Vättern och dess tillflöden 1999

Transkript

1 Vättern och dess tillflöden 19 Lars Sonesten (red), Lars Eriksson, Eva Herlitz, Gunnar Persson, Gesa Weyhenmeyer, Anne-Marie Wiederholm & Mats Wallin Innehåll Förord 1. Väderlek och vattenstånd i Vättern 2. Vattenkemi i Vättern 3. Vattenkemi i Vätterns till öden och utlopp 4. Växtplankton i Vättern 5. Djurplankton i Vättern 6. Bottenfauna i Vättern 7. Litteraturhänvisningar Bilagor Bilaga 1. Vattenkemiska och -fysikaliska parametrar inom provtagningsprogrammet för Vättern.

2 Förord Institutionen för miljöanalys vid SLU har på uppdrag av Vätternvårdsförbundet utfört undersökningar inom den regionala miljöövervakningen i Vättern, samt dess till öden och utlopp, under 19. I uppdraget ingår provtagning, analys och utvärdering av vattenkemi, växtplankton, djurplankton och bottenfauna. Provtagning samt kemiska och biologiska analyser har utförts i enlighet med Program för samordnad regional miljöövervakning i Vättern (Vätternvårdsförbundet 16) som i sin tur bygger på Naturvårdsverkets Handbok för miljöövervakning ( nns tillgänglig på Internet via: Provtagningar har i de esta fall utförts av personal från Institutionen för miljöanalys, och de kemiska och biologiska analyserna har utförts på institutionens ackrediterade laboratorier. Undantag är kemiska analyser av vattnet i Lillån och Malmabäcken som utförts av ALcontrol Laboratories, samt ödesmätningar i vattendragen. Därutöver har klimat- och vattenståndsdata erhållits från SMHI. Mats Wallin har varit projektledare. Lars Sonesten har redigerat materialet, samt varit ansvarig för utvärderingen av den vattenkemiska sammansättningen i Vättern och dess till öden och utlopp. Gesa Weyhenmeyer har sammanställt och utvärderat klimat- och vattenståndsuppgifter. Anne-Marie Wiederholm och Eva Herlitz har utfört artbestämningar och utvärderat växtplanktonmaterialet. Djurplanktonmaterialet har artbestämts av Inger Sjöstedt och utvärderats av Gunnar Persson. Bottenfaunan har artbestämts och utvärderats av Lars Eriksson.

3 Sammanfattning Väderleksmässigt var 19 ett mycket variationsrikt år med stora kontraster storm i februari, oväder och översvämningar i april, rekordvarmt i september, samt återigen oväder under årets två sista månader. Den rika nederbörden gjorde att vattenståndet i sjön var mycket högt under året, speciellt under årets första sju månader, och följaktligen var även vatten ödet rekordstort i utloppet Motala ström. I Vättern har totalkvävehalten under varit nästan dubbelt så hög som det fastställda miljömålet, medan fosforhalterna låg väl uppfyller målet. Framförallt har halten av organiskt bundet kväve varit högre än normalt under de sista tre åren, men även klorofyllhalten och mängden organiskt material har tenderat till att öka något. Dessa tendenser till ökad primärproduktion antas bero på dels naturliga klimatvariationer, dels på en viss ökad transport av kväve och organiskt material i Vätterns till öden. Fosforhalterna har däremot minskat i till- ödena. Brister i vattenföringsuppgifter för många vattendrag begränsar dock möjligheterna att kunna genomföra en fullständig bedömning av näringstillstånd och naturliga haltvariationer. Metallhalterna i de esta undersökta vattendrag är genomgående låga eller mycket låga, vilket innebär att det är liten risk för att organismer skall påverkas negativt. Metallhalterna i Malmabäcken vid Habo var däremot betydlig högre än i övriga vattendrag. Koppar- och zinkhalterna i Malmabäcken var så höga att det nns risk för negativa effekter på organismer. Det höga ph-värdet i såväl Malmabäcken som i Vättern som helhet, minskar dock risken för toxiska effekter. Växtplanktonsammansättningen i Vättern har varit likartad de senaste tre åren med en mycket låg totalbiomassa. Mängden djurplankton var nära långtidsmedelvärdet för perioden 18 19, såväl antalsmässigt som med avseende på biovolymen. Generellt sett var beståndet något större i den norra delen av sjön. Djupbottenfaunan var något individfattigare i augusti 19 jämfört med föregående år. Artsammansättningen är stabil i Vättern, medan det förekommer kraftiga variationer i individtäthet och total biomassa mellan olika år. Dessa svängningar i biomassa beror sannolikt på klimatvariationer som bland annat styr växtplanktonproduktionen och därmed en viktig födokälla för bottenfaunan.

4 1. Väderlek och vattenstånd under 19 Väderförhållandena var mycket extrema under året stormvindar i februari, oväder och översvämningar i april, rekordvärme i september, samt oväder återigen i november och december. Den rika nederbörden orsakade att vattenståndet i sjön var mycket högt under hela året och särskilt under de första sju månaderna. Vinter (januari till februari) Vattenståndet i Vättern var nästan,4 m högre än den normala vinternivån ( gur 1.1). Detta orsakades av den milda ( gur 1.2) och nederbördsrika väderleken ( gur 1.3). På grund av den mycket varma vintern förblev de centrala delarna av Vättern isfria under hela vintern och endast den mer skyddade Vadstenaviken blev istäckt. Vid Hjo, som vanligtvis blir islagd omkring den 19 januari, lade sig isen aldrig. I februari blåste det mycket och marken var för det mesta snötäckt ( gur 1.4). Vår (mars till maj) I den skyddade Vadstenaviken ägde islossningen rum den 15 mars, vilket är 2 dagar tidigare än normalt. I kontrast till den varma vintern var maj något kyligare än normalt ( gur 1.2). Nederbördsmängderna var under våren fortsatt höga ( gur 1.3), liksom vattenståndet ( gur 1.1). Sommar (juni till augusti) Lufttemperaturen under sommaren 19 var förhållandevis normal med något högre temperatur än normalt i juli ( gur 1.2). Vattenståndet var fortfarande mycket högre än normalt ( gur 1.1), förmodligen p g a kraftiga regn i juni ( gur 1.3). Fr o m juli började dock vattennivån att successivt sjunka ( gur 1.1). Avvikelse från normalvattenstånd 19- (m) Vattenstånd (m ö h) jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec Figur 1.1. Månadsmedelvärden för vattenståndet i Vättern 19. Diagrammet visar även skillnaderna mellan vattenståndet 19 och normalvattenståndet Positiva värden anger högre och negativa värden lägre vattenstånd än normalt. Data från SMHI. Höst (sept. nov.) och vinter (december) Liksom i största delen av landet var september exceptionellt varm (mer än 3 C varmare än normalt) och även i november uppmättes mycket höga lufttemperaturer ( gur 1.2). Nederbörden var lägre än normalt i oktober och november, men mycket högre i december ( gur 1.3). I vissa delar av landet var december den nederbördsrikaste månad som hittills noterats. Överhuvudtaget var december speciell med bl a kraftiga stormvindar.

5 Avvikelse från normalvärde ( C) Månadsmedel temperatur ( C) Jönköping jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec Karlsborg jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec Figur 1.2. Månadsmedeltemperatur i Jönköping och Karlsborg 19. Figurerna visar även skillnaderna mellan lufttemperaturen 19 och normaltemperaturen Positiva värden anger högre och negativa värden lägre temperatur än normalt. Data från SMHI Flahult Karlsborg jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec Figur 1.3. Månadsnederbörd i Flahult (strax söder om Jönköping) och Karlsborg 19. Figurerna visar även skillnaderna mellan nederbörden 19 och normalnederbörden Positiva värden anger högre och negativa värden lägre nederbörd än normalt. Data från SMHI. Snödjup (cm) Islossning Vadstenaviken 1-jan 1-feb 1-mar 1-apr 1-maj Figur 1.4. Snödjup i Karlsborg, samt tidpunkten för islossning (vertikal linje) i Vadstenaviken 19. Vätterns centrala delar saknade istäcke denna vinter. Data från SMHI.

6 2. Vattenkemi i Vättern Totalkvävehalten i Vättern har under varit nästan dubbelt så hög som miljömålet, medan fosforhalterna väl uppfyller miljömålet. Framförallt har halten av organiskt bundet kväve varit högre än normalt under de sista tre åren. Även klorofyllhalten och mängden organiskt material tenderar till att ha ökat något. Klimatvariationer antas orsaka denna tendens till produktionsökning, eftersom tillgängliga belastningsdata inte tyder på någon ökad fosfortillförsel. Inledning Syfte Syftet med de vattenkemiska provtagningarna i Vättern är: att beskriva vattenkemiskt tillstånd och förändring i Vättern, att bedöma Vätterns påverkan av luftföroreningar, olika typer av utsläpp, samt av markanvändning och andra ingrepp eller åtgärder inom avrinningsområdet. Provtagnings- och analysmetoder Vattenprover tas varje år i mitten av april, maj, juli och augusti på 5 olika vattendjup vid 2 stationer ( gur 1.1 och tabell 2.1). Detta är ett reducerat provtagningsprogram jämfört med de 5 stationer och 7-9 nivåer som undersöktes t o m 19. Prov tas från,5 m, 1 m, 3 m, 5 m, samt 1 meter över botten. Temperaturmätning med termistor görs från ytan ned till botten. Från och med 16 mäts temperaturen varannan meter från ytan ned till 3 m djup, därefter var 1:e meter ned till botten. Klorofyllprov tas från ytan, samt från det samlingsprov som tas för växtplanktonanalys (-24 m). Tabell 2.1. Vattenkemiska provtagningsstationer. Nr Station Koordinater Maxdjup Nivåer (x-y) (m) (m) 1 Edeskvarna , 1, 3, 5, b * 2 Jungfrun NV , 1, 3, 5, b * * b=botten De prov som insamlas i maj och augusti analyseras med avseende på 32 vattenkemiska och fysikaliska variabler ( fullkemi-listan i tabell 2.2), medan april och juli proverna endast analyseras m a p 14 parametrar ( stödkemi-listan i tabell 2.2). De senare proverna utgör främst ett komplement till växtplanktonprovtagningen. Inom PMK-programmet för Vättern har man under en lång period använt sig av summan av olika kvävefraktioner (Kjeldahlkväve + nitritoch nitratkväve) vid bestämningen av totalkvävehalten, istället för totalkväve (persulfatuppslutning). Man har även bestämt halten löst organiskt material m h a permanganatförbrukning (KMnO 4 ) istället för TOC (totalmängden organiskt kol). Tillsvidare analyseras samtliga metoder parallellt för att inte förlora möjligheten att kunna göra trendanalyser för hela tidsperioden.

7 Provtagningsplatser i sjön Vattenkemi, växt- och djurplankton 1 Edeskvarna 2 Jungfrun Bottenfauna 3 Visingsö 4 Omberg 5 St. Aspön Provtagningsplatser i tillflöden 1 Motala ström (Vätterns utlopp) 2 Mjölnaån 3 Orrnäsån 4 Röttleån 5 Huskvarnaåns utlopp 6 Munksjöns utlopp 7 Lillån 8 Domneån 9 Hökesån 1 Knipån 11 Gagnån 12 Svedån 13 Malmabäcken 14 Hjoån 15 Forsviksån 16 Hammarsundet* * Provplatsen är eg belägen i ett sund, men behandlas som ett vattendrag av Vätternvårdsförbundet Figur 2.1. Karta över Vätterns avrinningsområde med provtagningslokaler inom den nationella och regionala miljöövervakningen för vattenkemi, växt- och djurplankton, bottenfauna, samt vattenkemi i sjöns till öden och utlopp.

8 Tabell 2.2. Vattenkemiska variabler inom provtagningsprogrammet för Vättern. Fullkemilista (maj och aug.) Temperatur Siktdjup ph Konduktivitet Kalcium Magnesium Natrium Kalium Alkalinitet Sulfat Klorid Ammoniumkväve Nitrit+Nitratkväve Organiskt kväve Totalkväve Fosfatfosfor Totalfosfor Tot. organiskt kol (TOC) KMnO 4 -förbrukning Absorbans Syrgas Klorofyll a Kisel Järn Mangan Aluminium Koppar Zink Kadmium Bly Krom Nickel Stödkemilista (april och juli) Temperatur Siktdjup ph Konduktivitet Ammoniumkväve Nitrit+Nitratkväve Organiskt kväve Totalkväve Fosfatfosfor Totalfosfor Tot. organiskt kol (TOC) Syrgas Klorofyll a Kisel Fakta 1: Data från Vättern på Internet Samtliga vattenkemiska och biologiska provtagningsdata från Vättern finns tillgängliga på Internet på adressen: (hemsidan för Institutionen för miljöanalys vid SLU). Här finns en länk till databasen för miljöövervakning där data från den nationella miljöövervakningen i sjöar och vattendrag finns lagrade tillsammans med data från en del regionala program, bl.a. Vättern. Denna databas är i sin tur uppdelad i fyra delar - vattenkemi, växtplankton, djurplankton och bottenfauna. Välj först en av dessa databaser. Sedan väljer du det program eller projekt du är intresserad av, t.ex. Vättern. Du erhåller då en lista över aktuella provtagningsstationer. Välj en av dessa stationer genom att klicka på stationsnamnet i stationslistan eller genom att klicka på stationen på kartan. Välj sedan en eller flera parametrar, period (år), säsong (månad) och vattendjup. Du kan sedan välja att få data redovisat i diagram- eller tabellform. Om du vill bearbeta data vidare i andra programvaror, t.ex. i Excel, kan du ladda ner tabeller direkt som textfiler. Att beställa data Om Du inte har tillgång till en dator ansluten till Internet går det också bra att beställa data till självkostnadspris per telefon eller skriftligen. Ange stationsnamn, nivå, tidsperiod och variabler om Du beställer data skriftligen. Specialbeställningar som avviker från institutionens standardutskrifter görs helst per telefon. Beställningsadressen är: Inst. för miljöanalys, SLU, Box, 7 Uppsala Tel.: (Bert Karlsson) E-post: Bert.Karlsson@ma.slu.se. Resultat och diskussion Nedan redovisas ett urval av resultaten från provtagningarna 19. De homogena vattenkemiska förhållandena i Vättern gör att vattenkvaliteten vid de båda provtagningsstationerna är mycket likartad (se Wilander & Willén 19). Tidsserier redovisas därför enbart för stationen Edeskvarna. Den som vill ha tillgång till data från andra provtagningslokaler och/eller för samtliga analyserade variabler och provtagningsnivåer hänvisas till hemsidan för Institutionen för miljöanalys (se faktaruta 1).

9 Näringstillstånd Kväve- och fosforföreningar Totalkvävehalten i Vättern ökade stadigt fram till mitten av 198-talet för att sedan vara relativt konstant fram till 16 ( gur 2.2). Eftersom det endast nns belastningsdata för ett fåtal av Vätterns till öden är det svårt att säkerställa orsakerna till den observerade utvecklingen i sjön. Ett antal tänkbara orsaker har tidigare framförts, t ex kortvariga episoder med stor kvävedeposition Tot-N (µg/l) Miljömål Kvävehalt (µg N/l) NO 2 -N + NO 3 -N Tot-N Organiskt-N Figur 2.2. Säsongsmedel-, min- och maxhalter av totalkväve i Vätterns ytvatten (,5 m) vid Edeskvarna Halten ökade därefter kraftigt under 19 och var fortsatt hög under 18. Under 19 minskade dock totalkvävehalten något. Det har tidigare visats att det framförallt är nitratkväve som har ökat under hela perioden (Wallin m 19), men 19 och 18 var även halten organiskt bundet kväve högre än normalt ( gur 2.3). Det motsatta förloppet har noterats för totalfosforhalten i Vätterns ytvatten. Halten har stadigt minskat under den senare hälften av 1-talet, förutom under det senaste året då halten ånyo har ökat något ( gur 2.4). En liknande utveckling av totalkväve och -fosforhalterna har även noterats i Vänern (Sonesten m 2) Figur 2.3. Säsongsmedelhalter av organiskt bundet kväve och summan av nitrit- och nitratkväve, samt totalhalterna av kväve i Vätterns ytvatten (,5 m) vid Edeskvarna Tot-P (µg/l) Miljömål Figur 2.4. Säsongsmedel-, min och maxhalt av totalfosfor i Vätterns ytvatten (,5 m) på station Edeskvarna

10 och interna processer i sjön. En annan tänkbar orsak är att den minskade fosforhalten under senare tid har orsakat en minskad denitri kation och/eller minskad fastläggning av kväve i sedimentet p g a minskad sedimentation av organiskt material, vilket i sin tur skulle bero på minskad primärproduktion (Persson m 19). Eftersom förloppet även har iakttagits för Vänern, är det troligt att de stora klimatväxlingar som har ägt rum under de senaste åren kan ligga bakom åtminstone en del av de haltförändringar som har observerats i sjöarna under samma tid. Detta stöds av en tendens till ökad växtplanktonbiomassa, vilket kan ses genom något ökad klorofyllhalt ( gur 2.5) och en ökad mängd organiskt material ( gur 2.6), liksom en viss ökning i växtplanktonbiomassan under samma tidsperiod (se Växtplanktonavsnittet). Produktionsökningen kan däremot inte spåras genom förändrat siktdjup i sjön ( gur 2.7), vilket kan bero på att det krävs mycket stora biomasseförändringar för att det skall kunna påverka siktdjupet i denna typ av näringsfattiga klarvattensjöar med ett normalt mycket stort siktdjup. Det har även framförts misstankar om att ett byte av konserveringmetod för vattenprov som genomfördes 19 (H 2 SO 4 används numera istället för HgCl 2 ), kan ha orsakat en del av det noterade fenomenet (Wallin m 19). Speciellt som en haltminskning med 3 µg fosfor/l motsvarar en minskning av det totala fosforinnehållet i Vättern med 222 ton. Detta motsvarar den totala fosfortillförseln till Vättern under 3 år, vilket förefaller orimligt mycket eftersom det skulle kräva mycket stora förändringar i tillförsel, då Vätterns teoretiska omsättningstid är ca 6 år. Eventuell inverkan av den förändrade konserveringsmetoden på uppmätta fosforhalter i Vättern är förnärvarande under utredning vid Institutionen för mijöanalys. Klorofyll Vättern som är en kall och klar sjö med låga närsaltshalter har följaktligen också låg Klorofyll (mg/m 3 ) 3 2,5 2 1,5 1, Figur 2.5. Säsongsmedel-, min och maxhalt av klorofyll i Vätterns ytvatten (,5 m) vid Edeskvarna växtplanktonbiomassa, mätt som klorofyll ( gur 2.5). Säsongsmedelhalten varierar kring 1 mg/l under hela tidsserien med en viss tendens till minskad halt under 1- och 198-talet. Under senare hälften av 1-talet ökade däremot klorofyllhalten ånyo något. Detta mönster kan även urskiljas för halten organiskt material i sjön. Enligt naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 19) motsvarar Vätterns klorofyllhalt oligotrofa sjöar med små växtplanktonmängder och låga klorofyllnivåer.

11 Organiskt material Halten organiskt material, liksom klorofyllhalten, minskade under 1- och 198-talet, för att sedan öka efter 19 ( gur 2.6). Halten anges här som permanganatförbrukning som ger ett mått på mängden oxiderbar organisk substans. Permanganatförbrukning kan även omräknas till kemisk syreförbrukning (COD Mn ) genom att dividera med 3,. Haltminskningen mellan 1988 och 19 har tidigare ansetts vara ett resultat av minskade utsläpp från cellulosaindustrin (Wilander & Willén 19), men senare års analysresultat tyder på att det åtminstone till en del kan vara en effekt av naturliga klimat uktuationer. Man kan således förvänta sig att halterna av organiskt material kommer att fortsätta att variera på samma sätt framöver och att den mänskliga påverkan på denna haltutveckling är mindre än man tidigare har trott. Siktdjup Medelsiktdjupet har under mätperioden varierat mellan 9,3 m och 13,7 m utan att uppvisa någon tydligt trendmönster ( gur 2.7). Störst uppmätta siktdjup under perioden är 15 m (198, 12 och 16) och det minsta 7,2 m (15). Den ökande halten av organiskt material efter 19 och den ökade klorfyllhalten under 1-talets senare hälft, tycks inte ha påverkat siktdjupet negativt. Tvärtom tycks siktdjupet t o m ha ökat något under denna period. Den minskande halten organisk material under senare delen av 8-talet och början av 9-talet KMnO 4 (mg/l) Figur 2.6. Säsongsmedel-, min och maxhalt av organiskt material, uttryckt som permanganatförbrukning, i Vätterns ytvatten (,5 m) vid Edeskvarna Siktdjup (m) Figur 2.7. Årsmedel-, min- och maxvärden på siktdjupet i Vättern vid Edeskvarna tycks således inte ha bidragit till någon säkerställd ökning av siktdjupet. Orsaken till detta torde vara att det troligen krävs mycket stora förändringar för att påverka det redan stora siktdjupet i Vättern (Wilander & Willén 19).

12 3. Vattenkemi i Vätterns tillflöden och utlopp Vatten ödet i Motala ström var rekordstort 19. Halterna av kväve och organiskt material ökar generellt i till ödena, medan fosforhalterna minskar. Metallhalterna i Malmabäcken var betydlig högre än i övriga undersökta vattendrag. Koppar- och zinkhalterna i Malmabäcken var så höga att det nns risk för biologiska effekter. Brister i vattenföringsuppgifter för många vattendrag begränsar möjligheterna att bedöma näringstillstånd och naturliga haltvariationer. Inledning Syfte Syftet med de vattenkemiska provtagningarna i Vätterns till öden och utlopp är: att beskriva vattenkemiska tillståndet och förändringar i Vätterns utlopp och större till öden. att ta fram underlag till transportberäkningar för olika ämnen som tillförs Vättern. att ta fram underlag för beräkningar av ämnestransporter i Vätterns utlopp. Provtagningsstationer Provtagning görs i mitten av varje månad, dvs. 12 gånger per år, i den centrala delen av strömfåran på,5 m djup. Undantaget är Malmabäcken där provtagning görs varannan månad, dvs. 6 gånger per år. Provtagning sker i vissa större till öden, samt i Vätterns utlopp ( gur 2.1 och tabell 3.1). Totalt analyseras 22 vattenkemiska och -fysikaliska parametrar ( baslistan i tabell 3.2). Därutöver analyseras nio olika metaller i sex av till ödena ( metall-listan i tabell 3.2). Samtliga analyser har utförts med ackrediterade metoder (bilaga 1) vid Institutionen för miljöanalys, SLU, förutom analyser av prov från Lillån och Malmabäcken som har analyserats av ALcontrol Laboratories. Metallhalter i Lillån och Malmabäcken bestäms sex gånger per år. Tidigare, när Vätterns till öden och utlopp ingick i PMK-programmet, analyserades Kjeldahl-kväve istället för totalkväve (persulfatuppslutning) vid bestämningen av halten totalkväve. Dessutom analyserades permanganatförbrukning (KMnO 4 ) istället för TOC vid bestämningen av halten löst organiskt material. Tillsvidare analyseras samtliga metoder parallellt för att inte förlora möjligheterna att göra trendanalyser för hela tidsperioden. Resultat och diskussion Nedan redovisas ett urval av resultaten från provtagningarna 19. Den som vill ha tillgång till samtliga data hänvisas till Institutionen för miljöanalys hemsida (se faktaruta 1).

13 Tabell 3.1. Provtagningsstationer för vattenkemi i Vätterns tillflöden och utlopp. Platsernas läge enligt figur 2.1. Nr Namn - läge Koordinater Analyslista Frekvens Anmärkning (x y) (ggr/år) 1 Utloppet Motala Ström (VT1) Baslista 12 2 Mjölnaån (VT2) Baslista 12 3 Orrnäsån (VT23) Baslista 12 4 Röttleån (VT5) Baslista 12 5 Huskvarnaån utlopp (VT25) Baslista/Metaller 12/12 6 Munksjöns utlopp (SRKF4) Baslista/Metaller 12/12 7 Lillån Baslista/Metaller 12/12 Provtagning och analys sker genom SRK Södra Vätterns omsorg 9 Hökesån (VT18) Baslista 12 1 Knipån (VT19) Baslista Gagnån (VT2) Baslista Malmabäcken Baslista /Metaller 6 /6 Si, Org-N, KMnO 4, abs. och susp. Ej joner (Ca, 14 Hjoån (VT21) Baslista 12 8 Domneån (VT9) Baslista 12 Nationellt referensvattendrag 12 Svedån (VT11) Baslista/Metaller 12/12 Nationellt referensvattendrag Mg, Na, K, Cl, SO 4 ), Ej Cd 15 Forsviksån (VT13) Baslista/Metaller 12/12 Nationellt referensvatten drag 16 Hammarsundet Baslista/Metaller 12/12 Provplatsen är eg. belägen i ett sund (se fig 2.1) Vattenföringen Årsmedelvattenföringen i Vätterns utlopp, 5 4 Motala ström, under 19 är det hittills högsta 3 noterade sedan mätningarnas början ( gur 3.1). Årsmedelflöde (m 3 /s) 7 6 Figur 3.1. Årsmedelvattenföring i Vätterns utlopp, Motala ström,

14 Tabell 3.2. Vattenkemiska och -fysikaliska variabler inom provtagningsprogrammet för Vätterns större till- öden samt ut ödet. Baslista Metallista Temperatur Ammoniumkväve Järn ph Nitrit+Nitratkväve Mangan Alkalinitet Organiskt kväve Aluminium Konduktivitet Totalkväve Koppar Kalcium Fosfatfosfor Zink Magnesium Totalfosfor Kadmium Natrium Tot. organiskt kol, TOC Bly Kalium Permanganatförbrukning Nickel Sulfat Suspenderat material Krom Klorid Absorbans Kisel Syrgas Närsaltshalter och mängden organiskt material Vatten ödets påverkan på haltutvecklingen i vattendrag är mycket komplex och skiljer sig mellan kväve, fosfor och organiskt material. Organiskt material uppvisar tydligast positiva samband med vattenföringen, dvs. ökande halter vid ökande vattenföring. Även för kväve och fosfor nns det ofta ett svagt samband, men det kan även förekomma ett negativt samband med vattenföringen vid låga öden. Viktigt i detta sammanhang är om mätperioden har föregåtts av långvarig torka eller omfattande regnperioder, vilka kan orsaka upplagring respektive utlakning av närsalterna i marken. För att kunna göra en fullständig utvärdering av tidstrender i haltutvecklingen i vattendrag bör man kunna kvanti era effekter av naturliga klimatsvängningar genom vattenföringens påverkan. Eftersom vattenföringsdata saknas för de esta vattendrag i Vätterns avrinningsområde är det dock omöjligt att ge en fullständig bild av de bakomliggande orsakerna till eventuella förändringar. Kväve I de esta av Vätterns till öden tenderar årsmedelhalterna av kväve att öka ( gur 3.2). Ingen tydlig förändring i kvävedeposition har skett under 1-talet (Aksellson m. 2), vilket sammantaget med den stora mellanårsvariationen i kvävehalter i till ödena, gör att trender bör tolkas med stor försiktighet. Fosfor Till skillnad från kvävehalterna tenderar de esta vattendragen till minskade eller oförändrade årsmedelhalter av totalfosfor ( gur 3.3). Endast ett fåtal till öden uppvisar en svag tendens till stigande fosforhalter. Organiskt material Årsmedelhalterna av organiskt material, uttryckt som permanganatförbrukning (KMnO 4 ) uppvisar en sjunkande trend i

15 Tabell 3.3. Klassi cering av tillstånd i vattendrag med avseende på arealspeci ka förluster av kväve och fosfor enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 19). Klass Benämning Arealspecifik förlust Normalläckage olika marktyper Kväve 1 Mycket låga förluster < 1, Fjällhed och fattiga skogsmarker 2 Låga förluster 1, 2, Icke kvävemättad skogsmark i norra och södra Sverige 3 Måttligt höga förluster 2, 4, Opåverkad myrmark, påverkad skogsmark, ogödslad vall 4 Höga förluster 4, 16, Åkermark i slättbygd 5 Mycket höga förluster > 16 Odlade sandjordar, ofta i kombination med djurhållning Fosfor 1 Mycket låga förluster <,4 Lägsta förlust från opåverkad skogsmark 2 Låga förluster,4,8 Vanlig skogsmark 3 Måttligt höga förluster,8,16 Hyggen, myr/torvmark, mindre erosionsbenägen åkermark 4 Höga förluster,16,32 Åkermark i öppet bruk 5 Mycket höga förluster >,32 Erosionsbenägen åkermark Vätterns utlopp (Motala ström), medan halterna istället ökar i samtliga till öden utom i Lillån ( gur 3.4). Utläckaget av organiskt material från omgivande marker är till största delen klimatstyrd. Rimligen borde därför de observerade haltökningar i Vätterns till öden bero på storskaliga klimattrender. Transport av närsalter och organiskt material Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket 19) har använts vid bedömning av tillståndet i Vätterns till öden och utlopp med avseende på näringsämnena kväve och fosfor (tabell 3.3). Dessa bedömningsgrunder använder arealspeci ka förluster av kväve och fosfor, till skillnad från tidigare bedömningar som gjordes utifrån halter i vattendragen. Användandet av arealspeci ka förluster av näringsämnen inriktar sig på vattendragens betydelse för transporten av närsalter till sjöar och havsområden. Den arealspeci ka förlusten utgör också ett indirekt mått på produktionsför- Lillån Munksjöns utl. Huskvarnaån Mjölnaån Svedån Motala ström Lillån Munksjöns utl. Huskvarnaån Mjölnaån Svedån Motala ström Kväveförlust (kg N/ha år) Bedömningsgrundsklass Fosforförlust (kg P/ha år),,5,1,15, Bedömningsgrundsklass Figur 3.5 Arealspeci ka förluster av kväve (överst) och fosfor (underst) uttryckt som medelvärden för perioden Streckade linjer anger klassgränser för olika tillståndsklasser enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder.

16 utsättningarna för vattendragens växt- och djursamhällen. De arealspeci ka förlusterna beräknas på haltmätningar 12 gånger per år under 3 år, samt uppmätt eller beräknad dygnsvattenföring. För Vätterns till öden och utlopp har uppgifter om dygnsvattenföring multiplicerats med motsvarande koncentrationer som erhållits genom linjär interpolering mellan mättillfällena. De framräknade dygnstransporterna har summerats årsvis för att erhålla årstransporten. Arealspeci ka förlusten har sedan erhållits genom division med avrinningsområdets yta. Vattenföring mäts eller modelleras kontinuerligt i endast 5 av Vätterns till öden, samt i utloppet Motala ström. Detta medför att möjligheterna till helhetsbedömningar av det aktuella tillståndet m a p kväve och fosfor är mycket begränsade. de andra vattendragen ( gur 3.5). Närsaltsläckaget ligger i klass 4 (höga förluster) för båda vattendragen, vilket motsvarar normalläckage från åkermark i öppet bruk (tabell 3.3). Kväveläckaget ligger dock nära gränsen till mycket höga förluster (klass 5). Närsaltsläckaget inom övriga tillrinningsområden är låga eller måttliga ( gur 3.5). Det arealspeci ka läckaget via Motala ström är lägst av samtliga undersökta vattendrag (mycket låga kväveförluster och låga fosforförluster), vilket beror på att Vättern fungerar som en effektiv kväve- och fosforfälla. Vattenföringen har en mycket stor betydelse för hur mycket närsalter som tillförs från omgivande marker. Den rekordstora vattenföringen 19 får dock inte full genomslagskraft vid bedömningar av miljötillståndet eftersom man använder sig av treårsmedelvärden ( gur ). Lillån och Munksjöns utlopp i Vättern har väsentligt högre kväve- och fosforläckage än

17 Tot-N µg/l Forsviksån - Forsvik R 2 =,12 V ä t t e r n 1 Lillån - Utl. Vättern Hjoån - Utl. Vättern 1 Motala ström - Motala Tot-N µg/l 2 1 R 2 =,7 Tot-N µg/l 8 6 R 2 =,31 4 Tot-N µg/l Svedån - Sved Tot-N µg/l Gagnån - Kvarnliden R 2 =, Knipån - Kvarnkulla 4 Röttleån - Röttle Tot-N µg/l R 2 =, Hökesån - Habo 8 Huskvarnaån Tot-N µg/l 2 1 R 2 =, Domneån - Utl. Vättern 15 1 Tot-N µg/l R 2 =,33 5 R 2 =,15 Tot-N µg/l Mjölnaån - Utl. Vättern R 2 =,22 Tot-N µg/l Orrnäsån - Ödeshög R 2 =,7 Tot-N µg/l R 2 =,2 Tot-N µg/l R 2 =,44 Tot-N µg/l R 2 =,29 Figur 3.2. Årsmedelhalter totalkväve (svart linje) i Vätterns till öden och utlopp under perioden Tidsutvecklingen illustreras med linjär regression (grå linje) med tillhörande statistiska förklaringsgrad (r 2 -värde). Observera att data saknas för Lillån 18.

18 Tot-P µg/l Forsviksån - Forsvik R 2 =,2 12 Hjoån - Utl. Vättern 4 Motala ström - Motala Tot-P µg/l Tot-P µg/l R 2 =,48 V ä t t e r n 3 Lillån - Utl. Vättern Svedån - Sved 9 Mjölnaån - Utl. Vättern Tot-P µg/l 6 3 R 2 =,21 Tot-P µg/l Orrnäsån - Ödeshög R 2 =,2 24 Röttleån - Röttle Tot-P µg/l Huskvarnaån Tot-P µg/l R 2 =,22 6 Domneån - Utl. Vättern 4 2 Tot-P µg/l R 2 =,1 R 2 =,3 Tot-P µg/l R 2 =,23 Tot-P µg/l Gagnån - Kvarnliden R 2 =,24 6 Knipån - Kvarnkulla Tot-P µg/l Hökesån - Habo 2 1 R 2 =,25 R 2 =,39 Tot-P µg/l R 2 =,26 Tot-P µg/l R 2 =,2 Figur 3.3. Årsmedelhalter totalfosfor (svart linje) i Vätterns till öden och utlopp under perioden Tidsutvecklingen illustreras med linjär regression(grå linje) med tillhörande statistiska förklaringsgrad (r 2 -värde). Observera att data saknas för Lillån 18.

19 KMnO4 mg/l Forsviksån - Forsvik R 2 =,57 KMnO4 mg/l KMnO4 mg/l Motala ström - Motala R 2 =,43 KMnO4 mg/l KMnO4 mg/l Mjölnaån - Utl. Vättern R 2 =,32 KMnO4 mg/l Gagnån - Kvarnliden R 2 =,56 V ä t t e r n KMnO4 mg/l Orrnäsån - Ödeshög R 2 =, Hjoån - Utl. Vättern R 2 =, Svedån - Sved R 2 =,37 KMnO4 mg/l Knipån - Kvarnkulla R 2 =,52 KMnO4 mg/l Röttleån - Röttle R 2 =,31 KMnO4 mg/l Hökesån - Habo R 2 =,29 KMnO4 mg/l Domneån - Utl. Vättern R 2 =,17 KMnO4 mg/l KMnO4 mg/l Huskvarnaån R 2 =,19 Lillån - Utl. Vättern R 2 =,1 Figur 3.4. Årsmedelhalter organiskt material mätt som permanganatförbrukning, KMnO 4, (svart linje) i Vätterns till öden och utlopp under perioden Tidsutvecklingen illustreras med linjär regression (grå linje) med tillhörande statistiska förklaringsgrad (r 2 -värde). OBS! Data saknas för Lillån

20 3,5 Motala ström 7 1, Mjölnaån 5 Tot-N (kg/ha år) 3, 2,5 2, 1,5 1,, Medelflöde (m 3 /s) Tot-N (kg/ha år) 8, 6, 4, 2, Medelflöde (m 3 /s), , , Munksjöns utlopp 5 25, Huskvarnaån 15 Tot-N (kg/ha år) 15, 1, 5, Medelflöde (m 3 /s) Tot-N (kg/ha år) 2, 15, 1, 5, 1 5 Medelflöde (m 3 /s), , , Lillån,5 5, Svedån,8 Tot-N (kg/ha år) 2, 15, 1, 5,,4,3,2,1 Medelflöde (m 3 /s) Tot-N (kg/ha år) 4, 3, 2, 1,,6,4,2 Medelflöde (m 3 /s), ,, , Figur 3.6. Arealspeci k förlust av kväve för fem av Vätterns till öden och dess utlopp uttryckt som löpande treårsmedelvärden (fyllda staplar). Medelvärden baserade på mindre än tre års data markeras med ofyllda staplar. Årsmedelvattenföringen anges med svarta punkter.

21 ,6 Motala ström 7,2 Mjölnaån 4,5 Tot-P (kg/ha år),5,4,3,2, Medelflöde (m 3 /s) Tot-P (kg/ha år),15,1,5 3, 1,5 Medelflöde (m 3 /s), , ,,25 Munksjöns utlopp 4,5,5 Huskvarnaån 14, Tot-P (kg/ha år),2,15,1,5 3, 1,5 Medelflöde (m 3 /s) Tot-P (kg/ha år),4,3,2,1 12, 1, 8, 6, 4, 2, Medelflöde (m 3 /s), ,, ,,8 Lillån,5,12 Svedån,8 Tot-P (kg/ha år),6,4,2,4,3,2,1 Medelflöde (m 3 /s) Tot-P (kg/ha år),1,8,6,4,2,6,4,2 Medelflöde (m 3 /s), ,, , Figur 3.7. Arealspeci k förlust av fosfor för fem av Vätterns till öden och dess utlopp uttryckt som löpande treårsmedelvärden (fyllda staplar). Medelvärden baserade på mindre än tre års data markeras med ofyllda staplar. Årsmedelvattenföringen anges med svarta punkter.

22 5 Motala ström 7 2 Mjölnaån 4,5 KMnO 4 (kg/ha år) Medelflöde (m 3 /s) KMnO 4 (kg/ha år) , 1,5 Medelflöde (m 3 /s) , 35 Munksjöns utlopp 4,5 4 Huskvarnaån 14, KMnO 4 (kg/ha år) , 1,5 Medelflöde (m 3 /s) KMnO 4 (kg/ha år) , 1, 8, 6, 4, 2, Medelflöde (m 3 /s) , , 2 Lillån,5 3 Svedån,8 KMnO 4 (kg/ha år) ,4,3,2,1 Medelflöde (m 3 /s) KMnO 4 (kg/ha år) ,6,4,2 Medelflöde (m 3 /s) , , Figur 3.8. Arealspeci k förlust av organiskt material (KMnO 4 -halt) för fem av Vätterns till öden och dess utlopp uttryckt som löpande treårsmedelvärden (fyllda staplar). Medelvärden baserade på mindre än tre års data markeras med ofyllda staplar. Årsmedelvattenföringen anges med svarta punkter.

23 Metallhalter i vattendragen Metallanalyser görs för närvarande i sex av Vätterns till öden (se tabell 3.1). Nedan beskrivs tillståndet i dessa vattendrag med avseende på tungmetallerna koppar (Cu), zink (Zn), kadmium (Cd), bly (Pb), krom (Cr) och nickel (Ni). Tungmetallerna är stabila ämnen som inte bryts ner, och således kan påverka organismer under lång tid. En del metaller är essentiella för levande organismer i små koncentrationer, t ex koppar, zink och krom, medan andra metaller, som bly och kadmium, inte har någon känd nödvändig funktion hos levande organismer. Redan i mycket låga koncentrationer kan dessa ickeessentiella metaller vara skadliga för växter och djur. Vid bedömningen av vattendragens miljötillstånd m a p tungmetaller har Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverkets 19) använts. Klass 1 och 2 i bedömningsgrunderna innebär ingen eller liten risk för biologiska effekter av förekommande metallhalter. Fr o m klass 3 och uppåt ökar risken för biologiska effekter. Risken är vanligen störst i mjuka, närings- och humusfattiga vatten med låga ph-värden. Med effekter menas här att arter eller artgrupper tar skada främst genom försämrad reproduktion och/eller genom en sämre överlevnad i tidiga livsstadier. Bedömningsgrunderna rekommenderar uppföljande biologiska undersökningar om de uppmätta halterna ligger i klass 3 eller däröver. Metallhalterna i de esta undersökta vattendragen är genomgående låga eller mycket låga ( gur 3.9), vilket innebär att det är liten risk att organismer påverkas negativt. Halterna i Malmabäcken är dock markant högre i jämförelse med halterna i övriga vattendrag ( gur 3.9). Kopparhalterna i Malmabäcken klassas som höga (klass 4) och zinkhalterna som måttligt höga (klass 3). I båda fallen är halterna så höga att det nns en risk för negativa effekter på organismer. Det generellt sett höga ph-värdet i Malmabäcken (geometriskt medelvärde för ph under = 7,6), liksom i Vättern som helhet, minskar dock risken för toxiska effekter. Bedömningarna är dock gjorda på ett begränsat datamaterial för Malmabäcken och vattendraget bör fortsätta att undersökas. I Lillån nns det en tendens till kraftiga variationer av vissa metallhalter som t ex koppar, bly och krom ( gur 3.9), vilket är påtagligt vid jämförelser av halterna för 19 med medelvärden för perioden Halterna klassas dock som låga (klass 2), dvs riskerna för biologiska effekter är små. På grund av de stora haltvariationerna bör även Lillån studeras vidare för att säkerställa nivån på metallhalterna i vattnet. Båda vattendragen har mindre samhällen inom sina avrinningsområden (Habo respektive Bankeryd) och eventuell påverkan från dessa bör också utredas.

24 Cu (µg/l) Zn (µg/l) Malmabäcken Malmabäcken Munksjöns utl. Munksjöns utl. Huskvarnaån Huskvarnaån Lillån Lillån Svedån Forsviksån Svedån Forsviksån Bedömningsgrundsklass Bedömningsgrundsklass Malmabäcken Munksjöns utl. Huskvarnaån Cd (µg/l),,1,2,3,4,5,6 * Malmabäcken Munksjöns utl. Huskvarnaån Pb (µg/l),,1,2,3,4,5,6,7,8 Lillån <,2** Lillån Svedån Forsviksån Svedån Forsviksån Bedömningsgrundsklass 1 2 Bedömningsgrundsklass Cr (µg/l) Ni (µg/l),,5 1, 1,5 2, 2, Malmabäcken Malmabäcken Munksjöns utl. Munksjöns utl. Huskvarnaån Huskvarnaån Lillån Lillån Svedån Forsviksån Svedån Forsviksån Bedömningsgrundsklass 1 2 Bedömningsgrundsklass Figur 3.9. Halter av koppar (Cu), zink (Zn), kadmium (Cd), bly (Pb), krom (Cr) och nickel (Ni) i sex av Vätterns till öden 19, samt medelhalterna Streckade linjer anger klasser enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. * Baseras på endast tre värden då övriga tre värden var lägre än gällande detektionsgräns (,2 µg Cd/l). ** Samtliga värden lägre än detektionsgränsen,2 µg Cd/l. OBS! Prov från Malmabäcken och Lillån har analyserats av ALcontrol Laborarories, medan övriga prov av Institutionen för miljöanalys, SLU.

25 4. Växtplankton Växtplanktonutvecklingen i Vättern har varit likartad de senaste tre åren både vid Edeskvarna och Jungfrun. Vid en bedömning av tillståndet med avseende på såväl vårutvecklande kiselalger som totalvolym alger i augusti framgår det att båda stationerna i år hade en mycket liten biomassa. Inledning Syfte Undersökning av växtplankton i Vättern syftar till att beskriva tillstånd och förändring av växtplanktonsamhällets artsammansättning, relativ förekomst av olika arter, samt individtäthet och biomassa i den öppna vattenmassan. Speciellt är det biologiska effekter av förändringar av ljusförhållande och näringsnivå som följs med växtplanktonundersökningar. Växtplankton har en fundamental roll i ekosystemet som primärproducent. Information om biomassa och artsammansättning hos växtplankton är nödvändig för att tolka förändringar på andra tro nivåer. Provtagnings- och analysmetoder Provtagning av växtplankton i Vättern utförs 4 gånger per år i mitten av april, maj, juli och augusti. Provtagningen sker på samma platser som vattenkemiproverna ( gur 2.1 och tabell 4.1). Prov för kvantitativ bestämning tas med en rörhämtare från varje tvåmetersintervall ned till 24 m (-2, 2-4 etc) och samlas till ett blandprov. Provet konserveras med jodjodkalium-lösning och analyseras sedan kvantitativt med avseende på frekvens och biomassa av ingående arter. Parallellt med den kvantitativa provtagningen insamlas även ett kvalitativt håvprov (maskstorlek 25 µm) från -1 meters djup, för att möjliggöra kontroll av artbestämningar. Provtagningsmetodik och nödvändig utrustning för kvantitativ och kvalitativ provtagning av växtplankton (BIN PR66 resp. BIN PR61) nns beskrivna av Naturvårdsverket (). Den kvantitativa analysen av växtplankton har utförts med omvänt mikroskop enligt Utermöhls metod. Metoden beskrivs i detalj i Naturvårdsverkets Handbok för miljöövervakning ( Tabell 4.1. Provtagningsstationer för växtplankton i Vättern. Stationernas läge enligt gur 2.1. Nr Station Koordinater (x-y) Maxdjup (m) Provtagningsnivåer (m) 1 Edeskvarna m (blandprov) 2 Jungfrun NV m (blandprov)

26 Resultat och diskussion Nedan följer en redovisning av ett urval av resultaten från provtagningarna. Samtliga rådata nns att tillgå på hemsidan för Institutionen för miljöanalys (se fakta 1 ). Växtplanktonmängden i den södra delen av Vättern, vid Edeskvarna, har varit mycket likartad de senaste tre åren med avseende på såväl medelbiovolym som på artsammansättning ( gur 4.1). Årets högsta volym vid Edeskvarna uppmättes i juli, då mängden guldalger var störst, vilka dominerades av nakna chrysomonader. Under april och maj var kiselalgerna den största gruppen med främst den trådformade arten Aulacoseira islandica ssp. helvetica. Cryptofycéerna Rhodomonas och Cryptomonas förekom under hela provtagningssäsongen, men gruppen dominerade växtplanktonsamhället endast i augusti ( gur 4.2). Vid Jungfrun i norra delen av Vättern var årets medelbiovolym något lägre än de senaste tre åren ( gur 4.1). Vårutvecklingen liknade den vid Edeskvarna. Mängden växtplankton i juli var däremot ungefär lika stor som i april och maj, dock med en förskjutning i artsammansättning ( gur 4.2). Vid en jämförelse mellan årets växtplanktonutveckling och de genomsnittliga månadsvärdena för 18-18, avviker april avsevärt på båda stationerna ( gur 4.2). Detta beror på att den stora kiselalgsblomningen 18 påverkar medelvärdet kraftigt, eftersom endast fyra aprilprover ingår i referensperioden. De övriga månadernas medelvärden baseras däremot på resultat från ca 2 års provtagningar. De volymmässigts mest betydelsefulla alggrupperna i Vättern har under hela undersökningsperioden varit kiselalger, guldalger och cryptofycéer. Förhållandena mellan de olika grupperna har dock varierat mellan åren. Detta är speciellt påtagligt med den ökade betydelsen av cryptofycéer och guldalger under 1-talet ( gur 4.1), men även mängden dino agellater har ökat under samma period. Variationerna i planktonsamhällets sammansättning kan förmodligen främst hänföras till skillnader i temperaturförhållanden och ljusklimat. Kiselalgerna på våren är en viktig födopotential för bottenfaunan. En bedömning av tillståndet med avseende på vårutvecklande kiselalger visar att båda stationerna i år hade Tabell 4.2. Bedömning av miljötillståndet vid två stationer i Vättern 19 med avseende på vårutvecklande kiselalger, samt totalvolymen av planktiska alger i augusti. Årets resultat anges inom parentes. Bedömningar enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 19). Station Volym av kiselalger i maj (mm 3 /l) Totalvolym i augusti (mm 3 /l) Edeskvarna Mycket liten (,4) Mycket liten (,7) Jungfrun Mycket liten (,5) Mycket liten (,7)

27 en mycket liten biomassa, klass 1 (tabell 4.2). Mängden kiselalger under våren har dock en kraftigt mellanårsvariation och följaktligen är förutsättningarna små för en varaktigt stor bottenfaunabiomassa i Vättern. Mängden bottenfauna varierar istället kraftigt och är till största delen beroende av mängden kiselalger under föregående års vårblom (se bottenfauna-avsnittet). Även vid en bedömning av tillståndet med avseende på totalvolym alger i augusti var biomassan mycket liten (klass 1) på båda stationerna, vilket motsvarar oligotrofa (näringsfattiga) förhållanden. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder bör underlaget för tillståndsbedömning utgöras av medelvärdet av 3 års undersökningar (Naturvårdsverket 19). Om man använder medelvärdet för de tre senaste åren (19-) erhålls samma resultat som när endast resultaten från 19 utgör underlaget.,3 Edeskvarna Biovolym (mm 3 /l),2, ,3 Jungfrun Biovolym (mm 3 /l),2, Dinoflagellater Cryptofycéer Guldalger Kiselalger Övriga alger Figur 4.1. Säsongsmedelvärden av biovolymen (mm 3 /l) för dominerande växtplanktongrupper i Vättern vid Edeskvarna och Jungfrun (se gur 2.1) Streckad linje anger medelvärdet för hela perioden.

28 ,3 Edeskvarna 19,3 Edeskvarna Biovolym (mm 3 /l),2,1,2,1 April Maj Juni Juli Aug Sep Okt April Maj Juni Juli Aug Sep Okt,3 Jungfrun 19,3 Jungfrun Biovolym (mm 3 /l),2,1,2,1 April Maj Juni Juli Aug Sep Okt April Maj Juni Juli Aug Sep Okt Dinoflagellater Cryptofycéer Guldalger Kiselalger Grönalger Övriga alger Figur 4.2. Växtplanktonvolymen (mm 3 /l) under provtagningssäsongen 19, samt genomsnittliga månadsvärden för perioden 18-18, i Vättern vid Edeskvarna och Jungfrun (se gur 2.1). Observera att aprilvärdena för referensperioden baseras på endast fyra st provtagningar.

29 5. Djurplankton Mängden djurplankton i Vättern var nära långtidsmedelvärdet för perioden 18 19, såväl individ- som biovolymmässigt. Planktonbeståndet var störst i den norra delen av sjön (vid Jungfrun) både i juli och augusti. Ett undantag var biovolymen av hjuldjur i juli som var mycket större i södra Vättern (vid Edeskvarna). Detta orsakades av att det var ovanligt gott om storvuxna hjuldjur (släktet Asplanchna) i denna del av sjön. Inledning Syfte Djurplanktonundersökningarna syftar till att beskriva tillstånd och förändring med avseende på djurplanktonsamhällets artsammansättning, relativ förekomst av olika arter, samt individtäthet och biovolym av djurplankton i den öppna vattenmassan. De ingår i undersökningsprogrammet för Vättern eftersom de har en mycket stor betydelse som länk i näringskedjan. Övervakning av artsammansättningen och biovolymen av djurplankton ger därför möjlighet att bedöma effekten av interaktioner mellan olika tro nivåer på ekosystemet. Information om biomassa och artsammansättning hos djurplankton är också nödvändig för att tolka förändringar i växtplankton- och sksamhället. Tre större grupper av djurplankton redvisas separat. Rotatoria (hjuldjur) är med undantag av släktet Asplanchna mycket små (<,1 mm). Copepoda (hoppkräftor) är större (ca 1 mm) droppformade kräftdjur med hoppande och glidande rörelsemönster. Cladocera (hinnkräftor) är likaså större kräftdjur, hoptryckta från sidorna eller kulformade och med ständigt snabbt hoppande rörelsemönster. I ett typiskt djurplanktonprov fångas vanligen totalt ca olika djurarter. Provtagning och analysmetoder Djurplankton samlas in vid samma provtagningsstationer som prov för vattenkemi ( gur 1.1 och tabell 5.1). Provtagning utförs 2 gånger per år, i mitten av juli och augusti, på nivåerna -1, 1-2 och 2-4 m ( ertalet av djurplanktonarterna bedöms förekomma över 3 meters nivån). Från området vid Jungfrun har djurplankton insamlats sedan 18, medan Edeskvarna-stationen endast har provtagits regelbundet sedan 16. Individtätheten redovisas som ett medelvärde för skiktet 4 m. Eftersom djuren brukar Tabell 5.1. Provtagningsstationer för djurplankton i Vättern. Stationernas läge enligt gur 2.1. Nr Station Koordinater (x-y) Maxdjup (m) Nivåer (m) 1 Edeskvarna , 1-2, Jungfrun , 1-2, 2-4

30 uppträda huvudsakligen i de övre vattenskikten ( 2 m), kan medeltätheten var mer än dubbelt så hög i de för djuren optimala vattenlagren. Detta gäller i all synnerhet för hjuldjur. Vid insamling av större djurplankton på angivna nivåer (se ovan) användes en Clarke- Bumpus-håv (maskvidd 1 µm). Håven dras genom de olika djupintervallen och stängs därefter. Den anger hur stor vattenvolym som har strömmat igenom den, vilket används för att beräkna förekomsten per volymsenhet. Eftersom små individer inte fångas effektivt med Clarke-Bumpus-håven, insamlas hjuldjur och ungdomsstadier av hoppkräftor (nauplier) genom ltrering (nät med 4 µm maskvidd) av prov som tas med hämtaren för vattenkemiprov. Dessa prov tas för att motsvara samma nivåer som håvproven (blandprov av 3 prov från varje nivå;,5+5+1 m; m, etc.). Metod för kvalitativ och kvantitativ provtagning av djurplankton (BIN PR16) beskrivs i detalj av Naturvårdsverket (). Resultat och diskussion Nedan följer ett urval av resultaten från undersökningarna 19. Den som vill ha tillgång till samtliga data hänvisas till Institutionen för miljöanalys hemsida (se fakta 1). Biovolymen av planktondjur i södra Vättern (Edeskvarna) var avsevärt mycket större vid juliprovtagningen jämfört med den i augusti ( gur 5.1, tabell 5.2). Även i den norra delen av sjön (Jungfrun) var biovolymen större i juli, men skillnaden var inte så stor som vid Edeskvarna ( gur 5.1, tabell 5.2). Vanligen uppträder maximala individtätheter och biovolymer av djurplankton just i juli och augusti, men enstaka år kan volymerna vara högre i september. Den stora skillnaden mellan provtagningarna vid Edeskvarna skapades dock nästan enbart av mängden av hjuldjur. Bland dessa var det framförallt arten Asplanchna priodonta som dominerade hela biovolymen i juli. Hela 98% av biovolymen utgjordes vid detta tillfälle av 2 Edeskvarna Jungfrun 3 Edeskvarna Jungfrun Individtäthet (ind/l) Biovolym (mm 3 /l) 2 1 juli aug juli aug juli aug juli aug Rotatoria, övriga Rotatoria, Asplanchna Cladocera Copepoda Figur 5.1. Individtäthet och biovolym av hoppkräftor (Copepoda), hinnkräftor (Cladocera) och hjuldjur (Rotatoria) i skiktet 4 m vid provtagningarna i juli och augusti 19 vid Edeskvarna och Jungfrun NV.