provtagningsplatser! Vattenkemi! Detektionsgränser! Växtplankton! Djurplankton! Ekolodning! RESULTAT! 13 Fysikaliska parametrar! Sjövattnets temperatur! Sjövattnets syrgashalt! Sjövattnets ph! Sjövattnets ledningsförmåga! Sjövattnets salthalt! Vattendragens ph! Siktdjupspåverkande parametrar! Siktdjup! Klorofyll a! Turbiditet! Färgtal! Järn! Kemisk syreförbrukning (COD)! Totalt organiskt kol (TOC)! Kemiska parametrar! Fosforfraktioner och sulfat! Totalfosfor! Fosfatfosfor! Sulfat! v01

4 Kvävefraktioner! Totalkväve! Ammoniumkväve! Nitrat+nitritkväve! Metaller och halogenider (exkl. järn)! Aluminium! Något om aluminium! Arsenik! Bly! Bor! Fluorid! Kadmium! Kalcium! Kalium! Kisel! Något om kisel! Klorid! Kobolt! Något om kobolt! Koppar! Krom! Kvicksilver! Mangan! Något om mangan! Natrium! Nickel! Selen! Strontium! Titan! Uran! Vismut! Zink! Biologiska undersökningar! Växtplankton! Djurplankton! Biomassa av mindre djurplankton (hjuldjur)! Antal av mindre djurplankton! Biomassa av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor)! Antal av större djurplankton! DISKUSSION! 29 Kraftig försämring av siktdjupet i Humlesjön sedan slutet av förra seklet! Ökning av färgtalet i Humlesjön! Ökning av färgtalet när siktdjupet minskade! v01

5 Fördubbling av färgtalen jämfört med ! Järn i Humlesjön och sjöns tillflöden! EPA:s gränsvärde för järn överskrids i Humlesjön och i tillflödena! Järn i Humlesjön nu jämfört med tidigare! Järnhalten i Humlesjön jämfört med tolv andra sjöar! Järn tar ljus både från alger och bottenväxter! Järnets absorption av ljus påverkar värmeförhållandena i bruna sjöar! Kräftorna i Humlesjön! Varför är järn en fara för kräftor och andra vattenlevande organismer?! Järnfällningar på vattenväxter! Brist på föda till kräftorna?! Är aluminium en hälsofara i Humlesjön?! Låg syrgashalt problem för kräftor! ph vattnet för surt för kräftor?! Kalcium! Bidrar rovfisken till att kräftorna inte etableras?! Gonyostomum en fara för kräftor!! Alger kan döda kräftor! Brunt vatten och fisk! Varför blir det syrebrist i sjöar med brunt vatten?! Gränsvärden för syrgashalter rörande fisk! Fiskens syrebehov ökar på sommaren! Brunnsvattenundersökning 2012! Undersökning av tolv brunnsvatten och två kräftdammars vatten! ph! Järnhalt! Manganhalt! Effekter av ovanstående vatten! Lågt ph-värde! Hög järnhalt! Hög manganhalt! Rekommendationer! Slutsatser om Humlesjön! TILLKÄNNAGIVANDE! 44 REFERENSER! 45 BILAGOR! 47 Bilaga 1 Provfisken! ORDLISTA! v01

6 v01

7 SAMMANFATTNING Denna rapport är en sammanställning och utvärdering av analysresultaten från fyra provtagningar under 2011 i Humlesjön, sjöns tillflöden och utflöde på uppdrag av Humlesjöns fiskevårdsområdesförening och med ekonomiskt stöd av Tekniska avdelningen, Hässleholms kommun. Kemiska, biologiska och fysikaliska faktorer har undersökts inklusive ett stort antal metaller. Siktdjupet i Humlesjön varierade mellan 0,5 1,2 m. Detta klassas som mycket litet siktdjup. Färgtalet i Humlesjöns ytvatten varierade mellan 76 och 150 mg Pt/l. Detta klassas som betydligt till starkt färgat vatten. ph i Humlesjön varierade mellan 6,0 och 7,0. I tillflödena uppmättes ph-värden mellan 4,2 och 6,2. På grund av dessa sura tillflöden måste kalkningen fortsätta! De låga ph-värdena kan vara en förklaring till problemen för kräftorna och de höga halterna av metaller som förekom. Totalt organiskt kol uppmättes till mellan 17 och 21 mg/l i Humlesjön. (>16 mg/l klassas som mycket hög koncentration.) Höga halter, mg/l uppmättes i bäcken vid badplatsen och i Fadahultsbäcken. Halterna av COD, kemiskt syreförbrukande ämnen, var extremt hög i Fadahultsbäcken; 360 mg/l. Halter högre än 16 mg/l betecknas som mycket hög koncentration. Samtliga mätpunkter överskred denna gräns utom sjöns ytvatten som hade 15 mg/l. Järnhalterna i Humlesjön var mellan 0,60 och 3,2 mg/l. Detta är höga järnhalter jämfört med andra svenska sjöar. De höga järnhalterna i sjön beror sannolikt på att några tillflöden; bäcken vid badplatsen och Fadahultsbäcken tillför vatten med höga mycket järnhalter (17 54 mg/l). Manganhalten i Humlesjön var starkt förhöjd med värden mellan 0,37 och 2,7 mg/l. Växtplanktonbiomassan var otillfredsställande hög med dominans av den slemmiga algen Gonyostomum semen eller cyanobakterien Aphanizomenon klebahnii. Under perioden med dominans av Gonyostomum var hjuldjuret Asplanchna priodonta det djurplankton som hade högst biomassa. Detta djurplankton äter Gonyostomum men inte i sådana mängder att algens förekomst kan begränsas. Halterna av de farliga tungmetallerna kadmium, bly, arsenik, koppar, krom och nickel var låga i sjön och i tillflödena. Kvicksilver var inte detekterbart, varken i sjön eller i tillflödena. Siktdjupsmätningar i Humlesjön mellan 1978 och 2011 visar på en kraftigt nedåtgående trend i siktdjupet. Denna försämring startade i slutet av 1998, året innan kräftorna försvann. Innan 1998 uppmättes siktdjup sommartid mellan 1,4 och 2,4 m.från och med 1998 har siktdjupet varierat mellan 0,5 och 1,3 m. Först under 1999 uppmättes siktdjup lägre än 1,0 m. Syrgashalten var låg på Humlesjöns botten och i de flesta av tillflödena. Svensk flodkräfta har optimal tillväxt vid syrgashalter högre än 5 mg/l. Syrgashalter lägre än 3,2 mg/l anses vara skadligt för flodkräftan. De låga syrgashalterna vid Humlesjöns botten kan vara en faktor som gör att flodkräftorna inte trivs. De höga biomassorna av den slemmiga algen Gonyostomum kan täppa till gälarna på kräftorna och lägga sig som ett kvävande slemskikt över rommen. På grund av de höga järnhalterna bildas järnhydroxid som också kan skada kräftorna. Sedan mitten av 1990-talet, då det fanns gott om kräftor i Humlesjön, har det inträffat flera förändringar som kan vara orsaken till att kräftorna inte trivs längre: Låg syrgashalt vid bottnen, slemalger och slemmig järnhydroxid. Dricksvatten från tolv fastigheter med egen brunn i området analyserades med avseende på ph, järn och mangan. Elva av dem fick anmärkningar och den tolfte var ett gränsfall! Nio fick anmärkning på för lågt ph (<6,5). ph ned till 5,4 förekom. Fyra hade för hög järnhalt (>0,5 mg/l). En hade för hög manganhalt (>0,3 mg/l) v01

8 BAKGRUND OCH HISTORIK Sjöns morfometri och avrinningsområde Humlesjön Tabell 1, mellan Bjärnum och Röke i norra Skåne, är en välbesökt badsjö med fina sandstränder. Avrinningsområdet (Figur 3)består av myrmark, skogsmark och lite jordbruksmark. Sjön försörjs till stor del med grundvatten men det finns sex mindre tillflöden och diken som tillför vatten till sjön. Humlesjön avvattnas via ett utflöde i västra delen av sjön. Utflödet rinner vidare till Röke å som senare möter Hörlingeån innan den rinner vidare ut i Almaån, Helgeå och Hanöbukten. Tabell 1. Data om Humlesjön (Skånes länsstyrelse). Latitud & Longitud N E Altitud, m ö.h. [m] 130 Areal [km 2 ] 0,77 Maximalt djup [m] / Medeldjup [m] 4,1 / 2,1 Avrinningstal [l/s* km 2 ] 14 Årlig avrinning [Mm 3 ] 1,39 Teoretisk omsättningtid [år] 0,51 Strandlinjelängd, inklusive öar [m] 2660 Vattendrag Helgeå Avrinningsområde [km 2 ] 3,2 Vattenväxter Växterna i och runt sjön har dokumenterats i en utomordentlig flora, Humlesjös Flora, av Johanna Emgård. Eftersom vattnet i Humlesjön är starkt brunfärgat är det brist på ljus vid bottnen över stora delar av sjön. Vid strandkanten har dock Emgård (2009) dokumenterat notblomster (Lobelia dortmanna), strandpryl (Plantago uniflora) och vekt braxengräs (Isoetes echinospora). Flodkräftor Humlesjön är påverkad av försurning och har kalkats sedan Sjön har tidigare räknats till en av Skånes finaste rekreationssjöar och hade fram till 1999 ett livskraftigt bestånd av svensk flodkräfta. Under 1999 försvann hela kräftbeståndet utan att kräftpest konstaterades. Återinplantering av svensk flodkräfta har skett i samråd med länsstyrelsen. Provfisken har visat att det fanns enstaka flodkräftor i sjön under Humlesjöns vatten var då mycket kraftigt brunfärgat (336 mg Pt/l) och algsamhället dominerades av cyanobakterier och slemalgen Gonyostomum. Fisksamhället Det har utförts fyra provfisken; 1998, 2001, 2005 och 2011 (Tabell B1). Fem olika fiskarter har fångats nämligen mört, abborre, sutare, gädda och braxen. Vid provfisket 2011 utgjorde mört 50 %, abborre 38 %, braxen 10 % och gädda 2 % av biomassan. Under 2012 kommer en utvärdering av fisksamhället i Humlesjön att ske av länsstyrelsen ( Jan-Inge Månsson, pers. medd ) v01

9 Tidigare uppmätta parametrar i Humlesjön Tabell 2. Tidigare uppmätta parametrar i Humlesjön. År Datum Temperatur [ C] 16,2 18,2 19,2 17,6 10,2 25,0 Siktdjup [m] 1,70 1,40 1,65 1,85 1,80 2,40 ph 7,42 7,13 7,28 7,6 Alkalinitet, [mmol/l] 0,214 Vattenfärg [mg!pt/l] Totalfosfor 0,027 0,018 0,019 Tot-N 0,35 0,445 0,470 Nitratkväve <0,1 0,047 0,007 Ammoniumkväve 0,008 0,002 Fosfatfosfor 0,006 0,003 0,003 Salthalt [ ] 0,06 Ledningsförmåga [µs/cm] Fe 0,304 0,334 2,4 Hårdhet [mg/l / dh ] 10/1,4 Ca 1,3 BOD7 [mg O2/l] <3 CODMN [mg O2/l] 11 Syrgashalt 7,6 Syrgasmättnad [%] 85 Klorofyll [µg/l] 3,4 Växtplankton Dominant 1 Växtplankton Dominant 2 Växtplankton Dominant 3 Övrigt Referens Closterium acutum var. variabile Woronichini a naegeliana Tabellaria fenstrata Holmer (1995) Cronberg & Annadotter (1997) Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Dinobryon sp. Svag algblomning Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Chroocossus dispersus Svag algblomning Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Microcystis aeruginosa Gonyostomum semen Chlamydo monas Trachelom onas Ingen algblomning Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Closteriu m Cryptom onas Svag algblomning Ingen algblomning Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Tamara & Emil Molvay Gatukontoret Aulacoseira Gonyostomum semen Woronichini a naegeliana Regito (2009) v01

10 METODER I detta kapitel redovisas främst hur provtagning och analyser har utförts men inga resultat eller upptäckter. Provtagning Under 2011 undersöktes Humlesjön 11 juli, 28 juli, 31 augusti och 30 september. Figur 2. Vid den sista provtagningen 2011 den 30 september hade björkarna fått fina höstfärger. Foto: Heléne Annadotter. Vattenprov insamlades över sjöns djuphåla (Figur 4) med Limnoshämtare från ytan och bottnen. Bottenprovet togs cirka 0,5 m ovanför sedimentytan. Sjöns djuphåla markerades med en boj på 3,8 m djup. Vid provtagningen loggades ph, syre, konduktivitet och temperatur för varje meters djup med en Hanna HI 9828 logger. Parametrarna loggades även ca 0,1 m över bottnen samt i sedimentet. Siktdjupet mättes med en vit siktskiva, diameter 20 cm, utan vattenkikare men i skugga. Prov insamlades för växtplankton, djurplankton, färgtal, klorofyll a och vattenkemi. Provtagning för kemiska och fysikaliska parametrar, inklusive ett stort antal metaller, har även skett i tillflödena (Figur 3) v01

11 Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Provtagningsplatser Tio olika provtagningspunkter (Tabell 3) togs ut. Provtagning skedde i de sex tilloppen med nämnvärt vattenflöde, två punkter i sjön samt i utloppet. Tabell 3. Provtagningsplatser vid Humlesjön. P4 var uttorkad vid samtliga tillfällen. Provpunkt Provtagningsplats P 1 I sjön vid Djuphålan där provtagning skedde regelbundet vid ytan och bottnen 2 10 m rakt ut från båtplatsen i Olanders vik Longitud/Latitud [WGS84] N 56 15,148ʼ E ,557ʼ N 56 15,25ʼ E ,32ʼ 3 Fadahultsbäcken N 56 15,19ʼ E ,98ʼ 4 Bäck vid sjötäppet (ofta uttorkad) N 56 15,28ʼ E ,95ʼ 5 Liten bäck vid Bollevik N 56 15,44ʼ E ,77ʼ 6 Utloppet N 56 15,26ʼ E ,31ʼ 7 Bäck vid Tommy Nilssons N 56 15,04ʼ E ,14ʼ 8 Källa vid Sven-Åkes N 56 15,03ʼ E ,36ʼ 9 Källa vid Badstrandsvägen N 56 15,00ʼ E ,52ʼ 10 Bäck vid badplatsen N 56 15,13ʼ E ,94ʼ Norremosse Lergravaretorpet P5 P6 P2 P1 Humlesjön P7 P4 Fadahult P3 P10 P8 Humlesjö P m Figur 3. Karta/flygfotohybrid över området kring Humlesjön. De tio provtagningspunkterna är markerade med röda stjärnor och provpunktsnummer. Vattendragen är blå. Karta tillhandahållen av Stadsbyggnadskontoret, Hässleholms kommun. Bearbetad av Johan Forssblad v01

12 Vattenkemi Hälften av provvattenvolymerna (1 liter) filtrerades genom GF/C-filter. De filtrerade proven analyserades med avseende på färgtal, sulfat, fosfat, ammonium och nitrat. De ofiltrerade proven analyserades med avseende på totalkväve, totalfosfor, COD Cr (kemisk syreförbrukning), TOC (totalt organiskt kol) och totaljärn. Dessutom analyserades ett stort antal metaller efter uppslutning med syra. Vattenkemiska analyser utfördes av Eurofins, Lidköping. Detektionsgränser Ibland har något ämne funnits i så låg koncentration att det blivit svårt för laboratoriet att mäta det med bibehållande av specificerad noggrannhet. Olika anlitade laboratorier har olika detektionsgränser som dessutom kan variera med använd utrustning och spädning av olika prov. Mätresultat angivna typ <0,01 innebär att resultatet var mindre än 0,01, eventuellt ända ned till 0. Växtplankton Ett blandat vattenprov på 5 liter insamlades mellan ytan och 2 meters djup. 100 ml av vattenprovet konserverades med sur Lugols lösning (jodjodkaliumlösning med isättika) i samband med provtagningen. De konserverade proven fick sedimentera i 2, 5 eller 10 ml planktonkammare. Proven undersöktes kvantitativt i omvänt mikroskop (Nikon Diaphot). De dominerande arterna räknades och deras biomassa kalkylerades enlig Cronberg (1982). Djurplankton Ett blandat vattenprov på 5 liter insamlades mellan ytan och 3 meters djup. Provvattnet filtrerades sedan genom 45 resp. 150 µm planktonnät och koncentrerades till två 90 ml djurplanktonprov. 10 ml formalin (40 %) tillsattes till en slutlig koncentration av 4 %. Proven fick sedimentera i 2, 5 eller 10 ml planktonkammare. Biomassorna beräknades enligt formler i Hansen med flera (1992). Djurplankterna separerades med planktonnäten i mindre och större djurplankton. Gruppen mindre djurplankton består av hjuldjur (rotatorier) medan gruppen större djurplankton består av hoppkräftor och hinnkräftor. Ekolodning En översiktlig ekolodning gjordes för att hitta djuphålan för provtagning. Använt ekolod med inbyggd GPS plotter var ett Lowrance HDS-8 med LSS-1 StructureScan v01

13 RESULTAT Fysikaliska parametrar Nedanstående resultat loggades med HI 9828 instrumentet genom att sänka ned en mätsond till olika djup över djuphålan (Tabell 4 Tabell 7) samt genom att mäta mitt i bäckarna (Tabell 8). Sjövattnets temperatur Den högsta uppmätta temperaturen under någon av de fem provtagningarna var 22,4 C i ytvattnet 11 juli (Tabell 4). Då var vattnet kraftigt skiktat med drygt 6 C varmare ytvatten än bottenvatten. Lägst temperatur i ytvattnet uppmättes 30 september med 15,3 C (Tabell 7). Den högsta temperaturen i bottenvattnet, 17,4 C, uppmättes 28 juli (Tabell 5) och den lägsta temperaturen i bottenvattnet var 13,9 C den 30 september (Tabell 7). Sjövattnets syrgashalt Vid provtagningen 11 juli uppmättes låga syrgashalter samt syrgasbrist från två meter och ned till bottnen på 3,5 m djup (Tabell 4). Vid en syrgashalt på under 5 mg/l riskerar fiskarna att påverkas eller skadas. Syrgashalt lägre än 1 mg/l betraktas som dödlig syrgashalt för fiskar. Syrgashalten var lägre än 1 mg/l från 3 m och nedåt. Vid nästa provtagning 28 juli var syrgassituationen förbättrad men syrgashalterna var lägre än 5 mg/l från två meter och nedåt (Tabell 5). 31 augusti var syrgashalterna högre och syrgashalterna var högre än 5 mg/l ned till 3 m djup (Tabell 6). 30 september var syrgasförhållandena ytterligare något bättre och syrgashalten var 4,9 mg/l i bottenvattnet (Tabell 7). Figur 4. Nicklas Carlsson utför syrgasmätning vid provtagningspunkt P1 över Djuphålan, Humlesjön. Foto: Johan Forssblad, Sjövattnets ph ph i Humlesjön (ytan) varierade under säsongen (Tabell 4 Tabell 7). ph var 6,80 6,83 vid provtagningarna i juli och 6,36 i augusti. I september var ph vid ytan endast 6,04. Vid bottnen varierade ph mellan 6,05 (september) och 6,96 (11 juli). Sjövattnets ledningsförmåga Parametern konduktivitet mäter vattnets elektriska ledningsförmåga. Konduktiviteten var låg, vilket beror på en låg förekomst av joner i vattnet. Konduktivitetsvärden mellan µs/cm uppmättes i ytvattnet (Tabell 4 Tabell 7). Vid riksinventeringen av svenska sjöar år 2000 hade sjöarna med lägst konduktivitet 16,5 µs/cm medan sjöarna med högst konduktivitet hade över 139 µs/cm (Bydén med flera., 2003) v01

14 Sjövattnets salthalt Konduktiviteten indikerade en salthalt vid ytan som högst 0,03 och som lägst 0,01 (Tabell 4 Tabell 7). Tabell 4. Parametrar loggade på olika djup i Humlesjön Högst temperatur vid ytan av provtagningarna. Vattnet är kraftigt skiktat med en temperaturdifferens på drygt 6 C mellan ytan och bottnen. Plats Datum Vecka Djup [m] Temp. [ C] Syremättnad [%] Syrgashalt ph Resistans Konduktivitet [MΩcm] [ms/cm 2 ] [µs/cm] P0-Djuphålan ,45 81,5 6,98 6,83 0,0188 0, ,027 0, botten sed TDS [ppt] Salthalt 22,24 82,3 7,08 6,77 0,0185 0, ,027 0,03 20,56 21,7 1,93 6,16 0,0169 0, ,030 0,03 16,57 0,0 0,00 6,68 0,0096 0, ,052 0,05 16,22 0,0 0,00 6,96 0,0080 0, ,062 0,07 16,44 0,0 0,00 7,09 0,0061 0, ,082 0,09 Tabell 5. Parametrar loggade på olika djup i Humlesjön Högst temperatur vid bottnen av provtagningarna. Plats Datum Vecka Djup [m] Temp. [ C] Syremättnad [%] Syrgashalt ph Resistans Konduktivitet [MΩcm] [ms/cm 2 ] [µs/cm] P0-Djuphålan ,28 83,0 7,55 6,80 0,0164 0, ,031 0, botten sed TDS [ppt] Salthalt 19,28 83,3 7,58 6,79 0,0161 0, ,031 0,03 17,66 51,7 4,86 6,25 0,0158 0, ,032 0,03 17,44 32,1 3,03 6,10 0,0152 0, ,033 0,03 17,40 28,7 2,72 6,15 0,0142 0, ,035 0,04 17,27 0,0 0,00 6,84 0,0083 0, ,060 0,06 Tabell 6. Parametrar loggade på olika djup i Humlesjön Vattnet var omblandat med ungefär samma egenskaper på alla djup utom i sedimentet där det som vanligt var fullständigt syrgasfritt. Plats Datum Vecka Djup [m] Temp. [ C] Syremättnad [%] Syrgashalt ph Resistans Konduktivitet [MΩcm] [ms/cm 2 ] [µs/cm] P0-Djuphålan ,59 71,9 6,87 6,36 0,0233 0, ,021 0, botten sed TDS [ppt] Salthalt 16,59 69,7 6,66 6,27 0,0230 0, ,022 0,02 16,56 71,2 6,80 6,26 0,0230 0, ,022 0,02 16,41 69,4 6,65 6,23 0,0231 0, ,022 0,02 16,26 45,7 4,40 6,21 0,0218 0, ,023 0,02 16,32 0,0 0,00 6,96 0,0097 0, ,052 0,05 Tabell 7. Parametrar loggade på olika djup i Humlesjön Plats Datum Vecka Djup [m] Temp. [ C] Syremättnad [%] Syrgashalt ph Resistans Konduktivitet [MΩcm] [ms/cm 2 ] [µs/cm] P0-Djuphålan ,27 62,7 6,27 6,04 0,0327 0, ,015 0, botten sed TDS [ppt] Salthalt 15,17 60,9 6,11 6,04 0,0304 0, ,016 0,02 14,46 62,3 6,34 6,03 0,0287 0, ,017 0,02 13,93 51,4 5,29 6,01 0,0270 0, ,019 0,02 13,92 47,9 4,94 6,05 0,0258 0, ,019 0,02 13,92 0,0 0,00 6,71 0,0093 0, ,054 0,06 Vattendragens syrgashalt Syrgashalten (Tabell 8) var lägst i P3 och P5. Vid mätningen 11 juli var det total avsaknad av syrgas (0 mg/l) i både P3 (Fadahultsbäcken) och P5 (Bäck vid Bollevik). I de två andra tillflödena som det fanns vatten i vid den provtagningen uppmättes 7,94 mg syre/l i P9 (Källflöde Badstrandsvägen) och 5,73 mg/l i P10 (Bäck vid Badplatsen). Vid mätningen 30 september var det syrgasbrist i P3 men i P5 uppmättes en låg syrgashalt på 1,34 mg/l. Vid denna mätning rann det vatten i P7 (Bäck vid Tommy Nilssons) där det uppmättes låga 1,60 mg/l. I P9 och P10 var halterna 7,05 respektive 4,07 mg/l. Med undantag för källflödet på Badstrandsvägen var det låga eller inga uppmätbara syrgashalter i tillflödena runt Humlesjön v01

15 Figur 5. Nicklas Carlsson utför mätningar i provtagningspunkt P5, Bäck vid Bollevik. Foto: Johan Forssblad, Vattendragens ph Överlag var det låga ph i de tillrinnande bäckarna och dikena. Lägst ph, 4,2, uppmättes i P9 (Källflöde Badstrandsvägen) vid mätningen 30 september (Tabell 8) och 4,9 i 11 juli. ph i P10 (Bäck vid Badplatsen) hade 5,7 i juli och 5,4 i september. ph i P3 (Fadahultsbäcken) uppmättes till 5,7 i juli och till 5,8 i september. I P5 (Bäck vid Bollevik) var ph 5,4 respektive 5,3. Det högst uppmätta ph-värdet var 6,2 i P7 (Bäck vid Tommy Nilssons). Tabell 8. Parametrar loggade i olika vattendrag i förbindelse med Humlesjön P0 (Djuphålan) är med som jämförelse. Plats Tillägg Datum Vecka Temp. [ C] Syremättnad [%] Syrgashalt ph Resistans Konduktivitet [MΩcm] [ms/cm 2 ] [µs/cm] P0-Djuphålan Ytan ,45 81,5 6,98 6,83 0,0188 0, ,027 0,03 P10-Bäck vid Badplatsen ,01 56,2 5,73 5,66 0,0150 0, ,033 0,03 P2-Stellans båtplats 10 m ut ,75 82,6 7,03 6,80 0,0184 0, ,027 0,03 P3-Fadahultsbäcken ,81 0,0 0,00 5,66 0,0061 0, ,083 0,09 P5-Bäck vid Bollevik ,13 0,0 0,00 5,40 0,0110 0, ,046 0,05 P6-Utloppet ,98 89,1 7,28 6,73 0,0165 0, ,030 0,03 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,04 79,8 7,94 4,87 0,0168 0, ,030 0,03 P0-Djuphålan Ytan ,28 83,0 7,55 6,80 0,0164 0, ,031 0,03 P0-Djuphålan Ytan ,59 71,9 6,87 6,36 0,0233 0, ,021 0,02 P0-Djuphålan Ytan ,27 62,7 6,27 6,04 0,0327 0, ,015 0,01 P10-Bäck vid Badplatsen ,67 38,4 4,07 5,40 0,0193 0, ,026 0,03 P2-Stellans båtplats 10 m ut ,21 38,9 3,98 6,55 0,0524 0, ,010 0,01 P3-Fadahultsbäcken ,58 0,0 0,00 5,81 0,0258 0, ,019 0,02 P5-Bäck vid Bollevik ,35 12,8 1,34 5,29 0,0412 0, ,012 0,01 P6-Utloppet ,45 50,9 5,19 6,11 0,0278 0, ,018 0,02 P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,60 15,4 1,60 6,20 0,0193 0, ,026 0,03 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,03 67,2 7,05 4,23 0,0185 0, ,027 0,03 TDS [ppt] Salthalt v01

16 Siktdjupspåverkande parametrar Siktdjup Siktdjupet var som högst 1,2 m, vid provtagningen 11 juli. I slutet av månaden hade siktdjupet sjunkit till 1,0 m och i slutet av augusti till 0,80 m. Lägst siktdjup uppmättes i slutet av september, endast 0,5 m (Tabell 9). Siktdjup under 2,5 m klassas som Mycket litet siktdjup (Bydén med flera., 2003). Klorofyll a Klorofyll a är ett indirekt mått på algmängden. Klorofyll-halterna ökade succesivt i juli och augusti med värden på 31,9 (11 juli), 33,0 (28 juli) och 59,0 µg/l (31 augusti). Värdena i augusti tyder på näringsrik status medan augusti-värdet klassas som mycket näringsrikt (hypertrofi) (Tabell 9). I september hade klorofyll-halten minskat avsevärt till 7,3 µg/l. Klorofyll var högt även i bottenvattnet vilket tyder på att det där fanns mikroalger i höga halter. Turbiditet Turbitetetsvärdet anger hur grumligt vattnet är pga suspenderade partiklar, t ex slam, lera, plankton. mäter hur brunfärgat vattnet är. Ytvattnet hade 8,5 FNU vid mätningen 11 juli (Tabell 9). Natur vårdsverket klassar vatten med turbiditet >7 FNU som Starkt grumlat vatten. Det grumligaste vattnet fanns i P3(Fadahultsb ä c k e n ) d ä r 2 6 F N U uppmättes. P10 (Bäck vid Badplatsen) hade stra x därunder, 23 FNU. Figur 6. Provtagningspunkt P3, Fadahultsbäcken. Foto: Heléne Annadotter, Färgtal Färgtalet mäter hur brunfärgat vattnet är. Det högsta färgtalet, 350 mg Pt/l, uppmättes i P9 (Källflöde Badstrandsvägen) och i P10 (Bäck vid Badplatsen) (Tabell 9). Naturvårdsverket klassar vatten med färgtal 100 mg Pt/l som starkt färgat. Samtliga tillflöden hade färgtal som klassas som starkt färgade. Dessa vattendrag färgar sjön vars ytvatten i medeltal hade ett färgtal på 112 mg Pt/l. Färgtalets storlek påverkas av halten av humusämnen samt järn och mangan. Järn Halten av totaljärn vid sjöns yta varierade mellan 0,60 (11 juli) och 3,2 mg/l (30 september) (Tabell 9). Vid bottnen uppmättes högst järnhalt, 4,3 mg/l, i september. Vid de andra provtagningarna var järnhalten vid bottnen 1,7 (11 juli) och 2,6 mg/l (30 augusti). I riksinventeringen av svenska sjöar hade sjöarna med lägst järnhalt värden under 0,002 mg/l och de med högst järnhalt hade över 1,1 mg/l. Humlesjön har alltså mycket höga järnvärden v01

17 Högst järnhalt av tillflödena uppmättes i P3, Fadahultsbäcken, med 44 och 54 mg/l. Det fanns gott om järn även i de andra tillflödena. I P10 (Bäck vid Badplatsen) varierade järnhalten mellan 17 och 32 mg/l och i P5 (Bäck vid Bollevik) mellan 8,5 och 15 mg/l. I P9 (Källflöde Badstrandsvägen) uppmättes järnhalterna 2,6 och 3,4 mg/l. I utloppet (P6) varierade järn mellan 0,39 och 2,1 mg/l. I P7 (Bäck vid Tommy Nilssons) var järnhalten 3,0 mg/l. Kemisk syreförbrukning (COD) Kemisk syreförbrukning, COD, är ett mått på den mängd syrgas som förbrukas vid totaloxidation av samtliga lösta och suspenderade organiska föreningar till oorganiska slutprodukter. COD undersöktes 11 juli (Tabell 9). COD i sjön var 15 vid ytan, 19 vid bottnen och 17 mg/l i utloppet. Högst COD, 380 mg/l, uppmättes i P3, Fadahultsbäcken. I P5 (Bäck vid Bollevik), P10 (Bäck vid Badplatsen) och P9 (Källflöde vid Badstrandsvägen) var halterna av COD 160, 86 respektive 48 mg/ l. COD-halter högre än 16 mg/l betecknas som mycket höga koncentrationer. Totalt organiskt kol (TOC) TOC, är ett mått på organiskt material i vatten. TOC mäter kolinnehållet i vattnet både i löst och organiskt material. Värdet på TOC säger inte vilken typ av material som kolet finns i. Höga TOChalter kan bero på en hög växtplanktonbiomassa och/eller innehåll av humus. TOC i Humlesjön varierade mellan 17 (yta och botten, juni) och 21 mg/l (botten, september). I riksinventeringen år 2000 hade sjöarna med lägst TOC-halt värden under 4 mg/l och de med högst halt hade över 16 mg/l. Haltena av TOC är följaktligen mycket höga i Humlesjön. TOC mättes i tillflödena 30 september. Högst TOC uppmättes i P3 (Fadahultsbäcken); 120 mg/l. I detta tillflöde ligger kolet sannolikt huvudsakligen bundet i humus. Även P10 (Bäck vid Badplatsen) hade högt TOC; 110 mg/l. De övriga tillflödenas halt av TOC varierade mellan 18 (P7, Bäck vid Tommy Nilssons) och 41 mg/l (P9, Källflöde Badstrandsvägen) (Tabell 9). Tabell 9. Siktdjup och siktdjupspåverkande parametrar för Humlesjönsjön Plats Tillägg Datum Vecka [m] [µg/l] Turbiditet [FNU] Siktdjup Klorofyll Färgtal [mg Pt/l] Järn (total-) Fetot Kemisk syreförbrukn. COD P0-Djuphålan Ytan ,2 31,9 8,5 76 0,60 15 P0-Djuphålan Botten ,3 4,9 82 1,7 19 P3-Fadahultsbäcken P5-Bäck vid Bollevik , ,5 160 P6-Utloppet ,6 79 0,39 17 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,6 48 P10-Bäck vid Badplatsen P0-Djuphålan Ytan ,0 33,0 90 2,4 17 P0-Djuphålan Botten ,9 90 2,1 17 P0-Djuphålan Ytan ,80 59, ,8 18 P0-Djuphålan Botten , ,6 18 P0-Djuphålan Ytan ,5 7, ,2 20 P0-Djuphålan Botten , ,3 21 P3-Fadahultsbäcken P5-Bäck vid Bollevik P6-Utloppet ,1 21 P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,9 99 3,0 18 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,4 41 P10-Bäck vid Badplatsen Tot. org. kol TOC v01

18 Kemiska parametrar Fosforfraktioner och sulfat Totalfosfor Totalfosfor i Humlesjön varierade vid ytan mellan 0,024 mg/l (28 juli) och 0,030 mg/l (31 augusti) (Tabell 10). Totalfosfor vid bottnen var som högst i september (0,030 mg/l) och som lägst i juli (0,020 mg/l). I riksinventeringen av svenska sjöar år 2000 låg sjöarna med de lägsta totalfosforhalterna under 0,0125 mg/l och de högsta låg över 0,100 mg/l. Totalfosforhalter mellan 0,025 och 0,050 mg/l, maj oktober, klassas som höga värden. Värden mellan 0,0125 och 0,025 mg/l klassas som måttligt höga. Totalfosfor i flera av tillflödena var relativt höga. Högst halt uppmättes i P3 (Fadahultsbäcken) med 0,190 mg/l och lägst halt i P9 (Källflöde Badstrandsvägen) med 0,050 mg/l. Fosfatfosfor Fosfatfosfor i sjön var lågt vid samtliga mätningar (Tabell 10). Högst halt uppmättes vid de två provtagningarna i juli med 0,0020 mg/l. I september var fosfatfosfor under detektionsgränsen 0,0010 mg/l. Högst fosfatfosforhalt, 0,018mg/l, uppmättes i P7 (Bäck vid Tommy Nilssons) och lägst i P10 (Bäck vid Badplatsen) med 0,0013 mg/l. Sulfat Sulfat i Humlesjön vid ytan varierade mellan 8,3 (28 juli) och 10 mg/l (augusti) (Tabell 10). Vid bottnen varierade sulfat mellan 7,5 (11 juli) och 10 mg/l (september) (Tabell 11). Sulfat i tillflödena varierade mellan 3,6 mg/l i P10 (Bäck vid Badplatsen, september) och <1 mg/l (P3, P5 och P10, 11 juli). De flesta sjöar har sulfathalter mellan 5 och 30 mg/l (Wetzel, 2001) med ett genomsnittsvärde på 11 mg/l. Tabell 10. Undersökta fosforfraktioner och sulfat för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Totalfosfor Ptot Fosfat PO4 Fosfatfosfor PO4-P P0-Djuphålan Ytan ,0020 8,9 P0-Djuphålan Botten ,0010 7,5 P10-Bäck vid Badplatsen ,0060 <1 P3-Fadahultsbäcken ,0040 <1 P5-Bäck vid Bollevik ,0080 <1 P6-Utloppet ,0010 9,0 P9-Källflöde Badstrandsvägen , P0-Djuphålan Ytan ,024 0,0020 8,3 P0-Djuphålan Botten ,020 0,0020 8,5 P0-Djuphålan Ytan ,030 0, P0-Djuphålan Botten ,027 0,0013 8,0 P0-Djuphålan Ytan ,025 <0,0010 9,8 P0-Djuphålan Botten ,030 <0, P10-Bäck vid Badplatsen ,063 0,0013 3,6 P3-Fadahultsbäcken ,19 0,0047 1,4 P5-Bäck vid Bollevik ,075 0,0038 3,4 P6-Utloppet ,024 0,0010 9,7 P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,084 0,018 2,5 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,050 0,012 3,5 Sulfat SO v01

19 Kvävefraktioner Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Totalkväve Högst totalkvävehalt (0,81 mg/l) uppmättes vid bottnen i september och lägst halt (0,49 mg/l) vid bottnen i augusti (Tabell 11). Vid ytan varierade halterna mellan 0,55 och 0,75 mg/l. I tillflödena var totalkväve högst i P3 (Fadahultsbäcken) med 2,1 mg/l och som lägst i P7 (Bäck vid Tommy Nilssons) med 1,1 mg/l. Totalkväve-halter i sjöar, maj oktober, klassas som höga om de ligger mellan 0,625 och 1,250 mg/l. Halter mellan 0,300 och 0,625 mg/l klassas som måttligt höga. Humlesjön ligger alltså på gränsen mellan måttligt höga och höga. Ammoniumkväve Ammoniumkväve i sjön varierade mellan 0,011 mg/l (botten, augusti) och 0,15 mg/l (bottnen, september). Vid ytan var halterna mellan 0,014 (augusti) och 0,14 mg/l (september). Ammoniumkväve i tillflödena varierade mellan 1,0 mg/l i P5 (Bäck vid Bollevik) och 0,024 mg/l i P3 (Fadahultsbäcken) Tabell 11. Nitrat+nitritkväve Nitrat-nitrithalt detekterades endast i ett vattenprov, ytan 11 juli, med 0,13 mg/l (Tabell 11). I övriga vattenprov var nitrat+nitrit-halten ej detekterbar, alltså lägre än 0,1 mg/l. I tillflödena var halten högst, 0,34 mg/l, i P10 (Bäck vid Badplatsen) och som lägst under detektionsgränsen (<0,1 mg/l) i P3 (Fadahultsbäcken). Tabell 11. Undersökta kvävefraktioner för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Totalkväve Ntot Ammoniumkväve NH4-N Nitrit NO2 Nitritkväve NO2-N Nitratkväve NO3-N Nitrit+ nitratkväve NO2-N + NO3-N P0-Djuphålan Ytan ,014 <0,002 <0,10 <0,10 P0-Djuphålan Botten ,14 <0,002 <0,10 <0,10 P10-Bäck vid Badplatsen ,29 <0,002 <0,10 0,11 P3-Fadahultsbäcken ,19 <0,002 <0,10 <0,10 P5-Bäck vid Bollevik ,0 <0,002 <0,10 0,11 P6-Utloppet ,012 <0,002 <0,10 0,14 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,066 <0,002 0,13 0,12 P0-Djuphålan Ytan ,55 0,019 0,13 P0-Djuphålan Botten ,50 0,016 <0,10 P0-Djuphålan Ytan ,55 0,014 <0,10 P0-Djuphålan Botten ,49 0,011 <0,10 P0-Djuphålan Ytan ,75 0,14 <0,10 P0-Djuphålan Botten ,81 0,15 <0,10 P10-Bäck vid Badplatsen ,0 0,17 0,34 P3-Fadahultsbäcken ,1 0,024 0,17 P5-Bäck vid Bollevik ,7 0,39 0,16 P6-Utloppet ,67 0,14 0,14 P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,1 0,060 0,013 0,0040 0,30 0,31 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,3 0,17 0,28 Metaller och halogenider (exkl. järn) Aluminium Aluminiumhalten i sjön var 0,081 mg/l vid ytan och 0,067 vid bottnen (Tabell 12). Halterna i tillflödena låg mellan 2,0 mg/l (Fadahultsbäcken) och 0,57 mg/l (Bäck vid Tommy Nilssons). Lägst halt uppmättes i utloppet med 0,033 mg/l. Som jämförelse är gränsvärdet för dricksvatten från större vattenverk 0,1 mg/l och från egen brunn 0,5 mg/l för att inte medföra anmärkning. Samtliga undersökta tillflöden överskrider de gränsvärdet för dricksvatten. Vid riksinventeringen av svenska sjöar år 2000 hade sjöarna med de lägsta alumniumhalterna värden under 0,0104 mg/l och de sjöar som hade högst låg över 0,265 mg/l v01

20 Något om aluminium Aluminium kan liksom trevärt positivt järn bilda vattenhaltiga hydroxider. Dessa kan lägga sig som gelé på gälar och rom och hindra andning respektive kläckning, det vill säga påverka djurlivet negativt i sjön. Fenomenet är känt från sura sjöar under talen (Bertills et al 1995). Aluminium är den metall som återfinns till högst halt (8 %) i jordskorpan. Den förekommer främst i bunden form så länge ph i marken håller sig över 5,5 och är därigenom i det närmaste otillgänglig för växter och djur. Genom att trevärt positivt laddade aluminiumjoner successivt frigörs vid sjunkande ph-värden, oftast under 5,5 och ner mot 4,4, kan dessa ingripa i det biologiska livet. Aluminium och järn har mycket likartad kemi, då båda ämnena kan förekomma som tre-värt positiva joner, Fe 3+ och Al 3+. Båda bildar i denna form vattenhaltiga, géléartade hydroxider, vid ph-värden nära eller över neutralt, ph 7. Detta används bland annat i järnfilter för brunnar och kommunala vatten, då järn oxideras till trevärt positivt, för att sedan fångas i behållaren mellan partiklar. Även aluminium reduceras vid denna åtgärd, trots att det inte var avsikten. Arsenik Arsenikhalter högre än 0,01 mg/l i dricksvatten medför att vattnet förklaras otjänligt. Sjövattnet låg avsevärt lägre, mellan 0,00075 och 0,00083 mg/l (Tabell 12). Den högsta halten, 0,010 mg/l, uppmättes i Fadahultsbäcken och låg precis på gränsvärdet. I de andra tillflödena var halterna betydligt lägre. I riksinventeringen av svenska sjöar låg arsenik mellan 0,00002 och 0,007 mg/l. Bly Bly (Tabell 12), var detekterbart i samtliga prov. Den högsta halten, 0,0073 mg/l, uppmättes i Fadahultsbäcken. I övriga tillflöden låg bly mellan 0,00062 (Bäck vid Tommy Nilssons) och 0,0040 mg/l (Källflöde Badstrandsvägen). Halt 0,01 mg/l i dricksvatten medför att vattnet förklaras otjänligt. Blyhalterna i sjön var 0,0014 vid ytan och 0,0013 vid bottnen. I riksinventeringen av svenska sjöar låg bly mellan 0, och 0,003 mg/l. Lägst blyhalt uppmättes i utflödet; 0,00043 mg/l. Bor Halt 1 mg/l i dricksvatten från vattenverk medför att vattnet förklaras otjänligt. Samtliga prov i området låg långt under denna gräns (Tabell 12). Källflödet vid Badstrandvägen hade högst halt, 0,0094 mg/l, vilket endast är ca 1 % av gränsvärdet. Fluorid Samtliga fluoridhalter låg under alla olika gränser för dricksvatten som förekommer, t ex den lägsta gränsen, 1,3 mg/l, som kan ge anmärkning på eget brunnsvatten. Högst fluoridhalt uppmättes i Bäcken vid Bollevik med 0,78 mg/l och Bäck vid badplatsen med 0,77 mg/l (Tabell 12). Akuta giftverkningar av fluorid hos fisk har registrerats vid fluoridkoncentrationer på 3 5 mg/l (Bydén med flera., 2003). I riksinventeringen av svenska sjöar låg sjöarna med lägst fluoridkoncentration under 0,02 mg/l medan sjöarna med högst halt låg över 0,25 mg/l. Fluor är ett vanligt grundämne i jordskorpan. Löst fluor i sötvatten kommer huvudsakligen från havsvatten som blåst in över land. Fluorid i Östersjön ligger mellan 0,3 och 0,7 mg/l. Kadmium Den farliga tungmetallen kadmium var låg i samtliga provtagningspunkter. Gränsvärdet för kadmium i dricksvatten är 0,005 mg/l. Högst halt uppmättes i bäcken vid Bollevik med 0,00011 mg/ l (Tabell 12). I Humlesjön var halterna 0, och 0, mg/l. I riksinventeringen av svenska sjöar år hade sjöarna med lägst kadmiumhalter 0,000001mg/l och sjöarna med högst hade 0,0001 mg/l v01

21 Tabell 12. Undersökta ämnen, aluminium kadmium, för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Aluminium Al Arsenik As Bly Pb Bor B Fluorid F- Kadmium Cd P0-Djuphålan Ytan ,081 0, ,0014 0,0071 <0,2 0, P0-Djuphålan Botten ,067 0, ,0013 0,0065 <0,2 0, P3-Fadahultsbäcken ,0 0,010 0,0073 <0,025 <0,2 0, P5-Bäck vid Bollevik ,62 0,0025 0,0034 0,0058 0,78 0,00011 P6-Utloppet ,033 0, , ,0052 <0,2 <0,00001 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,0 0,0016 0,0040 0,0094 0,55 0, P10-Bäck vid Badplatsen ,71 0,0022 0,0023 0,0056 0,77 0, P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,57 0, , ,0057 0,29 <0,00010 Kalcium Kalcium låg mellan 5,4 och 8,8 mg/l i sjön och mellan 3,1 och 10 mg/l i tillflödena (Tabell 13). Halten av kalcium utgör tillsammans med magnesium vattnets totalhårdhet. Kalcium är viktigt eftersom kräftorna behöver ta upp kalcium ur vattnet vid skalömsningen. Dessutom tolereras vissa metaller bättre om kalciumhalten i vattnet är hög (Ackefors, 2005). En minimihalt på 3 4 mg kalcium/l har föreslagits för att kräftor skall kunna leva. Kalium Den högsta halten kalium fanns i Bäck vid Tommy Nilssons där 2,4 mg/l uppmättes. Gränsvärdet är betydligt högre, 12 mg/l, för att ge anmärkning på dricksvatten från egen brunn. I sjön var kalium 0,57 0,93 mg/l (Tabell 13). Kisel Halten av kisel i sjön varierade mellan 0,65 och 1,0 mg/l (Tabell 13). Normalvärden i en näringsfattig sjö är cirka 6 mg/l i ytskiktet (Wetzel, 1983). Kiselhalterna i Humlesjön är alltså relativt låga. En del forskare anser att kiselbrist i sjöar kan hämma kiselalgernas tillväxt. En kiselhalt på cirka 0,03 mg/l har föreslagits vara ett värde där kiselalgpopulationens tillväxt hämmas på grund av kiselbrist. Kiselhalten i Humlesjön är tillräckligt hög för att inte kiselalger ska hämmas. I tillflödena varierade kiselhalten mellan 0,40 (P9) och 3,4 mg/l (P3 och P7). I Humlesjön förekommer periodvis kiselalger. Något om kisel Även om alla växtplankton har ett visst behov av kisel för sin syntes av proteiner och kolhydrater är kisel framför allt viktigt för kiselalger och guldalger som behöver förstärka sina cellväggar med kiselpolymerer (Reynolds, 1984). Kiselhalten i ytvatten varierar mellan 18 mg SiO 2/l i låglänta floder till så låg halt som 0,12 mg SiO 2/l i vissa hav. I sjöar i tempererade områden ligger kiselhalten mellan 1,2 12 mg SiO 2/l. I sjöar sker en säsongsmässig variation i kisel. Kiselhalten ökar under vinter och vår- och höstcirkulationen och minskar under växtsäsongen på grund av växtplanktons förbrukning. Kiselhalten kan då gå ner till halter <0,06 mg SiO 2/l. Klorid Kloridhalten i sjön var 8,4 8,7 mg/l (Tabell 13). I tillflödena låg halterna mellan 9,3 (P3) och 13 (P9) mg/l. Klorid i svenska sjöar kommer nästan uteslutande från atmosfärstransporterat havssalt men även från vägsalt (Bydén med flera., 2003). Koncentrationerna av klorid i svenska sjöar varierar mellan <2 mg/l i Norrlands inland till >15 mg/l i sjöar på västkusten. Kobolt Halterna av kobolt var som som högst 0,0045 mg/l (P3, Fadahultsbäcken) (Tabell 13). I sjön låg kobolt mellan 0,00027 (yta) och 0,0016 mg/l (botten). I riksinventeringen av svenska sjöar år låg halterna av kobolt mellan 0, och 0,001 mg/l. Kobolt i Humlesjöns bottenvatten ligger alltså jämförelsevis högt. Det finns inga gränsvärden för kobolt i dricksvatten v01

22 Något om kobolt Kobolt finns i varierande halter i jordskorpan och förekommer i mineralerna kobaltit, smaltit och erytrit. Kobolt har framför allt i hårdmetallindustrin givit besvär med kontaktallergi och lungsjukdom. Vid höga kobolthalter i luften har man sett pneumokonios, medan man vid lägre halter observerat obstruktiv lungsjukdom. Spridning i miljön av kobolt sker runt de industrier som framställer och använder kobolt. En viktig användning är som legeringsmetall i hårdmetall. Koppar Koppar var under detektionsgränsen i samtliga prov (Tabell 13). Även om koppar är livsnödvändigt för vissa organismer kan det vara giftigt för många organismer i vatten. Fisk, ryggradslösa djur och alger kan skadas vid kopparhalt på 2 5 µg/l. I Kanada finns ett rekommenderat gränsvärde på 2 µg/l för ytvatten. Kopparhalter i svenska ytvatten ligger vanligen mellan 0,5 och 3 µg/l. Halt över 3 µg/l kan bero på föroreningar eller geologiska avvikelser. I riksinventeringen hade de svenska sjöarna med högst kopparhalt mer än 9 µg/l och de med lägst hade under 0,5 µg/l. Koppar är relativt ovanligt i jordskorpan. Koppar är ett nödvändigt spårämne för många organismer och förekommer i blodplasman hos alla däggdjur. Kopparsulfid fälls ut i syrgasfria sediment och ger sedimentet en svart färg. Dricksvatten med kopparhalt 0,2 mg/l får anmärkning och vatten med 2 mg/l förklaras otjänligt. Så höga kopparhalter kan bero på att kopparrör används och vattnet är surt och/eller aggressivt. Tabell 13. Undersökta ämnen, Kalcium Koppar, för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Kalcium Ca P0-Djuphålan Ytan ,4 0,57 0,65 8,7 0,00027 <0,02 P0-Djuphålan Botten ,8 0,93 1,0 8,4 0,0016 <0,02 P3-Fadahultsbäcken ,6 <1,0 3,4 9,3 0,0045 <0,2 P5-Bäck vid Bollevik ,1 0,3 1,5 11 0,0019 <0,02 P6-Utloppet ,2 0,38 0,64 8,5 0,00011 <0,02 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,6 0,94 0, ,00069 <0,02 P10-Bäck vid Badplatsen ,4 <1,0 1,4 12 0,0017 <0,2 P7-Bäck vid Tommy Nilssons ,4 3,4 9,7 0,0010 0,0025 Kalium K Kisel Si Klorid Cl- Kobolt Co Koppar Cu Krom I sjön detekterades kromhalter på 0,00011 och 0,00014 mg/l (Tabell 14). Högst kromhalt, 0,0013 mg/l, uppmättes i Fadahultsbäcken. I riksinventeringen låg kromhalterna i svenska sjöar mellan 0,00003 och 0,006 mg/l. Gränsvärde för krom i dricksvatten är 0,050 mg/l. Kvicksilver Inte i något fall var miljögiftet kvicksilver detekterbart utan alla prov låg under detektionsgränsen 0,00010 mg/l (Tabell 14). Dricksvatten tillåts ha 10 gånger högre halt innan det förklaras otjänligt. Magnesium Magnesium i sjön låg mellan 1,0 och 1,4 mg/l (Tabell 14). Magnesium var högre i tillflödena; 1,6 2,4 mg/l. Halten av magnesium tillsammans med kalcium påverkar vattnets totalhårdhet. Kalcium och magnesium i sjön ligger sammanlagt på cirka 7 mg/l vilket betecknar ett mjukt vatten. Mangan Mangan påverkar, liksom järn, storleken på färgtalet. Manganhalten i ytvattnet var 0,37 och 2,7 mg/l i bottenvattnet (Tabell 14). I riksinventeringen av svenska sjöar år 2000 hade sjöarna med de lägsta manganhalterna under 0,002 mg/l och de med högst halt hade >0,076 mg/l. Manganhalten i sjön är alltså mycket hög. De tillflöden som hade högst manganhalt var var P10 (Bäck vid badplatsen) och P3 (Fadahultsbäcken) med 0,041 och 0,39 mg/l. Gränsvärdet för mangan i dricksvatten är 0,05 mg/l v01

23 Något om mangan Mangan är ett livsnödvändigt grundämne och människan behöver ett dagligt intag av mangan (1 10 mg) (Obereil, 2000). Men förhöjd manganhalt i dricksvatten kan orsaka hälsoproblem hos människor. Mangan passerar blod-hjärnbarriären och metallens halveringstid i hjärnan är längre än i övriga delar av kroppen. Förhöjt intag av mangan kan ge irritation i mage och tarm. En längre tids intag av mangan kan resultera i kronisk manganförgiftning. Detta kan ge neurologiska symptom som gångsvårigheter, och ett Parkinson-liknande syndrom (Mena med flera., 1981). Natrium Natrium är ett mjukt, metalliskt grundämne som är relativt vanligt i jordskorpan. Det är en mycket reaktiv alkalimetall och finns därför alltid i form av salter. Natrium i sjön låg mellan 4,5 och 5,0 mg/l (Tabell 14). I tillflödena varierade natrium mellan 4,8 (Fadhultsbäcken) och 7,2 mg/l (P5 och P9). Halter över 100 mg/l är a n m ä r k n i n g s v ä r d a i dricksvatten. Figur 7. Utloppet från Humlesjön rinner ut åt väster i en kulvert under denna väg. Foto: Johan Forssblad Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Nickel Nickel är en hård, silvervit metall. I sjön detekterades nickelhalter på 0, ,00063 mg/l (Tabell 14). I vissa av tillflödena detekterades högre halter. Som högst fanns 0,0047 mg/ i Fadahultsbäcken. I riksinventeringen låg nickelhalterna i svenska sjöar mellan 0, och 0,001 mg/l. Gränsvärdet för nickel i dricksvatten är 20 µg/l (=0,020 mg/l). Tabell 14. Undersökta ämnen, krom nickel, för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Krom Cr Kvicksilver Hg Magnesium Mg Mangan Mg Natrium Na P0-Djuphålan Ytan ,00014 <0, ,0 0,37 4,5 0,00063 P0-Djuphålan Botten ,00011 <0, ,4 2,7 5,0 0,00051 P3-Fadahultsbäcken ,0013 <0, ,4 0,39 4,8 0,0047 P5-Bäck vid Bollevik ,00042 <0, ,6 0,094 7,2 0,0021 P6-Utloppet , <0, ,75 0,23 3,2 0,00036 P9-Källflöde Badstrandsvägen ,00053 <0, ,7 0,024 7,2 0,0010 P10-Bäck vid Badplatsen ,00062 <0, ,3 0,41 6,9 0,0017 P7-Bäck vid Tommy Nilssons <0,0010 <0, ,8 0,22 5,6 <0,0010 Nickel Ni v01

24 Selen Selen är ett icke-metalliskt grundämne som förekommer i jorden. Gränsvärde för selen i dricksvatten är 10 µg/l. Inte i något fall var selen detekterbart utan alla prov låg under detektionsgränsen, som högst 0,0030 mg/l (Tabell 15). Strontium Strontium i sjön varierade mellan 0,026 och 0,042 mg/l (Tabell 15). I tillflödena låg halterna mellan 0,026 (P9) och 0,073 (P3) mg/l. Strontium är det 15:e vanligaste ämnet i jordskorpan. Det finns inga bedömningsgrunder när det gäller strontium i dricksvatten. Titan Titan är ett metalliskt grundämne som förekommer i jordskorpan. Inte i något fall var denna värdefulla lättmetall detekterbar utan alla prov låg under detektionsgränsen 0,050 mg/l (Tabell 15). Uran Uran var detekterbart i samtliga provtagningspunkter. Den högsta halten uran, 0,00031 mg/l, fanns i P3 (Fadahultsbäcken) och i P9 (Källflöde vid Badstrandsvägen) 0,00030 mg/l (Tabell 15). I enskilda brunnar tillåts upp till 0,015 mg/l, dvs 50 gånger högre halt, innan det föranleder anmärkning. Uran är en radioaktiv metall som finns i berggrunden. Granit och alunskiffer har de högsta uranhalterna. Berggrunden i Sverige är rik på uran. Den största risken med uran i dricksvatten är inte radioaktiviteten utan de kemiska egenskaperna som kan påverka njurarnas funktion. Vismut Vismut i sjön låg mellan 0,00054 och 0,00062 mg/l (Tabell 15). I tillflödena var halterna mellan 0,0021 (Bäck vid Tommy Nilssons) och 0,015 (Fadahultsbäcken) mg/l. Vismut är en glänsande tungmetall som är ovanligt ogiftig jämfört med andra tungmetaller. Vismut förekommer i jordskorpan och är ungefär dubbelt så vanlig som guld. Vi har inga bedömningsgrunder när det gäller vismut i ytvatten. Zink Zink i sjön var 0,0037 0,0045 mg/l. I tillflödena uppmättes som högst 0,033 mg/l i Fadahultsbäcken och i Bäck vid badplatsen (0,030 mg/l) (Tabell 15). I 1163 undersökta svenska sjöar år låg halterna av zink mellan 0,0001 och 0,1 mg/l. Vi har inga bedömningsgrunder när det gäller zink varken för i ytvatten eller dricksvatten. Tabell 15. Undersökta ämnen, selen zink, för Humlesjön Plats Tillägg Datum Vecka Selen Se Strontium Sr P0-Djuphålan Ytan <0,0005 0,026 <0,05 0, , ,0045 P0-Djuphålan Botten <0,0005 0,042 <0,05 0, , ,0037 P3-Fadahultsbäcken <0,0025 0,073 <0,50 0, ,015 0,033 P5-Bäck vid Bollevik <0,0005 0,033 <0,05 0, ,0042 0,016 P6-Utloppet <0,0005 0,021 <0,05 0, , ,0017 P9-Källflöde Badstrandsvägen <0,0005 0,026 <0,05 0, ,0032 0,0083 P10-Bäck vid Badplatsen <0,0005 0,045 <0,50 0, ,0031 0,03 P7-Bäck vid Tommy Nilssons <0,0030 0,040 <0,050 0, ,0021 0,0091 Titan Ti Uran U Vismut V Zink Zn v01

25 Biologiska undersökningar Växtplankton Växtplanktons biomassa var som lägst, 0,62 mg/l, vid provtagningen 30 september (vecka 39) och som högst, 11,8 mg/l, vecka 28, 11 juli (Figur 8). Sammansättningen av olika växtplanktonarter skiftade under säsongen. I denna typ av sjö, humös sjö i södra Sverige, kännetecknar dessa värden en otillfredsställande status vad avser växtplanktonbiomassan (Naturvårdsverket, 2007). 11 juli dominerade cyanobakterien (blågröna algen) Aphanizomenon klebahnii. I slutet av månaden, vecka 30, var den totala biomassan något lägre och dominerades av den slemmiga algen Gonyostomum semen, tillhörande gruppen Raphidophyceae. En månad senare, i slutet av augusti, hade den totala biomassan minskat ytterligare något men dominerades fortfarande av Gonyostomum. Det förekom även låga halter av cyanobakterien Woronichinia karelica och kiselalgen Aulacoseira sp. I slutet av september då den totala biomassan av växtplankton endast var 0,62 mg/l förekom cyanobakterierna Aphanizomenon klebahnii och Woronichinia karelica samt kiselalgerna Aulacoseira sp. och Asterionella formosa. 12 Biomassa, våtvikt Pansarflagellater Raphidophyceae Kiselalger Blågröna alger Figur 8. Biomassa av växtplankton i Humlesjön, Djurplankton Biomassa av mindre djurplankton (hjuldjur) 11 juli (vecka 28) förekom lika stor biomassa av Asplanchna priodonta (19,3) och Polyarthra vulgaris (19,1 µg/l). 28 juli (vecka 30) fanns inte Polyarthra längre men biomassan av Asplanchna priodonta hade ökat 13 gånger till 258 µg/l. 31 augusti (vecka 35) hade Asplanchna priodonta minskat till 59,3 µg/l och det förekom även en låg biomassa av Kellicottia bostonensis. 30 september (vecka 39) hade biomassan av mindre djurplankton minskat markant och endast låga biomassor av Keratella cochlearis och Kellicottia bostonensis uppmättes (Figur 9) v01

26 300 Biomassa, torrvikt [!g/l] Polyarthra Keratella cochlearis Kellicottia Asplachna priodonta Vecka, 2011 Figur 9. Biomassa av mindre djurplankton (hjuldjur) i Humlesjön, Antal av mindre djurplankton 11 juli (vecka 28) uppmättes 500 st Polyarthra vulgaris/l men endast 4 st Asplanchna priodonta/l. 28 juli (vecka 30) hade antalet Asplanchna priodonta ökat till 164 st/l och inga andra hjuldjur förekom i provet. 28 augusti (vecka 35) hade antalet Asplanchna priodonta minskat till 68 st/l och det förekom 500 st Kellicottia bostonensis/l. 30 september (vecka 39) uppmättes 500 st Keratella cochlearis/l och 250 st Kellicottia bostonensis/l (Figur 10). Vid jämförelse med diagrammet som visar biomassan av mindre djurplankton (Figur 9) framgår tydligt att den storvuxna Asplancha priodonta slår igenom kraftigt i biomassan. 800 Mindre djurplankton [st/l] Polyarthra Keratella cochlearis Kellicottia Asplachna priodonta Vecka, 2011 Figur 10. Antal av mindre djurplankton (hjuldjur) i Humlesjön, v01

27 Biomassa av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor) Biomassan av större djurplankton i Humlesjön uppgick till 37,1 µg/l vid provtagningen 11 juli. De förekommande större djurplankterna var: Bosmina, Ceriodaphnia quadrangula, Chydorus sphaericus, Daphnia cucullata, Diaphanosoma brachyurum och cyclopoida hoppkräftor (copepoder). 28 juli hade antalet djurplankton ökat till 60,5 µg/l. Vid provtagningen 31 augusti hade biomassan av djurplankton minskat till 30,3 µg/l och det förekom cyclopoida och calanoida hoppkräftor samt Daphnia cucullata. Biomassan av större djurplankton hade minskat ytterligare till 30 september. Det uppmättes en biommassa på 13,4 µg/l med Ceriodaphnia quadrangula, Daphnia cucullata och cyclopoida hoppkräftor (Figur 11). Biomassa, torrvikt [!g/l] Nauplius Leptodora kindtii Diaphanosoma Daphnia Cyclopoida copepoder Chydorus sphaericus Ceriodaphnia Calanoida copepoder Bosmina Vecka, 2011 Figur 11. Biomassa av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor) i Humlesjön, Antal av större djurplankton Antalet större djurplankton i Humlesjön var sammanlagt 28 st/l vid provtagningen 11 juli. Då förekom sex olika taxa; Bosmina, Ceriodaphnia quadrangula, Chydorus sphaericus, Daphnia cucullata, Diaphanosoma brachyurum och cyclopoida hoppkräftor (copepoder) (Figur 12). 28 juli hade antalet djurplankton mer än fördubblats. Vid provtagningen 31 augusti hade antalet djurplankton och antalet taxa minskat och det förekom sammanlagt 28 st större djurplankton/l med cyclopoida och calanoida hoppkräftor samt Daphnia cucullata. Antalet djurplankton hade minskat ytterligare till 30 september. Då uppmättes sammanlagt 14 st större djurplankton/l bestående av Ceriodaphnia quadrangula, Daphnia cucullata och cyclopoida hoppkräftor v01

28 70 Större djurplankton [st/l] Nauplius Cyclopoida copepoder Calanoida copepoder Leptodora kindtii Diaphanosoma Daphnia Chydorus sphaericus Ceriodaphnia Bosmina Vecka, 2011 Figur.12. Antal av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor) i Humlesjön, v01

29 DISKUSSION Kraftig försämring av siktdjupet i Humlesjön sedan slutet av förra seklet Vi har sammanställt siktdjupsdata över Humlesjön mellan 1978 och 2011 (Figur 13). Dessa data har främst samlats in av Miljökontoret i Hässleholm. Dessvärre har vi inte lyckats hitta siktdjupsdata mellan och Det saknas även data från Diagrammet visar att det finns en markant nedåtgående trend i siktdjup sedan slutet av 1990-talet. 0, ,5 Siktdjup [m] 1,0 1,5 2,0 2,5 Figur 13. Siktdjupet i Humlesjön mellan 1978 och Mätningar saknas från 1980-talet med undantag av En trend med försämrat siktdjup från slutet av 1990-talet är dock tydlig. Siktdjup har från och med 1998 mätts av Sven Andersson på Miljökontoret i Hässleholm varierade siktdjupet mellan 1,5 (januari 1979) och 2,15 m (augusti 1979). Siktdjup mättes några gånger då siktdjupet sommartid varierade mellan 1,4 m (juni 1996) och 2,4 m (augusti 1997). Först vid mätningar 1999 understeg siktdjupet en meter. 25 maj 1999 var siktdjupet 1,2 m. 15 juni var det 1,0 m. 6 juli och 27 juli samma år var siktdjupet det lägsta uppmätta hittills, 0,7 m, båda datumen. Vi kan här se en tydlig försämring jämfört med sommarsiktdjupen på 1970-talet men även gentemot mätningarna 1995, 1996, 1997 och Under 1998 kan dock skönjas en försämring jämfört med tidigare år även om siktdjupet inte understeg 1 m. Sedan 1999 har sommarsiktdjupet pendlat runt en meter (0,5 1,3 m) jämfört med siktdjup i storleksordningen 1,4 2,4 m Ökning av färgtalet i Humlesjön Vi har sammanstället data på färgtal i Humlesjön och Humlesjöns utflöde sedan 1977 (Figur 14). Baserat på de mätningar som vi gjort på färgtal i sjön och utflödet under 2011 kan vi konstatera att det finns en god överenstämmelse mellan dessa två provpunkter. Vi har därför valt att använda dem i samma diagram för att visa på färgtalsförändringar i Humlesjön. Det är nämligen brist på historiska vattenkemiska data i Humlesjön och Länsstyrelsen mäter vattenkemi från kalkuppföljningen i utflödet istället för i sjön v01

30 Färgtal [mg Pt/l]! Figur 14. Färgtal i Humlesjön och Humlesjöns utflöde, Värden mellan 1985 och 2011 är hämtade från Länsstyrelsens mätningar om effektuppföljning av kalkning. Övriga värden är hämtade från diverse limnologiska studier i Humlesjön. Ökning av färgtalet när siktdjupet minskade Fördubbling av färgtalen jämfört med Färgtalen som uppmättes mellan 1977 och 1997 ligger i en annan storleksordning än de färgtal som uppmättes senare. Vi ser en liknande förändring i sjön när det gäller siktdjupsvärdena. Någonting inträffade i sjön och/eller avrinningsområdet i slutet av 1990-talet som har gjort att siktdjupet började försämras och färgtalet ökade. Mellan 1977 och 1997 varierade de uppmätta färgtalen mellan 40 och 290 mg Pt/l. Medelvärdet för färgtalen under denna period var 107 mg Pt/l. Mellan 1998 och 2011 låg färgtalen mellan 75 och 560 mg Pt/l. Medelvärdet för den tidsperioden var mer än dubbelt så högt; 229 mg Pt/l. Järn i Humlesjön och sjöns tillflöden Vid Humlesjöns djuphåla varierade järnhalten mellan 0,60 3,2 mg/l vid ytan och 1,7 4,3 mg/l vid bottnen. Det tillflöde som hade högst järnhalter var P3 (Fadahultsbäcken) med mycket höga halter på 44 och 54 mg järn/l. Även i de andra dikena och bäckarna var järnhalterna förhöjda. I P10 (Bäck vid Badplatsen) var järnhalten 17 och 32 mg/l. P5 (Bäck vid Bollevik) låg järnhalten mellan 8,5 och 15 mg/l. Även i P9 (Källflöde Badstrandsvägen) uppmättes järnhalter på 2,6 och 3,4 mg/l. I P7 (Bäck vid Tommy Nilssons) var järnhalten 3,0 mg/l. Halterna av totaljärn i tillflödena, 2,6 54 mg järn/l, är för höga för att vara lämpliga som dricksvatten för skogens djur, till exempel rådjur och älgar. Ett antal studier indikerar problem med framför allt diarré, samt i andra hand reducerat födointag, apati och viktförlust (House & Bell. 2001). Högt intag av järn kan dessutom öka infektionsrisk och tumörväxt, samt minska vommens mikrobiella aktivitet på kor (Puls 1994; Rosborg, 2009) v01

31 EPA:s gränsvärde för järn överskrids i Humlesjön och i tillflödena Akut toxiska koncentrationer av järn vid tester i laboratorium varierar mellan mg/l. Variationen är stor mellan individer av en och samma art. Environmental Protection Agency (EPA) i USA (motsvarigheten till Naturvårdsverket) har satt ett gränsvärde på 1,0 mg järn/l för organismer i sötvatten. EPA:s gränsvärde baseras på fältundersökningar. Alla tillflödena runt Humlesjön överskrider detta gränsvärde. Vid de flesta mätningarna i Humlesjön överskreds det också både vid ytan och bottnen. Järn i Humlesjön nu jämfört med tidigare 3,5 3,2 3,0 2,8 2,5 2,4 Totaljärn 2,0 1,5 1,0 0,6 0,5 0,3 0,3 0, Figur 15. Totaljärn i Humlesjön mellan 1995, 1996, 2009 och Det finns ett begränsat antal mätningar av totaljärn från Humlesjön. Det enda vi kan konstatera är att tre av fyra mätningar 2009 och 2011 visar på rejält förhöjda järnvärden medan de två mätningarna som gjordes 1995 och 1996 hade betydligt lägre järnhalter (Figur 15). Det har sannolikt skett en förhöjning av järnnivåerna i Humlesjön sedan 1990-talet. Det verkar också som att det finns en variation i järnhalter under en och samma säsong. Vi har sett liknande säsongsmässiga variationer i järnhalter i andra sjöar (Malsjön, Sparrsjön och Luhrsjön). Järnhalten i Humlesjön jämfört med tolv andra sjöar Figur 16 visar totaljärn i Humlesjön jämfört med tolv andra sjöar i Skåne samt Bolmen. I jämförelse med de andra sjöarna har Humlesjön ett högt järninnehåll som dock ligger något under järnhalten i Vittsjön v01

32 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 Vittsjön, yta ( ) Humlesjön, yta ( ) Sparrsjön, yta ( ) Malsjön, yta ( ) Bodarpasjön, yta ( ) Totaljärn Bjärlången, yta ( ) Bolmen, yta ( ) Bosarpasjön, yta ( ) Arkelstorpsviken, yta ( ) Luhrsjön, yta ( ) Finjasjön, yta ( ) Vinslövssjön, yta ( ) Östra Ringsjön, yta ( ) Figur 16. Totaljärn i tolv sjöar i Skåne samt Bolmen. Humlesjön hade näst högst järnhalt i denna jämförande studie. Vi kan dock konstatera, efter provtagningarna 2011, att järnhalterna i Humlesjön är klart förhöjda. Vi har visat att det skedde en försämring av siktdjupet och ökning av färgtalet i slutet av 1990-talet. Järnhalterna började sannolikt öka vid samma tidpunkt. Vad hände i slutet av 1990-talet som gjorde att siktdjupet, färgtalet och järnhalterna ökade? Oavsett vad som orsakade denna försämring av vattenkvaliteten följdes denna förändring av vattenkvaliteten av att flodkräftan slogs ut i Humlesjön. Järn tar ljus både från alger och bottenväxter Järn bidrar till färgtalet i humösa vattendrag (Heikkinen, 1990a). Heikkinen såg en klar säsongsmässig variation i färgtalet som hon förklarade med en variation i järnhalt. Detta kan bero på att Fe(III) hydroxid, den form av järn som dominerar under förhållanden med syretillgång i vattnet, absorberar ljus i framför allt det ultravioletta ljusområdet men även i det synliga ljuset (Heikkinen, 1990b). Wetzel (2001) visade att enbart ljus med längre våglängder (640 nm) nådde bottnen i humösa vattendrag. Eftersom bottenlevande alger har sin maximala ljusabsorption mellan 450 och 640 nm innebär detta att järn-humus komplexen avsevärt förändrar energiproduktionen i humösa vattendrag. Försämrade ljusförhållanden har negativ påverkan på primärproduktionen, det vill säga algernas bildande av organiskt material. Dåliga ljusförhållanden är tyvärr inget hinder för de alger i Humlesjön som inte är önskvärda, det vill säga cyanobakterier som Aphanizomenon och Microcystis och slemalgen Gonyostomum semen. Till skillnad från kiselalger och grönalger, som driver omkring med vattenströmmar, kan de besvärliga algerna röra sig mellan ytan och bottnen. De kan kompensera sig genom att simma upp till ytan och hämta ljus och dyka ner till bottnen och hämta näring. Ett försämrat siktdjup kan förskjuta balansen mellan olika algarter och orsaka en ökning av icke önskvärda cyanobakterier och Gonyostomum semen istället för mer harmlösa grön- och kiselalger. Järnets absorption av ljus påverkar värmeförhållandena i bruna sjöar Ingegerd Rosborg, Dr. från LTH, observerade hur rikligt med järn och humusämnen strömmade ut i sjöarna i norra Skaraborg på och 70-talet, sedan den omfattande dikningen av myrar och våtmarker runt skogssjöarna tagit sin början. I dikena bildades rostfärgade smutsränder längs kanterna och på stenar där vattenlinjen legat medan det var högvatten i diket. Till och med sjösanden antog rostfärg längs stränderna v01

33 En av Skaraborgs först kalkade sjöar hade antagit den bruna färgen redan I stort sett samtliga våtmarker runt sjön hade dikats ut och det rostfärgade vattnet rann rakt ut i sjön sedan början och mitten av 1960-talet. En annan sjö, cirka 1 mil sydost om den första, övergick från klar badsjö till rostfärgad brunvattensjö över en vinter i början av 1980-talet. Den har därefter aldrig återfått sitt klara vatten. Där påbörjades dikningarna under 1970-talet. I de bruna sjöarna låg badande helst i ytan, eftersom vattnet var kallt längre ner. Ljuset nådde inte mer än någon decimeter ner i vattnet på grund av den mörkt rödbruna rostfärgen. (Om absorptionen av solenergin sker nära ytan byggs en temperaturskiktning upp sommartid. I en sjö med klart vatten sker i stället absorptionen närmare botten och konvektion utjämnar energin i större delen av vattenmassan.) Kräftorna i Humlesjön Den svenska flodkräftan i Humlesjön slogs ut I mitten av 1990-talet fanns det mycket kräftor i Humlesjön. På sommaren 1998 var det så gott om kräftor att man fick sparka undan dem när man badade (Stellan Ivarsson, muntligen). Mellan hösten 1998 och våren 1999 hände någonting som gjorde att kräftorna försvann. En sommargäst som brukade mata kräftor rapporterade i maj juni 1999 att det inte längre fanns några kräftor i sjön. Det hittades dock inga döda kräftor. De kan ha försvunnit under hösten 1998 till våren Kräftans försvinnande från Humlesjön sammanföll med att siktdjupet började försämras och färgtalet började att öka. Vad orsakade denna försämring av siktdjupet i Humlesjön? Finns där ett samband med kräftornas försvinnande? Vilka övriga förändringar föregick kräftornas försvinnande? Om vi kan kartlägga dessa kan vi kanske få en ledtråd om vilka nuvarande förhållanden i sjön och avrinningsområdet som gör att kräftorna inte återetableras. Varför är järn en fara för kräftor och andra vattenlevande organismer? Järnhalten bör vara låg, under 0,5 mg/l, för kräftvatten. Järn är skadligt för mag-tarmkanalen hos många djur och människor. Järnet drabbar troligtvis kräftorna på flera olika negativa sätt: försämrad motståndskraft mot sjukdomar, försämrad tillväxt och lägre reproduktion. Olika typer av metaller, naturligt förekommande eller tillförda till markerna genom mänsklig aktivitet, inverkar menligt på kräftor. För mycket järnjoner i vattnet kan påverka kräftorna negativt. Vid vissa ph-förhållanden avsätts järnhydroxid på gälarna som gör att syreupptagningsförmågan minskar. Järnhalt över 0,5 mg/l anses vara otjänligt för kräftor (Ackefors, 2005). Djur som lever i vatten kan ta upp järn från två olika källor; vattnet och födan. I vatten tas löst Fe(II) framför allt upp via vattnet medan fällningar med Fe(III) kan utgöra en stor del av djurens järnintag via maten. Järnberikad föda kan bilda kraftiga beläggningar av järnhydroxid på tarmväggen (Gerhardt, 1995). Det har observerats i åar som är förorenade av järn att fiskens gälar kan täppas igen av Fe(III) hydroxid-fällningar (järnockra) (Andersson & Nyberg, 1984; Steffens med flera, 1992). Å andra sidan anses tvåvärt järn, Fe(II), vara mer toxiskt mot vattenorganismer än Fe(III) och järn är framför allt en hälsofara i omgivningar med låga ph där Fe(II) dominerar (Gerhardt, 1992). Järnhalterna i Humlesjön och i tillflödena överskrider EPA:s gränsvärde på 1,0 mg/l vid de flesta av provtagningspunkterna och provtagningstillfällena. I Humlesjön var järnhalten mellan 0,60 och 3,2 vid ytan och mellan 1,7 och 4,3 mg/l vid bottnen. Det uppmättes rejält förhöjda järnhalter i v01

34 Fadahultsbäcken (44 54 mg/l) (Figur 17) och bäcken vid badplatsen (17 32 mg/l)(figur 18). I de andra tillflöden var järnhalterna lägre men ändå i allmänhet över 1,0 mg/l. Figur 17. Fadahultsbäcken Ytan skimrar blått, något som många tror är oljeutsläpp men det är järnbakterier som ofta finns i sådana här vatten med hög järnhalt. Foto: Heléne Annadotter. Järnets toxicitet mot vattenorganismer har främst kopplats till dess inhiberande eller kvävande effekt av järnhydroxider samt fällningar av järn och humus på gälar, ägg och andra ytor. Dessa fällningar minskar djurets syreupptagning och försämrar dess föda. Förutom att järnhydroxidfällningar kan skada de vattenlevande djuren rent fysiskt har dessa fällningar också en indirekt effekt genom att försämra deras habitat på bottnen. Bildning av järnhydroxidfällningar anses ha påverkat bottenlevande ryggradslösa djurs och fiskars utbredning, antal och mångfald på ett negativt sätt (Dahl, 1963; Gerhardt & Westermann, 1995). Rasmussen och Lindegaard (1988) har undersökt ryggradslösa djur i rinnande vattendrag som varit belastade av järnrikt dräneringsvatten från odlad mark. De fann en markant minskning i antalet arter och antalet individer vid ökande koncentration av löst järn. Vid lägre järnhalter ansåg forskarna att bildningen av järnfällningar minskade djurens födoresurser. Vid högre järnhalter ansåg de att det var kombinationen av järnfällningar och toxiskt löst järn, Fe(II), som var orsaken till det mycket låga individantalet och det låga artantalet. I Rasmussen och Lindegaards studie försvann, på grund av ökande järnhalter, de första ryggradslösa djuren vid 0,20 0,25 mg Fe(II) /l. Vid koncentrationer upp till 10 respektive 30 mg Fe(II)/l förekom endast tio respektive sju taxa. Halterna av löst järn Fe(II) har dock inte undersökts i denna studie. Det är oxidationen av Fe(II) till Fe(III) och senare bildning av Fe(OH) 3 som producerar vätejoner och bidrar till försurningen och den ökade lösligheten av andra metaller i vattendrag med mjukt vatten (Calmano med flera., 1993). Ett rinnande vattendrag som belastats med järn uppvisar ofta olika longitudinella zoner med järn förekommande i olika oxidationsstadier och därmed olika ekotoxikologiska effekter. En zon med lågt ph och hög halt av löst järn och andra metaller har en direkt toxisk effekt på organismerna. När ph i det sura vattnet ökar på grund av tillförsel av mindre surt vatten bildas en zon med partikulära oxider och hydroxider av järn som medfälls med andra metaller och organiskt material och orsakar fysisk stress på organismerna v01

35 Födopartiklar som berikats med järnfällningar kan ge allvarliga skador på ryggradslösa djur i vatten. Den förhöjda järnhalten i födan kan öka järnhalten i cellerna (Luoma, 1983). Detta kan i sin tur orsaka produktion av fria radikaler och orsaka oxidativ skada i cellerna (Obata med flera, 1993). Järnberikad föda kan ge förstoppning hos nymfer av dagssländan Leptophlebia marginata (Gerhardt, 1992). Gerhardt ansåg att förstoppningen bland annat kunde bero på sår på tarmmembranet på grund av järnet eller bildande av fällningar som förhindrade absorptionen av föda. Gerhardt (1995) upptäckte vidare att förstoppningen hos dagsländan, på grund av järn, minskade djurets födointag. Järnhalten i dessa studier var mycket hög, enligt Gerhardt, 4 50 mg Fe/l. Järnhalter i dessa storleksordningar förekom i flera av Humlesjöns tillflöden samt i bottenvattnet vid Djuphålan. Det finns ytterligare studier som visar hur ryggradslösa djur i vatten kan ta skada av förhöjda järnhalter. Maltby & Crane (1994) observerade en avsevärd minskning av födointaget hos Gammarus pulex (märlkräfta) som hade exponerats för metallbemängda utsläpp i West Okement River. Järnhalten som de utsattes för var 0,32 2,34 mg Fe/l. Laboratoriestudier visade att järn var det viktigaste toxiska ämne som orsakade det minskade födointaget hos Gammarus pulex. Järnfällningar på vattenväxter Svensk flodkräfta äter flera olika slags vattenväxter. De föredrar starr, säv, hårslinga, nate, slinke och kransalger. Kaveldun är också en viktig växt för kräftorna. Kräftorna äter inte kaveldun direkt men däremot de kiselalger som växer på kaveldun-stjälken (Ackefors, 2005). Det förekommer även påväxt av kiselalger på stjälkar av bladvass eftersom bladvass-stjälkar innehåller kisel som löses ut och gynnar kiselalger (Wetzel, 2001). Järnhydroxidfällningar avsätts på vattenväxternas stjälkar vilket gör att kräftorna får i sig järn vid konsumtion av växterna. Brist på föda till kräftorna? Enligt forskaren Karin Olsson avgörs tillväxten hos stora kräftor av temperaturen och tillgången på proteinrik föda som t ex mygglarver och andra långsamma bottenlevande småkryp. Kanske de höga järnhalterna i Humlesjön hämmar de djur som är viktig mat för kräftan? Är aluminium en hälsofara i Humlesjön? Aluminium i sjön varierade mellan 0,067 (botten) och 0,081 mg/l (Tabell 12). Halterna i tillflödena var högre än i sjön och låg mellan 2,0 mg/l (Fadahultsbäcken) och 0,57 mg/l (Bäck vid Tommy Nilssons). Aluminium kan vara skadligt för organismer i vatten vid halter på 0,075 0,200 mg/l eller högre (Bydén med flera., 2003). Aluminiumhalten i ytvattnet låg i detta skadliga härad. Aluminiumhalterna i samtliga tillflöden låg i det område som kan vara skadliga för vattendjur. Det är viktigt att reda ut varför aluminiumhalterna i tillflödena är förhöjda och det är viktigt att aluminiumhalterna i Humlesjön inte ökar. Förhöjd aluminiumhalt i vatten beror oftast på försurning av marken. Aluminium löses ut vid ph nedåt 4. Vid högre ph fälls aluminium ut som aluminiumhydroxid, Al(OH) 3 varvid varje utfälld aluminiumjon frigör tre vätejoner. Genom denna process fungerar aluminium som en transportör av försurning från marken till vattnet (Bydén med flera., 2003). Aluminiumhydroxid kan lägga sig som en gelé på gälar och rom och hindra andning respektive kläckning, det vill säga påverka djurlivet negativt i sjön. (Bertills et al 1995). I en studie på signalkräfta påverkades kräftorna negativt vid aluminiumhalt på 0,5 mg/l. Huvudorsaken var skador på gälarna (Alexopoulos med flera., 2003). Fiskdöd i försurade sjöar beror huvudsakligen på aluminium. Enligt denna undersökning är aluminiumhalten i tillflödena för hög för kräftorna v01

36 Låg syrgashalt problem för kräftor Syrgashalten i vattnet är en av de viktigaste parametrarna för kräftor. Temperaturen styr delvis vattnets förmåga att hålla syre (Ackefors, 2005). Vid 5 C kan nästan 13 mg syre lösas per liter vatten (kallas 100 % syrgasmättnad) medan vattnet vid 20 C endast kan hålla 9 mg syre/l för 100 % syrgasmättnad. Syrgashalten i vattnet har visats sig vara kritiskt för en framgångsrik odling av många kräftarter (Ackefors, 1996). Eftersom kräftorna periodvis träffar på vatten som är permanent eller temporärt syrefattigt har kräftor anpassat sig fysiologiskt och beteendemässigt för att kunna överleva i syrefattiga habitat. Det finns dock en skillnad mellan olika kräftarter beträffande deras tolerans för låga syrgashalter. Svensk flodkräfta behöver syrgashalter >5 mg/l för optimal tillväxt (Rognerud med flera., 1989). Syrgashalter <3,2 mg/l är dödlig gräns för flodkräftan ( Järvenpää med flera., 1983). Det finns inga forskningsresultat som angivit liknande gränsvärden för signalkräfta men några andra kräftarter inom samma familj, Astacidae, har dödliga gränser mellan 2,7 (Austrapotamobius pallipes) och 3,97 (Astacus leptodactylus) mg syre/l (Köksal, 1988; Ingerson & Geddes, 1995). Fältobservationer från ett nordamerikanskt rinnande vattendrag visade att en syrgasgradient från 0,7 6 mg/l hade en negativ påverkan på tre kräftarter (Orconectes spinosus och Cambarus spp.) (Hobbs & Hall, 1974). Alla tre kräftarterna förekom vid syrgashalter >6 mg/l. När syrgashalten minskade till 1,6 mg/l förekom endast en Cambarus art. Ingen av arterna förekom vid en syrgashalt på 0,7 mg/l eller lägre. Kräftarter som är mindre syretoleranta, som till exempel Orconectes virilis, kan undvika dödliga halter genom att exponera sina gälar för luft vid vattenytan eller genom att kravla sig upp på land (Hobbs & Hall, 1974). Under vintern kan grunda och näringsrika sjöar och dammar få låga syrgashalter i samband med isläggning under långa perioder. Detta hindrar kräftorna att gå upp på land eller till vattenytan för att andas vilket kan orsaka massdöd av kräftor och fisk. Massdöd av svensk flodkräfta och signalkräfta har rapporterats från näringsrika dammar under sommarperioden i Sverige (Ackefors, 1996). I dammar där vattenpest (Elodea canadensis) hade brett ut sig observerades dödlighet av svensk flodkräfta och signalkräfta under skalömsningen då kräftorna inte rör sig särskilt mycket. Under den aktiva fasen av ömsningen får kräftan en försämrad rörelseförmåga och lägger sig på sidan. Efter ömsningen är kräftan mjuk och slemmig och blir ett lätt byte för rovdjur. Därför håller sig kräftan gömd efter ömsningen. ph vattnet för surt för kräftor? Många kräftarter är känsliga för låga ph. En undersökning från 1970-talet visade att sjöar med bra miljö för kräftorna sträckte sig från ph 7,0 till ph 8,4. Vissa sjöar med ph 6,5 6,9 hade hyfsat med kräftor. Mellan ph 6,0 och 6,5 var det få sjöar som hade hyggligt med kräftor (Ackefors, 2005). Vissa forskare menar att surt vatten orsakar att honorna förlorar rommen. ph i Humlesjön vid ytan och bottnen låg mellan 6,0 6,8 i denna underökning där ph-värdet kontrollerades under enbart tre av årets tolv månader. Mellan 2002 och 2006 var ph i Humlesjön som lägst 6,36 (februari 2002) och som högst 7,48 (april och augusti 2003). Kalcium Kalcium (kalk) är viktigt eftersom kräftorna behöver ta upp kalcium ur vattnet vid skalömsningen. Dessutom tolereras vissa metaller bättre om kalciumhalten i vattnet är hög (Ackefors, 2005). Minimihalten har föreslagits som 3 4 mg kalcium/l för att kräftorna skall kunna leva. Eftersom kalciumhalten var 5,4 8,8 mg/l i Humlesjön är kalciumhalten inte den faktor som begränsar kräftornas utbredning. Produktionen av kräftor ökar dock med stigande kalciumhalt upp till en viss nivå v01

37 Figur 18. Provtagningspunkt P10, Bäcken vid badplatsen. Foto: Johan Forssblad, Bidrar rovfisken till att kräftorna inte etableras? Kräftyngel och små kräftor äts av trollsländelarver, dykarbaggar, grodor, paddor, mörtar och abborrar (Ackefors, 2005). När kräftorna blivit större hotas de inte längre av insektslarver men däremot av olika fiskarter. Ålen har pekats ut som kräftornas huvudfiende. Abborren anses också vara ett hot mot kräftorna eftersom kräftor och abborre konkurrerar om samma föda. Har det skett någon förändring i fisksammansättningen som kan sättas i samband med att kräftorna inte verkar trivas i Humlesjön? Har mängden abborre ökat drastiskt jämfört med den period då det fanns gott om flodkräftor det vill säga fram till och med sommaren 1998? Vi har studerat provfiskedata från 1998, 2001, 2005 och Provfiskenäten fångar normalt inte ål men abborre. Vid dessa provfisken utgjorde abborren 35, 26, 37 respektive 38 % av den totala fiskbiomassan. Den totala biomassan fångad abborre vid provfiskena var 7,7 kg 1998 och 2001; 13,4 kg 2005 och 9,0 kg Det har alltså inte skett några dramatiska förändringar när det gäller förändring av biomassan. Stora abborrar kan bli specialiserade på att äta kräftor. Men sedan 1998 har medelvikten på abborrarna i Humlesjön minskat dramatiskt jämfört med vid provfisket Medelvikten på de fångade abborrarna var 51,3 g Vid de tre senare provfiskena var medelvikten 22,8; 23,9 och 26,7 g. Gonyostomum en fara för kräftor! Slembildande mikroalger i Humlesjön skulle kunna ha en negativ påverkan på kräftorna. Vid undersökningen sommaren 2011 (Figur 8) observerades höga biomassor av Gonyostomum vid provtagningen 28 juli och 31 augusti. Vid provtagningen 30 september förekom inte Gonyostomum. Gonyostomum (Figur 19) är försedd med slemkapslar (trichocyster) som exploderar vid fysisk kontakt (Cronberg, 2005). Gonyostomum är en dygnsvandrande alg som brukar vandra upp till ytan på morgonen men vandra ner till djupare vattenskikt under eftermiddagen v01

38 Figur 19. Slemmet från Gonyostomum semen kan täppa till gälar hos kräftor. Foto: Gertrud Cronberg. Gonystomum semen upptäcktes för första gången i Sverige 1948 (Sörensen, 1954). Sedan dess har algens utbredning ökat i Sverige (Sven Björk, 1961; Cronberg med flera, 1988). I en studie bland 81 sjöar i Hässleholms kommun, 1995, dominerade Gonyostomum i 46 % av dessa (Cronberg och Annadotter, 1997). Stora mängder Gonyostomum kan vara negativt för kräftorna eftersom slemmet kan täppa till deras gälar och, i likhet med järnhydroxid, lägga sig som ett kvävande skikt över rommen. Även vissa cyanobakterier, som Microcystis, bildar gelé som skulle kunna ha en liknande negativ kvävande effekt på kräftors gälar och ägg. Liksom Gonyostomum är Microcystis en dygnsvandrade organism. Vid en växtplanktonundersökning 1995 (Cronberg & Annadotter, 1997) noterades att Gonyostomum semen förekom i Humlesjön men att denna mikroalg inte dominerade. Vid en undersökning av växtplankton i Humlesjön 1 augusti 1996 fann Emil och Tamara Molvay på Hässleholms kommun att den slemhaltiga cyanobakterien Microcystis aeruginosa dominerade i Humlesjön. En månad senare, 5 september, rapporterade Molvay & Molvay att Gonyostomum semen dominerade i Humlesjön. Siktdjupet vid provtagningstillfället var dock 1,85 m. Omkring milleniumskiftet försvann svensk flodkräfta både från Humlesjön och från sjön Bjärlången i Bjärnum. Kräftpest kunde inte påvisas i någon av sjöarna. Det gjordes inga algstudier i Humlesjön det året som kräftorna försvann. Algstudier utfördes däremot i Bjärlången vilka visade att både den slembildande cyanobakterien Microcystis och Gonyostomum förekom i rikliga mängder. Musslor från Bjärlången som undersöktes vid den perioden innehöll giftiga cyanobakterier. Det observerades också att musslorna i Bjärlången periodvis rörde sig mot land. De slembildande algernas skadliga påverkan på kräftor beror sannolikt snarare på deras förmåga att bilda täta skikt på ägg och gälar än på deras giftiga innehåll. Ett pionjärarbete om signalkräfta och giftiga cyanobakterier utfördes som ett examensarbete vid Lunds universitet under ledning av Per Nyström och Heléne Annadotter (Lirås med flera., 1998). Bakgrunden till studien var att massdöd av odlad signalkräfta hade observerats i en damm i Silvåkra (södra Skåne) i samband med en kraftig massutveckling av cyanobakterien Oscillatoria sancta. I samband med massdöden förekom inga dödliga halter av syre, nitrit eller ammonium men det visades att kräftorna konsumerade cyanobakterien. Därför utfördes ett experiment under två veckor då signalkräftor matades med giftiga cyanobakterier medan en kontrollgrupp fick vanliga kräftpellets. De kräftor som åt cyanobakterier uppvisade inga negativa symptom men levergiftet i cyanobakterierna ackumulerades i kräftornas hepatopankreas (Lirås med flera., 1998). Alger kan döda kräftor Att alger kan döda mängder av kräftor fick Finjasjöns fiskevårdsförening brutalt erfara då de i augusti 2008 mottog närmare 8000 kräftor från Vittsjön. Kräftorna förvarades i sumpar i Finjasjön då ett täcke av Aphanizomenon alger drev in över sumparna. Efter två veckor hade ca 80 % av kräftorna dött! Den exakta orsaken till att kräftorna dog är inte klarlagt men det finns ett starkt samband mellan att de utsattes för en algsoppa och att de dukade under. Orsaken skulle kunna vara syrgasbrist och/eller alggifter v01

39 Brunt vatten och fisk Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Fisk drabbas av ökat färgtal på flera sätt. Eftersom fisken är beroende av synen för att jaga och leta föda drabbas fisken om vattnet blir brunare och siktdjupet sämre. I ett experiment med inhägnader med fisk upptäckte Wissel med flera (2003) att fisken dog på grund av svält i inhägnader med starkt brunfärgat vatten. Varför blir det syrebrist i sjöar med brunt vatten? En annan faktor som brunfärgning av vattnet kan orsaka är syrgasbrist. Syrgashalten i vattnet är låg i bruna sjöar. En orsak är att det dåliga ljusklimatet gör att bottenväxter och vissa mikroalger inte trivs. Växter producerar syrgas. Om bottenväxterna slås ut blir det en minskad syrgasproduktion vid de delar av sjön där ljuset inte når till bottnen (Wissel med flera., 2003; Riis & Sand-Jensen, 1998). Dessutom anses bakteriernas konsumtion av syre försämra syretillgången i en brun sjö. De förbrukar syre när de bryter ner den höga halten av humusämnen. Om stora områden av Humlesjöns botten har syrgasbrist kan detta också påverka mängden bottenlevande djur. Fisken drabbas även av detta eftersom det ger minskade födoresurser till fiskar som äter bottendjur. Detta gör samtliga fiskarter utom gädda i Humlesjön nämligen abborre, braxen, sutare, mört och ål. Flera studier i sjöar och åar har funnit att mängden bottenlevande djur minskade med ökande koncentrationer av löst humus ( Johnson & Wiederholm, 1989; Nyman med flera., 2005). Gränsvärden för syrgashalter rörande fisk Gränsvärden för vattenkvalitet är ofta bestämda efter fiskens behov eftersom fiskar har en ekonomisk betydelse och är värdefulla ur turism och rekreationssynpunkt. Det finns rekommenderade gränsvärden för löst syre av National Committee on Water Quality, USA, (WQC, 1968, 1973) som har utarbetats för att skydda fisk och övriga organismer i vatten mot dödlighet och för att förhindra skador på ägg, larver och populationstillväxt. 5 6 mg syre/l har föreslagits som en lägsta gräns. Detta gränsvärde har dock ansetts vara för lågt (Welch, 1992). För maximal produktion av många fiskarter krävs en syremättnad nära 100 % under vissa kritiska utvecklingsfaser (WQC, 1973). Fiskens syrebehov ökar på sommaren I takt med att vattnet blir varmare ökar fiskens ämnesomsättning och därmed behovet av syrgas. Med ökad temperatur minskar samtidigt syrgashalten i vattnet. Vattnets förmåga att lösa syre är mindre ju varmare vattnet är. Fiskar behöver alltså högre syrgashalter på sommaren jämfört med under de kallare årstiderna. För de flesta fiskarter, både kallvattensarter och varmvattensarter, påverkas utvecklingen negativt när syrgashalten minskar. Tiden för rommens kläckning ökar och tillväxten och överlevnaden minskar. Syrgashalt lägre än 1 mg/l betraktas som dödlig syrgashalt för fiskar. Överlevnaden hos samtliga fiskarter minskar avsevärt under syrgashalt på 3 5 mg/l. Vissa fiskarter som lax och öring drabbas dock vid högre syrgashalt än så. Av de fiskarter som finns i Humlesjön (abborre, braxen, gädda, mört och sutare) är sutare den art som är minst känsliga för syrebrist (Erik Pettersson, Fiskeriverket, pers. medd.). Forskning från 1960-talet (Shumway med flera., 1964) visade att fisklarvernas utveckling påverkades negativt när syremättnaden var lägre än 100 % även om den största skadan skedde under 5 mg/l. Mängden konsumerad föda minskar och fiskens tillväxt försämras dessutom vid en syrgasmättnad under 100 % (Warren, 1971). Den högsta uppmätta syremättnaden och syrgashalten i Humlesjön under 2011 var 83,3 % respektive 7,58 mg/l. Dessa uppmättes 28 juli på 1 m djup. Vid de fyra olika provtagningarna varierade syrgasförhållandena. 11 juli förekom syrgasbrist och låga syrgashalter mellan två meter och bottnen. 28 juli var syrgashalterna lägre än 5 mg/l mellan två meter och bottnen. Vid v01

40 provtagningarna i augusti och september var syrgashalterna högre vid bottnen än i juli men aldrig över 5 mg/l i djuphålans bottenvatten. Om syrgashalten i sjön hade ökats hade detta påverkat fiskproduktionen positivt. Fiskens syrebehov varierar mellan olika fiskarter och mellan olika årstider. Under fiskens lekperiod krävs en syrgasmättnad nära 100 %. Under perioder med stor tillgång på föda behövs också en syrgasmättnad nära 100 % för att fisken ska tillväxa maximalt. Minimivärdet på 5 6 mg syre/l, som ofta anges som gränsvärde, förutsätter att syrgashalten är betydligt högre än denna nivå under den största delen av tiden v01

41 Brunnsvattenundersökning 2012 Då det visade sig att tillflödena hade låga ph-värden, mycket hög järnhalt och mycket hög manganhalt, misstänkte vi att enskilda vattentäkter i området kunde ha liknande vattenkemiska egenskaper. Regito AB erbjöd därför fastighetsägarna i fiskevårdsföreningen att analysera deras brunnsvatten med avseende på ovanstående under sommaren Undersökning av tolv brunnsvatten och två kräftdammars vatten Brunnsvatten från tolv olika fastigheter lämnades in för analys 1 (Tabell 16). Dessutom analyserades vatten från två kräftdammar i området. Misstankarna visade sig stämma. Av 14 undersökta vatten fick 13 av dem en eller flera anmärkningar då gränsvärdena som används för enskilda vattentäkter tillämpades! (Den icke underkända brunnen hade en järnhalt som dock bara låg 6 % under gränsen för att få anmärkning.) Inget utav vattnen skulle klara gränsvärdena för vattenverk. ph Nio av 14 vatten var för sura (ph <6,5) och fick anmärkning för detta. ph-värde ned till 5,38 noterades. En annan fastighetsägare hade ph 5,52 och där sprang rören läck stup i kvarten. Järnhalt Sex av 14 vatten hade för hög järnhalt (>0,5 mg/l) och fick därför anmärkning. Högsta uppmätta järnhalt (totaljärn) var 1,48 mg/l i brunnsvatten och 2,04 i en kräftdamm. (För kräftor rekommenderas ju en max järnhalt på 0,5 mg/l.) Sex av vattnen skulle dock kunna godkännas med avseende på järnhalten (<0,2 mg/l) även om det hade levererats från ett vattenverk. Manganhalt Manganhalten var det inte lika illa ställt med; ett prov av 14 fick anmärkning medan fyra hade underkänts som vattenverksvatten. Fem prov låg under detektionsgränsen 0,02 mg/l. Effekter av ovanstående vatten En fullständig sammanställning av hälsorisker med avseende på lågt ph-värde, hög järnhalt och/eller hög manganhalt ligger utanför denna rapport men vi vill ändå göra fastighetsägare uppmärksamma på att parametrarna kan ha stor betydelse. Vi har sammanfattat lite information nedan. Lågt ph-värde Ett vatten med ph lägre än 7 är surt. Vid surt vatten lakas metaller ut från jorden, t ex koppar, zink, bly och kadmium. Dessa metaller kan komma ut i dricksvattnet. Om du har lågt ph kan det vara en bra idé att analysera vattnet med avseende på farliga metaller. Vattnet är 10 gånger surare (10 gånger fler vätejoner) för varje steg som ph sjunker en enhet. Två enheter, t ex ph 5 istället för ph 7, innebär således 100 gånger fler vätejoner. Under ph 6,5 finns risk för utlösning av koppar ur kopparrör. Ju lägre ph desto fortare kan rörsystemet frätas sönder. Vid ph 6,5 kan kopparrör korrodera sönder 10 gånger fortare än vid ph 7. Vid frätskador på kopparrör kan man ofta se en grönfärgad beläggning i handfat. Människor kan få grönfärgat hår! Rörsystem, varmvattenberedare och annat i kontakt med vattnet kan få kraftigt minskad livslängd. Under ph 6 kan aluminium lösas ut vilket inte är bra för hälsan. Under ph 5 kan den farliga tungmetallen kadmium lösas ut vilket kan förstöra njurarna. Barn är mycket känsligare än vuxna. 1 Utfördes av Regito AB med Hach DR 6000 spektrofotometer. Använd metoder: FerroVer resp. Formaldoxim v01

42 Det finns forskning som pekar på att surt vatten medför risk för problem med hjärta, mage och muskelvärk, se t ex Man kan göra ett experiment och analysera ph-värdet i urinen genom att t ex kissa på ett lackmuspapper. Genom att dricka olika vatten och/eller inta olika föda kan man se att surheten enkelt påverkas! Om surheten kan påverka utläckaget av kvicksilver från amalgamfyllningar återstår att se. Vattenverk bör leverera ett vatten med ph i intervallet 7,5 9,0 för att minska korrosionen av ledningsnäten. För att få så högt ph från ett ofta lite surt vatten tillsätter man kemikalier, ofta natronlut, i lämplig dos. Egentligen bör marken kalkas vid lågt ph. En dos på 3 5 ton kalk per hektar beräknas skydda mot försurning i år i södra Sverige. Försurande granskogsplantager bör undvikas i grundvattnets tillrinningsområde. Hög järnhalt Hög järnhalt har tidigare mest ansetts som ett tekniskt och estetiskt problem. Järnavlagringar i tekniska system kan på sikt minska tillförlitligheten och förfula handfat och färga tvätt. För hälsan har mycket järn ansetts bra då järn behövs i kroppen bl.a. för blodets funktion att transportera syre. Det finns dock forskning som tyder på att hög koncentration av järn utgör en hälsorisk för både människor och djur. Ingegerd Rosborg har forskat på området och kommit fram till följande (Rosborg, 2009): Järnhalt i dricksvatten över 1,0 mg/l förefaller skadligt för män hästar och nötkreatur. Diarré, trötthet värk, aptit och viktförlust, apati samt förlamning utgör symptom på järnöverskott. Särskilt levern påverkas negativt av ett järnöverskott. Järn kan korrodera mag/tarmkanalens slemhinnor och ge akuta skador. Problem av järn kan uppstå efter långvarigt intag av dricksvatten (flera år) med hög järnhalt. Dricksvatten och mat fyller på kroppen dagligen med järn medan väldigt lite järn utsöndras, framförallt hos människor som inte förlorar blod genom menstruation. En indisk studie har visat att människor som drack vatten med järnhalt såpass låg som 0,4 0,78 mg/l fick skador på mag/tarmkanalen. En häst kan få sitt dagsbehov av järn helt täckt av enbart dricksvatten vid en ungefärlig järnhalt av 2 mg/l. Hög manganhalt Hög halt mangan i dricksvattnet kan ge svarta avlagringar i rörinstallationerna. Manganet kan klibba samman till svarta klumpar och ge mörka fläckar på tvätt. Mangan är ett spårämne som människan behöver lagom mycket av. Både brist och överexponering kan ge negativa effekter. Hög halt mangan kan ev. ge neurologiska effekter (WHO, 2004). Rekommendationer Av ovanstående framgår att fastighetsägare i Humlesjö-området bör utgå från att deras vatten från enskild brunn har anmärkningar tills motsatsen har bevisats! Ovanstående parametrar har dock inget gränsvärde för att förklara vattnet otjänligt som livsmedel utan det handlar om anmärkning som man av en eller annan anledning bör se upp med. Många enskilda brunnar är undermåliga. Då Socialstyrelsen 2007 undersökte ca 5000 enskilda brunnar visade sig endast 20 % ha tjänligt vatten. Hela 20 % hade otjänligt vatten. Resterande 60 % hade anmärkning som dock inte gjorde vattnet otjänligt v01

43 Tabell 16. Analysresultat från 12 enskilda brunnar och 2 kräftdammar i Humlesjöområdet. Löpnummer Typ ph Fetot (totaljärn) Mn (mangan) Anmärkning Kommentar S ,43 <0,02 0,023 Anm. Något lågt ph S ,67 1,48 0,264 Anm. Högst järnhalt bland brunnsvattnen och lågt ph. Manganhalt strax under gränsen. S02688 Kräftdamm 6,98 1,55 <0,02 Anm. För kräftor rekommenderas järnhalt under 0,5 mg/l S02689 Kräftdamm 7,46 2,04 <0,02 Anm. För kräftor rekommenderas järnhalt under 0,5 mg/l S ,97 0,03 <0,02 Anm. Lågt ph. S ,26 0,06 <0,02 Anm. Lågt ph. S ,52 1,36 0,040 Anm. Mycket lågt ph och hög järnhalt S ,01 0,47 <0,02 Anm. Något hög järnhalt, klarade nätt och jämnt gränsen för egen brunn S ,77 0,34 0,030 Anm. Mycket lågt ph S ,29 0,05 0,038 Anm. Något lågt ph S ,38 0,19 0,036 Anm. Extremt lågt ph, lägst i undersökningen S02697 Borrad brunn 95 m 7,18 0,87 0,084 Anm. För hög järnhalt S ,92 1,08 0,347 Anm. För hög järnhalt och för hög manganhalt S ,47 0,17 0,064 Anm. Extremt lågt ph Halt under mätområdet för analysen. <0,020 för järn och mangan. Detekterbar halt men inom normalt område. Överskrider gränsvärde som skulle medfört anmärkning om vattnet varit från vattenverk (hårdare gränsvärde) Överskrider gränsvärde som medför anmärkning på eget brunnsvatten v01

44 Slutsatser om Humlesjön Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Sammanställning av historiska data har visat att det inträffade flera, samtida förändringar i sjön i slutet av 1990-talet. Siktdjupet sjönk, färgtalet ökade och järnhalterna ökade. Vi vet att den slemmiga mikroalgen Gonyostomum semen förekom i Humlesjön Den dominerade växtplanktonsamhället i september 1996 och cyanobakterien Microcystis aeruginosa dominerade i augusti Vi vet dock inte vilka mängder som förekom. Gonyostomum semen dominerade i augusti 2009 och i juli och augusti Höga biomassor av denna alg uppmättes under Gonyostomum semen förekommer ofta när färgtalet ökar även om orsaken till detta inte är utredd. Det är dock begripligt att den fortfarande kan växa till när vattnet blir mörkt eftersom den har förmåga att vandra mellan ytan och bottnen i sjön. Den stiger upp till ytan för att hämta ljus och sjunker ned till bottnen för att hämta näring. Vad hände i slutet av 1990-talet i Humlesjön som ledde till att färgtalet och järnhalterna ökade? Vi har inga mätningar från tillflödena före I dagsläget är det dock flera tillflöden som har höga järnhalter och höga färgtal, två parametrar som hänger ihop. Föreningar mellan järn och olika organiska ämnen bildar färgande komplex som gör att färgtalet ökar. ph-värden som ligger i underkant för att kräftor ska trivas har uppmätts i sjön. I tillflödena är vattnet ännu surare. De låga ph-värdena där kan förklara varför metallhalterna av järn och aluminium är för höga i tillflödena och dessa förgiftar långsamt sjön. Kanske kalkningen måste ses över. Granskog sänker ph-värdena ytterligare och bör undvikas. Kanske en dialog kunde tas mellan Skogsstyrelsen i Hässleholm och markägarna för att på bästa sätt påverka förvaltningen i uthållig och gynnsam riktning. För att få en förståelse för vilka områden i Humlesjöns avrinningsområde som brunfärgar tillflödena och bidrar till de höga humus-, järn- och manganhalterna behöver vi detaljgranska området och göra täta provtagningar i tillflödena. Inte förrän vi har en helt klar bild över hela avrinningsområdet kan vi förslå eller initiera åtgärder för att förbättra vattenkvaliteten i Humlesjön. Den svenska flodkräftan slogs ut när siktdjupet försämrades, järnhalterna och färgtalet ökade och sedan algen Gonyostomum semen etablerats i sjön. Både järnet, genom bildande av slemmig järnhydroxid, och algens slem, kan ha bidragit till att slå ut kräftbeståndet genom kvävning Den fortsatta förekomsten av slemmigt järn och slemalger kan vara faktorer som förhindrar utvecklande av en livskraftig kräftpopulation. Den låga syrgashalten på Humlesjöns botten är sannolikt en bidragande orsak till att flodkräftan har svårt att etablera sig. TILLKÄNNAGIVANDE Denna undersökning har kommit till på initiativ av Humlesjöns Fiskevårdsområdesförening och med ekonomiskt bidrag från Hässleholms kommun, Tekniska avdelningen. Under provtagningsperioden har naturvårdsingenjör Nicklas Carlsson hjälpt till vid samtliga provtagningar. Ett speciellt tack till Stellan Ivarsson, ordförande i Humlesjöns FVO för hjälp med båtar vid provtagningar, för identifiering av tillflöden samt information om Humlesjön v01

45 REFERENSER Ackefors, H. (1996). The development of crayfish culture in Sweden during the last decade. Freshwater Crayfish 11: Ackefors, H. (2005). Kräftdjur i hav och sjöar. Kiviksgårdens förlag. ISBN Andersson, P. & Nyberg, P. (1984). Experiments with brown trout (Salmo trutta L.) during spring in mountainstreams at low ph and elevated levels of iron,manganese and aluminium. Rep. Inst. Freshw.Res., Drottningholm. 61: p Annadotter, H. & Forssblad, J Orsaker till brunfärgning av sjöar vid Mala. Limnologiska studier av Madsagylet, Malsjön och Sparrsjön Rapport Hässleholms kommun och Regito Research Center on Water and Health. Alexopoulos, E., Mccrohan, C. E., Powell, J. J., Jugdaohsingh, R., White, K. N Bioavailability and toxicity of freshly neutralized aluminium to the crayfish Pacifastacus leniusculus. Archives of Environmental contamination and toxicology. 45: Bertills, U., Hanneberg, P. (1995). Acidification in Sweden. What do we know today? SEPA. Report 4422: Björk, S. (1961). Gonyostomum semen i sydostsvenska vattendrag. Manuskript. Limnologiska institutionen, Lunds universitet. Bydén, S., Larsson, A-M., Olsson, M Mäta vatten. Undersökningar av sött och salt vatten.göteborgs universitet. ISBN Calmano, W., Hong, J. & Förstner, U. (1993). Binding and mobilization of heavy metals in contaminated sediments affected by ph and redox potential. Wat. Sci. Tech. 28: Cronberg, G. (1982). Phytoplankton changes in Lake Trummen induced by restoration. Fol. Limnol. Scand. 18: Cronberg, G. (2005) The life cycle of Gonyostomum semen (Raphidophyceae). Phycologica 44: Cronberg G. & Annadotter, H. (2006). Manual in aquatic cyanobacteria. A photo Guide and a synopsis of their toxicology. ISSHA. ISBN Cronberg G., Lindmark G. & Björk S (1988). Mass development of the flagellate Gonyostomum semen (Raphidophyta) in Swedish forest lakes an effect of acidification. In: Flagellates in freshwater ecosystems, Jones R, Ilmavirta V (editors). Hydrobiologia 161: Cronberg G. & Annadotter H. (1997). Växtplanktonundersökningar i sjöar inom Hässleholms kommun Sommaren Miljöskyddsprogrammet Rapport 1/97. Hässleholms kommun. Dahl, J. (1963). Tranformations of iron and sulphur compounds in soil and its relation to Danish inland fisheries. Trans. Am. Fish. Soc. 92: Emgård, J Humlesjös Flora. ISBN Gerhardt, A. (1992). Subacute effects of iron (Fe) on Leptophlebia marginata (L.) (Insecta: Ephemeroptera). Freshwater Biology 27: Gerhardt, A. (1995). Joint and single toxicity of cadmium (Cd) and iron (Fe) related to metal uptake in the mayfly Leptophlebia marginata (L.) (Insecta: Ephemeroptera). Hydrobiologia 306: Gerhardt, A. & Westermann, F. (1995). Effects of precipitations of iron hyroxides on Leptophlebia margiata L.) (Insecta: Ephemeroptera) in the field. Arch. Hydrobiol. 133: Hansen, AM, Jeppesen, E., Bosselmann, S., Andersson, P Zooplankton i søer metoder og artsliste. Miljøprojekt nr Miljøministeriet. Miljøstyrelsen. Heikkinen, K. (1990a). Seasonal changes in iron transport and nature of dissolved organic matter in a humic river in Northern Finland. Earth Surf. Proc. Landf. 15: Heikkinen, K. (1990b). Nature of dissolved organic matter on the drainage basin of a boreal humic river in Northern Finland. J. Environ. Qual. 19: Hobbs, H. H., Jr. & Hall, E. T., Jr. (1974). Crayfishes (Decapoda: Astacidae). In: Pollution Ecology of Freshwater Invertebrates, (eds. C. W. Hart Jr & S. L. H. Fuller), pp Academic Press, New York. Holmer, F. & Berggren, P. (1996). Fördjupad sjöundersökning. Hässleholms kommun, Miljökontoret. Rapp. 1/ v01

46 House & Bell. (1993), in Nutrient Requirements in dairy Cattle, 7th revised ed National Research Council. Johnson, R. K. & Wiederholm, T. (1989). Classification and ordination of profundal macroinvertebrate communities in nutrient poor, oligo-mesohumic lakes in relation to environmental data. Freshwater Biology 21: Järvenpää, T., Nikinmaa, M., Westman, K. & Soivio, A. (1983). Effects of hypoxia on the haemolymph of the freshwater crayfish Astacus astacus L. In neutral water and acid water during the intermoult period. Freshwater Crayfish 5: Liras, V., Lindberg, M., Lawton, L., Nyström, P., Annadotter, H., Lawton, L. A. & Graf, B. (1998). Can ingested cyanobacteria be harmful to the signal crayfish (Pacifastacus leniusculus)?. Freshwater Biology 39: Luoma, S. N. (1983). Bioavailability of trace metals to aquatic organisms. A review. Sci. Total Environm. 28: Maltby L, Crane M. (1994). Responses of Gammarus pulex (Am- phipoda, Crustacea) to metalliferous effluents Identification of toxic components and the importance of interpopulation variation. Environ Pollut 84: Mena, I. (1981). Manganese. I: Bronner f. Coburn J. W (eds). Disorders of mental metabolism. New York, Academic Press, Naturvårdsverket Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. 2007:4. Bilaga A till handbok. Nyman, M., Korhola, A. & Brooks, S. J. (2005). The distribution and diversity of Chironomidae (Insecta: Diptera) in western Finnish Lapland, with special emphasis on shallow lakes. Global Ecology and Biogeography 14: Obata, T., Hosokawa, H. & Yamanaka, Y. (1993). Effect of ferrous iron on the generation of hydroxyl free radicals by liver microdialysis perfusion of salicylate. Comp. Biochem. Physiol. 85B:701. Obereil, K. (2000). Vitaminer och mineraler för ett bättre liv. Det bästa (Reader s Digest). Puls, R. (1994). Mineral levels in animal health. 2nd edition. Sherpa International. Canada. Rasmussen, K. & Lindegaard, C. (1988). Effects of Fe compounds on macroinvertebrate communities in a Danish Lowland River Stream. Water. Res. 22: Regito (2009). Förundersökning av Humlesjön mellan Bjärnum och Röke Regito Research Center on Water and Health. Riis, T. & Sand-Jensen, K.(1998). Development of vegetation and environmental conditions in an oligotrophic Danish lake over 40 years. Freshwater Biology 40: Rognerud, S., Appelberg, M., Eiggereide, A. & Pursiainen, M. (1989). Water quality and effluents. In: Crayfish Culture in Europé, (eds J. Skurdal, K. Westman & P. I. Bergan), pp The Norwegian Directorate for Nature Management, Trondheim. Rosborg, I Hög koncentration järn i dricksvatten En potentiell hälsorisk. Vatten 65: SGU (1978). Geologiska kartor. Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Steffens, W., Mattheis, T. & Riedel, M. (1992). Field observations on the sensitivity of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) to high concentrations of water-borne iron. EIFAC/XVII/) /Symp.E39, 11 p. Sörensen I. (1954). Gonyostomum semen (Ehrenb.) Diesing en svensk vattenorganism av teoretiskt och praktiskt intresse. Svensk Faunistisk Revy 2:1 5. Welch, E. B. (1992). Ecological Effects of Wastewater. Applied limnology and pollutant effects. Chapman % Hall, E & F Spon. ISBN X. Wissel, B., Boeing, W. J. & Ramcharan, C. W. (2003). Effects of water color on predation regimes and zooplankton assemblages in freshwater lakes. Limnology and Oceanography 48 (5): WHO (2004). Guidelines for Drinking-water Quality. Vol 1, Recommendations.3rd edition. ISBN WQC (1973). Water Quality Criteria Tech. Advisory Comm., Nat. Acad. Of Sci. And Acad. Of Engineers, US Government Printing Office. WQC (1968). Water Quality Criteria. Tech. Advisory Comm. To EPA, US Government Printing Office. Wetzel, R.G. (1983). Limnology, 2nd Edition, Saunders College Publishing, Michigan State University. Wetzel, R. G. (2001). Limnology, 3nd Edition. Academic Press, San Diego, California v01

47 BILAGOR Bilaga 1 Provfisken Länsstyrelsen i Skåne har utfört standardiserade provfisken 1998, 2001, 2005 och Nedanstående uppgifter är hämtade ur sjödatabasen. Vi har kompletterat tabellen med medelvikt per fisk. Tabell B1. Provfiskedata från Humlesjön 1998, 2001, 2005 och Sjö Bottennät Sjö Humlesjön Datum Summa Antal bottennät Antal pelagiska nät Summa Summa Summa Art Antal Vikt g Antal/nät Medelvikt Vikt/nät Abborre ,25 26,7 1126,75 Braxen ,88 343,9 300,88 Gädda ,13 378,0 47,25 Mört ,75 16,1 1457, ,9 2932,5 Abborre ,13 23,9 1676,5 Braxen ,25 511,0 127,75 Gädda , ,0 359,75 Mört ,38 11, Sutare , ,0 288, ,13 18,1 4432,38 Abborre ,13 22,8 963 Gädda ,13 420,0 52,5 Mört ,75 24,1 2280,13 Sutare , ,5 404, ,25 27,0 3700,25 Abborre ,88 51,3 968,63 Gädda , ,5 391,88 Mört ,25 39,0 1334,63 Sutare ,25 5,5 1, ,63 50, , v01

48 ORDLISTA Aphanizomenon ett släkte tillhörande cyanobakterierna. Kan fixera kväve med speciella celler, heterocyter. Anabaena ett släkte tillhörande cyanobakterierna. Kan fixera kväve med speciella celler, heterocyter. Algblomning planktonblom, vattenblom, massförekomst av mikroskopiska alger. Ammoniumkväve är kvävefraktionen i ammoniummolekylen, vilken har den kemiska formeln NH4+. Ammonium är en lättupptaglig kvävekälla för mikroalger. Avrinningsområde tillrinningsområde, den omgivande terräng från vilken en sjö får sitt vatten. Blågröna alger kallas numera ofta cyanobakterier, se cyanobakterier. Cyanobakterier kallas även blågröna alger eller cyanoprokaryoter. Cyanobakterier är fotosyntetiserande alger som finns i sötvatten, hav, i jord, i varma källor och på stenar. Ett fåtal släkten, Microcystis, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia och Planktothrix kan bilda massutvecklingar som kallas blomningar. Flera arter kan bilda starka gifter. COD kemisk syrgasförbrukning. Den mängd syrgas som krävs för att oxidera alla organiska föreningar till oorganiska slutprodukter. Djurplankton små djur som lever i den fria vattenmassan och som mer eller mindre passivt förs runt med strömmar. En del djurplankton kan utföra vertikala vandringar mellan yta och botten. Till skillnad mot växtplankton utför djurplankton ingen fotosyntes. Djurplankton livnär sig på växtplankton, bakterier eller andra djurplankton. Djurplankton är viktig föda för mindre djur som kräftdjur, småfisk och siklöja. Eutrof näringsrik, högproduktiv. Fosfatfosfor är fosforfraktionen i fosfatmolekylen, PO4 3-. Fosfor är i allmänhet ett begränsande ämne i sötvatten. Tillförsel av fosfat till ett vattendrag bidrar framför allt till att öka mängden vattenväxter och snabbväxande mikroalger. Fosfor är ett grundämne (P). Den totala mängden av fosfor i en sjö (mätt som totalfosfor) är ett allmänt accepterat mått på hur näringsrik en sjö är. Fosfor ingår i RNA och DNA och nödvändigt för alla levande celler. Fosfor ingår också i ett stort antal av de enzymer som styr näringsomsättningen samt är en viktig beståndsdel av ATP-molekylen som är en viktig energireserv. Fosfor är även inblandad i bildandet av nukleinsyra som bär på arvsanlagen och i fosfolipiderna som reglerar omsättningen av fett och fettbalansen i blodet. Fosfor har även betydelse för användandet av hormonerna genom att fosforhaltiga föreningar transporterar hormonerna från cellmembranens yttersidor in i cellerna. Fotosyntes biokemisk process varvid kolsyra och vatten genom ljusets inverkan omvandlas till kolhydrater och fritt syre i de gröna växterna och mikroalger. Färgtal Humusämnen, järn- och manganföreningar ger sjövatten en brun färg som kan mätas med t ex spektrofotometer. Färgtalet uttrycks i mg Pt/l. Färgtal överskridande 15 (utgående vatten) eller 30 (hos konsument) i dricksvatten ger anmärkning. Intern fosforbelastning - frigörelse av fosfor från sjöbottens sedimentlager. Klorofyll växternas gröna färgämne som spelar en central roll i fotosyntesen. Kväve är grundämnet med atomnummer 7. Kväve förekommer som kvävgas (N2) i atmosfären och utgör 78 % av volymen. Microcystis ett släkte tillhörande cyanobakterierna som ofta massutvecklas och bildar gröna klumpar eller skikt i vattnet. Detta släkte kan producera starka toxiner. Nitrat är en sammansatt jon med den kemiska beteckningen NO3 -. Nitratjoner bildas när nitrifikationsbakterier omvandlar ammoniumjoner till nitritjoner och sedan vidare till nitratjoner. Nitratjoner kan sedan omvandlas till kvävgas genom denitrifikation av fakultativt aeroba bakterier. Nitratkväve är kvävefraktionen i nitratmolekylen, NO3 -. Nitrat kan användas av alger som en kvävekälla. Nitrat är en viktig elektronacceptor för vissa bakterier v01

49 Oligotrof näringsfattig, lågproduktiv. ph-värde är ett mått på koncentrationen av vätejoner i vattnet. ph 7 är normalt och mindre värde indikerar surt vatten medan basiskt vatten har högre värde. Under ph 5 kan oftast inga andra fiskarter än ål överleva i längden. Skalan är logaritmisk. En sänkning av ph-värdet med en enhet (t ex från ph 7 till ph 6 innebär 10 ggr fler vätejoner.) Sulfat är en förening mellan svavel och syre, SO4 2-. Siktdjup siktdjupet mäts genom att sänka ned en vit skiva, Ø25 cm, i vattnet tills den nätt och jämt kan ses från ytan. Svavelväte en giftig gas som ger ruttna ägg dess speciella lukt. TOC totalt organiskt kol är ett mått på kolinnehållet i löst och partikulärt organiskt material i vatten. Totalfosfor innefattar fosfat som är direkt tillgängligt för alger och växter och fosfor som är bunden i mineraler och organismer. Totalkväve innefattar nitrat, ammonium och organiskt bundet kväve. Toxin giftämne producerat av mikroorganismer. Tungmetaller är en metall eller legering med en densitet högre än 4 5 g/cm 3. De flesta metaller är tungmetaller. Järns densitet är exempelvis 7,86 g/cm 3. (Metaller med en lägre densitet kallas lättmetaller. Aluminium, kalcium och magnesium är exempel på lättmetaller.) Turbiditet är ett mått på grumligheten av vatten pga olöst substans, t ex slam, lera, plankton m.m. Turbiditeten mäter hur mycket en ljusstråle sprids och absorberas i stället för att passera rakt fram genom vattnet. För dricksvatten bör turbiditeten understiga 0,5 FNU för vattenverkets utgående vatten och 1,5 FNU hos konsumenten annars klassas dricksvattnet som tjänligt med anmärkning. Naturvårdsverket klassar en turbitidet >7 i sjöar och vattendrag som Starkt grumlat vatten. Växtplankton är mikroskopiska alger i sötvatten och hav. De är fritt svävande i vattenmassan eller simmar med hjälp av flageller. Mängden och artsammansättningen av växtplankterna i ett vatten kan ge viktiga upplysningar att vattnets kvalitet. De vanligaste växtplanktongrupperna i svenska sjöar är grönalger, kiselalger, guldalger, ögonalger, pansarflagellater, blågröna alger (cyanobakterier) och rekylalger. Figur 20, baksidan Båtplatsen vid Humlesjön Foto: Johan Forssblad v01

50 Limnologisk undersökning av Humlesjön 2011 Stellan Ivarsson lyfter på några stenar för att spana efter flodkräftor. Under 2011 genomfördes en limnologisk undersökning av Humlesjön. Sjön är en mycket uppskattad sjö för bad och fiske i norra Skåne. Sjön hade ett livskraftigt bestånd av svensk flodkräfta fram till 1999 när de försvann utan att kräftpest kunde konstateras. Sedan dess har Humlesjöns Fiskevårdsområdesförening tillsammans med Skånes länsstyrelse satt in flodkräfta på nytt. Dessvärre verkar inte kräftorna kunna etableras i Humlesjön. Varför? I denna studie redovisas resultat av undersökningar som utfördes i Humlesjön och dess avrinningsområde under Ett stort antal ämnen inklusive många metaller har analyserats i vatten från sjön och i tillflödena. Vi har funnit att en trend med lägre siktdjup och ökat färgtal startade i Humlesjön året innan flodkräftan försvann.i rapporten diskuterar vi olika förklaringar till att flodkräftan har svårt att återigen få fotfäste i Humlesjön. Heléne Annadotter är doktor i algologi vid Københavns Universitet. Hon har vigt sitt liv åt forskning som främjar en god vattenkvalitet i världen särskilt med avseende på dricksvatten, insjöar och sambandet mellan hälsa och vattenkvalitet. Johan Forssblad är civilingenjör vid Lunds Tekniska Högskola. Johan har svarat för många mätningar, databearbetning, foto och layout. Mer information finns på ISBN