Limnologisk undersökning av Finjasjön 2007 Förändring av fosfor i Finjasjön

Transkript

1 Limnologisk undersökning av Finjasjön 27 Förändring av fosfor i Finjasjön Heléne Annadotter & Johan Forssblad Seawind Sweden HB & Regito AB Ubbaltsvägen 1 SE Vittsjö water@regito.com

2 28 Regito AB Rapport (54 sidor) Första upplagan Denna rapport kan beställas i tryckt eller elektronisk form från: Regito AB Ubbaltsvägen 1 SE-2822 Vittsjö E-post: water@regito.com Ytterligare rapporter och uppgifter finns på webben: Grafik förstasidan: Heléne Annadotter Alla foton angiven fotograf ISBN

3 Innehållsförteckning SAMMANFATTNING... 5! BAKGRUND... 6! Bakgrunden till idéerna om biomanipulering... 7! METODER... 8! Provtagning...8! Vattenkemi...8! Växtplankton...8! Djurplankton...9! RESULTAT... 1! Kemiska och fysikaliska undersökningar...1! Siktdjup... 1! Vattentemperatur... 11! Klorofyll a... 12! ph... 13! Syrgashalt... 13! Fosfatfosfor... 13! Totalfosfor... 14! Totalkväve... 16! Totaljärn... 18! Kemisk syreförbrukning, COD Cr... 19! Sulfat... 21! Nitratkväve... 22! Ammoniumkväve... 24! Färgtal... 26! Djurplankton...27! Större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor)... 27! Mindre djurplankton (hjuldjur, rotatorier)... 29! Växtplankton...3! DISKUSSION... 32! Finjasjön kvar i det nya tillståndet!...32! Varför finns det fortfarande blågröna alger i Finjasjön?...33! Korta försommarblomningar på grund av pollenregnet?... 33! Sambandet mellan blågrönalger och fosforrika sediment...34! Blågrönalgerna drar upp fosforn från sedimentet i Finjasjön...35! Andra undersökningar om relationen mellan nitrat och internt fosforläckage...38! Gelébildande Microcystis-kolonier med kvävefixerande bakterier och småcelliga kvävefixerande blågrönalger...38! Nitratkväve och blågrönalgbiomassa...4! Effekten på total algbiomassa...42! Erfarenheter från Hörby kommun och Östra Ringsjön... 43! Har Finjasjöns siktdjup försämrats på grund av brunfärgning?...44! Effekter av reduktionsfisket ! FÖRSLAG PÅ FORTSATTA UNDERSÖKNINGAR... 46! Återuppta mätningarna i Finjasjöns tillflöden...46! 3

4 Utred konsekvenserna och möjligheterna av att öka nitrattillförseln till Finjasjön... 47! REFERENSER... 49! BILAGOR... 51! Bilaga 1. Sambandet mellan totalfosfor och nitratkväve i Finjasjön ! 4

5 SAMMANFATTNING Denna rapport är en sammanställning och utvärdering av analysresultaten från veckovisa provtagningar i Finjasjön mellan juni och oktober 27 på uppdrag av Tekniska kontoret, Hässleholms kommun. Vattenkvaliteten i Finjasjön, mätt som fosforhalter och algbiomassa, var bättre under år 27 jämfört med år 26. Siktdjupet varierade mellan,9 och 2,1 m. De högsta värdena uppmättes i juni. De lägsta värdena uppmättes i slutet av augusti, i september och oktober, och orsakades framför allt av förhöjd halt av blågröna alger. Medelvärdet på siktdjupet var 1,14 m. Under 27 förekom en kortvarig blomning av kvävefixerande blågrönalger i samband med pollenregnet i början av juni. Siktdjupet var dock ganska bra, omkring två meter under denna period. Den genomsnittsliga biomassan av växtplankton (mikroalger) var 42 % lägre under 27 jämfört med 26. I mitten av juni och under juli var biomassan relativt låg och kiselalger utgjorde ungefär lika stor del av biomassan som blågröna alger. I slutet av augusti ökade biomassan av blågröna alger och deras dominans ökade. Den period på sensommaren och hösten då de lägsta siktdjupen registrerades sammanföll med en period med förhöjda halter av totalfosfor och fosfatfosfor. De förhöjda fosforhalterna tyder på internt läckage av fosfor från Finjasjöns sedimentbottnar. Medelvärdet på totalfosfor (ytvärden) var,55 mg/l under 27. Deta var lägre och bättre än under 26 då det genomsnittsliga fosforvärdet var,68 mg/l. Det finns ett omvänt samband mellan nitrathalterna och fosforhalterna i Finjasjön. När nitrathalterna minskar på sommaren startar det interna fosforläckaget från bottnarna. Detta sammanfaller i sin tur med en ökning av de blombildande blågrönalgerna (cyanobakterierna). Det är viktigt att uteda om Finjasjöns vattenkvalitet kan förbättras av ökad tillförsel av nitrat. Detta skulle i så fall kunna åstadkommas genom att återigen leda det konventionellt behandlade avloppsvattnet direkt ut i Finjasjön istället för genom Magle våtmark under en kritisk period av året. Finjasjövattnet var ganska brunfärgat vilket märks tydligarenu när det inte är så mycket alger längre. Färgtalet i Finjasjön under 27 var relativt högt och varierade mellan 96 och 2 mg Pt/l. Medelvärdet för färgtal vid ytan var 155 och vid bottnen 147 mg Pt/l. Ett högt färgtal försämrar siktdjupet. Vid en jämförelse med 25 andra sjöar i Hässleholms kommun hade dock 22 andra sjöar högre färgtal än Finjasjön. Tre sjöar; Svinasjön, Luhrsjön och Värsjön, hade lägre färgtal än Finjasjön. Enligt Naturvårdsverkets riktlinjer för bedömning av färgtal är Finjasjöns vatten tyvärr i den sämsta klassen av fem, starkt färgat, då färgtalet översteg 1. 5

6 Undersökning av Finjasjön 27 BAKGRUND Finjasjön är belägen i norra delen av mellersta Skåne. Sjön har en areal på 11 km 2, ett medeldjup på 3 m och ett maxdjup på 13 m. Omsättningstiden är 3 månader. Finjasjön är en av Skånes största sjöar. Jordbruksområden utgör cirka en tiondel av avrinningsområdet som i övrigt består av skogsmark med inslag av myr. Sjön ingår i Helgeåns vattensystem, vilket mynnar i Hanöbukten. Finjasjön var en klarvattensjö i början av 19- talet men eutrofierades sedan den fick mottaga stora mängder orenat avloppsvatten från Hässleholm med omnejd. Hässleholm etablerade ett reningsverk med mekanisk rening 1949 och byggde ut med biologisk rening Kemisk fosfor-fällning installerades 1977 vilket dock resulterade i att Finjasjön, som även var Hässleholms dricksvattentäkt, blev ännu sämre ur vattenkvalitetssynpunkt. Kraftiga blomningar av den toxiska cyanobakterien Microcystis pågick från försommar och långt in på hösten (Annadotter, 1993). Orsaken till de kraftiga blomningarna ansågs vara intern belastning av fosfor från Finjasjöns sediment. Ett muddringsprojekt startade i slutet av 198-talet i syfte att få stopp på det interna fosforläckaget. Muddringen avbröts 1992 sedan det upptäckts att det fortfarande läckte fosfor på de muddrade ytorna. Istället genomfördes en biomanipulering genom mörtfiskreduktion mellan 1992 och Detta resulterade i att Finjasjön fick en kraftigt förbättrad vattenkvalitet och blev åter lämplig för bad och rekreation (Annadotter med flera., 1999). Från mitten av 197-talet och till och med 1993 förekom massutveckling av blågrönalger kontinuerligt under sommar och höst. I början av 199-talet dominerades Finjasjöns fisksamhälle till 7 % av djurplanktonätande fisk, främst braxen (Abramis brama) och mört (Rutilus rutilus). I syfte att förbättra vattenkvaliteten utfördes en mörtfiskreduktion, , då ca 4 ton mörtfisk togs upp genom trålning. All rovfisk kastades tillbaka levande i sjön efter att ha sorterats ombord på trålarna (Annadotter med flera, 1999). Idéerna bakom denna restaureringsmetod finns beskrivna i slutet av detta kapitel. Åren innan mörtfiskreduktionen varierade det genomsnittliga sommarsiktdjupet i Finjasjön mellan,3 och,6 m. Siktdjupet förbättrades drastiskt efter trålningsingreppet varierade siktdjups-medelvärdet mellan 1, (år 25) och 2,2 m (21). Innan fiskreduktionen dominerades växtplanktonsamhället av den blombildande blågrönalgen Microcystis under så gott som hela växtsäsongen, maj november. Efter fiskreduktionen förekom blombildande blågrönalger under avsevärt kortare perioder och med lägre biomassor. Fiskreduktionen ökade otvivelaktigt den biologiska mångfalden vad gäller växtplanktonsamhället samtidigt som detta innebar en förbättrad vattenkvalitet. En annan påtaglig effekt av fiskreduktionen var den ökade mängden undervattensväxter. Innan utfiskningen fanns undervattensväxter på cirka 1 % av Finjasjöns botten förekom undervattensväxter på 1 3 %. En ökad ljustillgång tack vare ett större siktdjup är en trolig orsak till att växterna expanderade. Även mängden sjöfåglar expanderade efter utfiskningen. Dessa gynnas av ett bättre siktdjup som gör att de lättare kan dyka efter mat. Det ökade siktdjupet och den ökade mängden undervattensväxter gynnar också de fåglar (knipa, vigg och brunand) som lever på de smådjur som finns på växterna. 6

7 utfördes ytterligare ett reduktionsfiske då 1 ton mörtfisk togs upp. Detta resulterade i ett förbättrat siktdjup och fortsatt relativt låga fosforhalter började fosforhalterna åter att stiga i Finjasjön. Därför utfördes ytterligare ett reduktionsfiske av mörtfisk under hösten 26 och våren 27. Under den perioden togs cirka 5 ton mörtfisk upp. Bakgrunden till idéerna om biomanipulering I början av 196-talet utförde den tjeckiska zoologen Hrbacek med flera (1961) experiment i fiskdammar. De upptäckte att i dammar med mycket fisk förekom en hög växtplankton-biomassa och en dominans av små djurplankton. I dammar med lägre fiskbiomassa förekom stora vattenloppor, Daphnia, medan växtplankton-biomassan var låg. En förklaring till deras observationer föreslogs av Brooks & Dodson (1965). De visade att högre trofiska nivåer i en näringsväv kan påverka lägre trofiska nivåer och inte enbart tvärtom. I Crystal Lake, Connecticut, observerade de en förändring i djurplanktonsamhället från större arter (>1 mm långa) som stora Daphnia, Mesocyclops och Diaptomus till arter (<1 mm) som Bosmina, Ceriodaphnia och rotatorier. Brooks & Dodson menade att förändringen var orsakad av en introduktion av en djurplanktonätande fisk, Alosa pseudoharengus. Den fisken lever på stora djurplankton och var uppenbarligen kapabel att påverka djurplanktonsamhällets artsammansättning och storleksstruktur. Den beskrivna förändringen i djurplanktonsamhället hade dessutom, genom förändrat betningstryck på växtplankton, påverkat storleks- och artsammansättningen på växtplanktonsamhället. Brooks & Dodson formulerade en hypotes baserat på sina upptäckter, den så kallade sizeefficiency hypotesen. Denna teori menade att då mängden av djurplanktonätande fisk är låg, då är växtplanktons biomassa låg på grund av att det finns gott om effektivt, betande djurplankton. Men om det istället finns mycket djurplanktonätande fisk, då domineras djurplanktonsamhället av småvuxna djurplankton som inte är effektiva på att hålla nere växtplankton. Stora djurplankton dominerar om det inte finns djurplanktonätande fisk i sjön men så fort djurplanktonätande fisk introduceras försvinner de snabbt. Storleksselektiv predation av fisk på djurplankton och djurplanktons betande på alger är grunden för en teori som kallas trophic cascade concept (Carpenter med flera, 1985). Denna teori betonar att fisk, djurplankton och algers samhällen är sammanlänkande och att förändringar i fisksamhället kan påverka hela näringsväven ner till alger och näringsämnen genom så kallade top-down-krafter. Biomanipulering främjandet av top-down-krafter i sjöar i syfte att förbättra vattenkvaliteten diskuterades av Shapiro med flera (1975). Originalkonceptet av termen biomanipulering betydde manipulering av organismer och deras habitat i sjöar för att underlätta vissa interaktioner och resultat som sjöns användare bedömmer som önskvärda (Shapiro, 199). Metoder för biomanipulering som använts är: Tillsats av rovfisk (Benndorf med flera, 1988) Borttagande av djurplanktonätande fisk (Jeppesen, 199) Fiskreduktion med fiskgift (Stenson med flera, 1978) Restriktioner av fångst av rovfisk (Benndorf med flera, 1988) 7

8 METODER Provtagning Vattenprov insamlades över sjöns södra djuphåla med Limnoshämtare från ytan och bottnen. Bottenprovet togs cirka,5 m ovanför sedimentytan. Vid provtagningen mättes ph, syre och temperatur. Siktdjupet mättes med en vit siktskiva, diameter 25 cm. Under sommaren och hösten 27 undersöktes Finjasjön veckovis mellan 1 juni och 18 oktober. Prov insamlades för växtplankton, djurplankton, färgtal, klorofyll a och vattenkemi. Vattenkemi 1 liter provvatten från ytan och bottnen insamlades och analyserades. Hälften av volymen filtrerades genom GF/C-filter. De filtrerade proven analyserades med avseende på sulfat, fosfat, ammonium och nitrat (Tabell 1). De ofiltrerade proven analyserades med avseende på totalkväve, totalfosfor, COD Cr (kemisk syreförbrukning) och totaljärn. Sulfat och nitrat analyserades av Analycen, Lidköping. Övriga vattenkemiska analyser utfördes av Hässleholms Vatten AB. Färgtal mättes av Regito AB. Tabell 1. Analysparametrar, analysmetodik, enhet, detektionsgräns och mätosäkerhet för de fysikaliska och kemiska vattenundersökningarna. Analysparametrar Metod Enhet Detektionsgräns/ mätområde Mätosäkerhet +/- % Fosfatfosfor SS mg/l,2,8 1 Totalfosfor SS mg/l,2,8 1 Totalkväve St. Methods 419 A mg/l COD Cr Dr. Lange LCK114 mg/l Ammoniumkväve SS mg/l,1 1,2 2 Nitratkväve SS28133-utgåva 2- modifierad mg/l, Klorofyll a SS , utgåva 1 µg/l 1 2% 1% Färgtal SS mg Pt/l 5 ±1 enheter ±5 % Sulfat Standard method 45- SO 4 -E-1998 mg/l % ph SS ,2 Växtplankton Vattenproven konserverades med sur Lugols lösning (jodjodkalium-lösning med isättika) i samband med vattenprovtagningen. De konserverade proven fick sedimentera i 2, 5 eller 1 ml planktonkammare. Proven undersöktes kvantitativt i omvänt mikroskop (Nikon Diaphot). De dominerande arterna räknades och deras biomassa kalkylerades enlig Cronberg (1982). 8

9 Djurplankton Ett blandat vattenprov på 5 liter insamlades mellan ytan och 2 meters djup. Provvattnet filtrerades sedan genom 45 µm planktonnät och koncentrerades till en volym av 9 ml. 1 ml formalin (4 %) tillsattes till en slutlig koncentration av 4 %. Proven fick sedimentera i 2, 5 eller 1 ml planktonkammare. Deras biomassa beräknades enligt formler i Hansen med flera (1992). Djurplankterna separerades i större och mindre djurplankton. Gruppen större djurplankton består av hoppkräftor och hinnkräftor medan gruppen mindre djurplankton består av hjuldjur (rotatorier). Figur 1. Provtagning av vatten på olika djup vid djuphålan sker med limnoshämtare. Luckor stängs i rörets ändar på önskat djup genom att en tyngd glider ned längs wiren och aktiverar stängningsmekanismen. En fin dag på Finjasjön en av säsongens sista provtagningsdagar 1 oktober 27. Foto: Johan Forssblad. 9

10 RESULTAT Kemiska och fysikaliska undersökningar Siktdjup Siktdjupet 1 var som högst i början av juni; 2,1 m (Figur 2). Därefter sjönk siktdjupet successivt och pendlade mellan,9 och 1, m under resten av mätperioden. Medelvärdet för siktdjupet under 27 var 1,14 m. Under 26 var medelvärdet under samma period något lägre; 1,1 m. Under 26 var siktdjupet ovanligt lågt under perioden vecka (Figur 3). Då pendlade siktdjupet mellan,5 och,7 m. Så låga värden uppmättes inte under 27., Vecka ,5 Siktdjup (m) 1, 1,5 1,4 1, 1,4 1,3 1, 1,2 1, 1, 1,1 1, 1,,9,9,9 1, 1, 1,,9 1, 2, 2,1 2, 2,5 Figur 2. Siktdjup Siktdjupet mäts genom att sänka ned en vit skiva, Ø25 cm, i vattnet tills den nätt och jämt kan ses från ytan. 1

11 , Vecka ,5 Siktdjup (m) 1, 1,5 Siktdjup 27 2, Siktdjup 26 2,5 Figur 3. Siktdjup 27 jämfört med 26. Vattentemperatur Temperaturen vid ytan var som högst i vecka 24; 21,5 C och som lägst vecka 42; 1,5 C (Figur 4). Medelvärdet under perioden var 16,9 C. Vid bottnen uppmättes det högsta värdet vecka 24 och vecka 3; 18,9 C. Den genomsnittsliga bottentemperaturen var 15,3 C. Temperaturen vid ytan var generellt högre under 26 (Figur 5) då medelvärdet på ytvattentemperaturen var 19,9 C Temperatur ( C) 15 1 Temperatur yta Temperatur botten Vecka 27 Figur 4. Temperatur, yta och botten,

12 3 25 Temperatur yta 27 Temperatur yta 26 Temperatur ( C) Vecka Figur 5. Temperatur, yta, 27 jämfört med 26. Klorofyll a Klorofyll a halterna under 27 varierade mellan 9 och 43 µg/l (Figur 6). Högst halt uppmättes vecka 22 och lägst vecka 24 och 42. Den genomsnittsliga klorofyll a koncentrationen under 27 var 23,4 och under motsvarande period 26 var medelvärdet 23,7 µg/l Klorofyll a (!g/l) Klorofyll a 27 Klorofyll a Vecka Figur 6. Klorofyll a, yta, 27 jämfört med

13 ph Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Finjasjön 27 ph vid ytan varierade mellan 7,2 och 8,8 (Figur 7). Vid bottnen pendlade ph mellan 7,1 och 8,4. Medelvärdet vid ytan låg på 7,8 och vid bottnen på 7,6. 9, ph yta 8,5 ph botten 8, ph 7,5 7, 6,5 6, Vecka 27 Figur 7. ph, yta och botten, 27. Syrgashalt Syrgashalten vid ytan pendlade mellan 1,9 mg/l (vecka 23) och 7,5 mg/l (vecka 46). Syrgashalten vid bottnen var noll vid samtliga provtagningstillfällen med undantag för vecka 23 då 1,8 mg/l uppmättes. Fosfatfosfor Halterna av fosfatfosfor var överlag högre vid bottnen än vid ytan (Figur 8). Vid ytan varierade fosfatfosfor mellan,3 och,21 mg/l. Vid bottnen varierade halterna mellan,8 och,35 mg/l. Medelvärdet för bottenvärdena var dubbelt så höga som ytvärdena;,2 vid bottnen jämfört med,1 mg/l vid ytan. Medelvärdet för fosfat vid ytan var något högre under 26;,14 mg fosfatfosfor/l. Fram till vecka 31 var fosfathalterna något högre under 27 jämfört med 26 (Figur 9). Efter vecka 31 var fosfathalterna betydligt lägre under 27 än

14 ,4 Fosfatfosfor yta,3 Fosfatfosfor botten Fosfatfosfor (mg/l),2, Vecka 27 Figur 8. Fosfatfosfor, yta och botten, 27.,4 Fosfatfosfor (mg/l),3,2 Fosfatfosfor 27 Fosfatfosfor 26, Vecka Figur 9. Fosfatfosfor yta, 27 jämfört med 26. Totalfosfor Under vecka varierade totalfosfor vid ytan mellan,22 och,126 mg/l (Figur 1). Det genomsnittliga fosforvärdet vid ytan var,6 mg/l under 27. Medelvärdet för 26 var avsevärt högre;,1 mg/l (Figur 11). 25 var det genomsnittliga fosforvärdet vid ytan,5 mg/l (Figur 12). 14

15 Totalfosfor vid bottnen uppvisade stora fluktuationer både under 27 och 26 (Figur 13). Under 27 pendlade värdena mellan,45 och,222 mg/l och medelvärdet under mätperioden var,12 mg/l. Medelvärdet var något högre under 26;,122 mg/l. Under 26 pendlade värdena mellan,65 och,261 mg/l. Figur 1. Totalfosfor yta och botten, 27.,18,16,14 Totalfosfor, yta, 27 Totalfosfor, yta, 26 Totalfosfor mg/l,12,1,8,6,4,2, Vecka Figur 11. Totalfosfor (yta) i Finjasjön, 27 jämfört med

16 ,68,7 Medelvärde Totalfosfor yta (mg/l),6,5,4,3,2,5,55,1, Figur 12. Medelvärde av totalfosfor vid ytan, vecka (juni, juli och augusti) 25, 26 och 27. Figur 13. Totalfosfor, botten, 27 jämfört med 26. Totalkväve Totalkväve var som högst i början av säsongen för att sedan stadigt minska under mätperioden (Figur 14). Ytvärdena och bottenvärdena låg i ungefär samma storleksordning. Totalkväve vid bottnen varierade under 27 mellan 1,2 och 2, mg/l. Medelvärdet för ytvärdena var 1,43 och för bottenvärdena 1,5 mg/l. 16

17 2,5 Totalkväve, yta 2, Totalkväve, botten Totalkväve (mg/l) 1,5 1,,5, Vecka 27 Figur 14. Totalkväve, yta och botten, 27. Totalkväve vid ytan hade en liknande utveckling som under 26 (Figur 15). Värdena var som högst i början av sommaren för att sedan sjunka stadigt fram till vecka 38. Halterna var dock genomgående högre under 27 än under 26. Totalkväve vid bottnen var tämligen annorlunda 27 jämfört med 26 (Figur 16). I början av sommaren var värdena relativt lika. Under 26 ökade halterna av totalkväve under vecka och svängde tillbaka medan halterna var mer stabila 27. 2,5 Totalkväve, yta, 27 Totalkväve, yta, 26 2 Totalkväve (mg/l) 1,5 1, Vecka Figur 15. Totalkväve, yta, 27 jämfört med

18 Figur 16. Totalkväve, botten, 27 jämfört med 26. Totaljärn Totaljärn var genomgående lägre vid ytan jämfört med bottnen (Figur 17). Vid bottnen fluktuerade värdena mellan,47 och 3,75 mg/l. Vid ytan varierade värdena mellan,15 och,76 mg/l. Järnhalten vid ytan var högre 27 än 26 vid de flesta mättillfällena (Figur 18). 26 låg värdena mellan,2 och,5 mg/l med ett medelvärde på,24 mg/l. Järnhalten vid bottnen var generellt högre under 27 jämfört med 26 (Figur 19). Medelvärdet för totaljärn vid bottnen var dubbelt så högt under 27 jämfört med året innan; 1,19 mg/l jämfört med,58 mg/l för 26. 4, Totaljärn, yta 3,5 Totaljärn, botten 3, Totaljärn (mg/l) 2,5 2, 1,5 1,,5, Vecka 27 18

19 Figur 17. Totaljärn, yta och botten, 27. Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Finjasjön 27,8,7,6 Totaljärn, yta, 27 Totaljärn, yta, 26 Totaljärn (mg/l),5,4,3,2,1, Vecka Figur 18. Totaljärn, yta, 27 jämfört med 26. 4, 3,5 Totaljärn, botten, 27 Totaljärn, botten, 26 3, Totaljärn (mg/l) 2,5 2, 1,5 1,,5, Vecka Figur 19. Totaljärn, botten, 27 jämfört med 26. Kemisk syreförbrukning, COD Cr Kemisk syreförbrukning vid ytan varierade mellan 3 och 48 mg/l. Vid bottnen pendlade värdena mellan 29 och 66 mg/l. Det genomsnittsliga värdet vid ytan var 4,8 och för bottnen 46,1 mg/l. 19

20 Kemisk syreförbrukning ökade under sensommaren för att ligga på ungefär samma nivå fram till oktober. Vid de flesta mättillfällena var kemisk syreförbrukning högre vid bottnen än vid ytan. Detta beror sannolikt på en sedimentation av alger som ökat mängden syreförbrukande material. Kemisk syreförbrukning vid ytan låg, vid de flesta provtagningstillfällena, högre under 27 jämfört med 26 (Figur 21). 26 låg värdena mellan 26 och 64 och medelvärdet var 34,8 mg/l. Kemisk syreförbrukning vid bottnen under 26 varierade mellan 29 och 14 mg/l (Figur 22). Medelvärdet var 42 mg/l. 7 6 Kemisk syreförbrukning (mg/l) Kemisk syreförbrukning, yta Kemisk syreförbrukning, botten Vecka 27 Figur 2. Kemisk syreförbrukning, yta och botten, Kemisk syreförbrukning (mg/l) Kemisk syreförbrukning, yta, 27 Kemisk syreförbrukning, yta, Vecka Figur 21. Kemisk syreförbrukning, yta, 27 jämfört med 26. 2

21 12 Kemisk syreförbrukning, botten, 27 1 Kemisk syreförbrukning, botten, 26 Kemisk syreförbrukning (mg/l) Vecka Figur 22. Kemisk syreförbrukning, botten, 27 jämfört med 26. Sulfat Sulfat vid ytan fluktuerade mellan 15 och 24 mg/l medan sulfat vid bottnen pendlade mellan 15 och 2 mg/l (Figur 23). Vid drygt hälften av provtagningstillfällena hade ytan och bottnen samma värde men vid de övriga låg i allmänhet ytvärdena högre än bottenvärdena. Medelvärdet för ytvärdena var 19,1 mg/l och för bottenvärdena 18,3 mg/l. Sulfat vid ytan under 26 varierade mellan 8,9 och 19 mg/l (Figur 24). Medelvärdet låg på 14,1 mg/l. Sulfat vid bottnen 26 varierade från 7,6 till 2 mg/l (Figur 25). Medelvärdet var 15,7 mg/l Sulfat, yta Sulfat, botten 2 Sulfat (mg/l) Vecka 27 Figur 23. Sulfat, yta och botten,

22 3 Sulfat, yta, Sulfat, yta, 26 2 Sulfat (mg/l) Vecka Figur 24. Sulfat, yta, 27 jämfört med Sulfat, botten, Sulfat, botten, 26 2 Sulfat (mg/l) Vecka Figur 25. Sulfat, botten, 27 jämfört med 26. Nitratkväve Nitratkväve under 27 låg relativt lika vid ytan och bottnen (Figur 26). Värdena var högst i början av säsongen och sjönk sedan succesivt. Från och med vecka 33 varierade nitratkväve vid ytan och bottnen mellan,3 och,5 mg/l. Medelvärdet för ytvärdena var,68 mg/l och för bottenvärdena,63 mg/l. Nitratkvävehalterna var avsevärt lägre under 26 (Figur 27 & 28). Från och med vecka 27 sjönk halterna kraftigt. Medelvärdet för ytvärdena under 26 låg på,37 mg/l och värdena pendlade mellan,5 och 1,3 mg/l. Bottenvärdena under 26 22

23 varierade mellan,5 och,9 mg/l. Medelvärdet var,19 mg/l. Halterna var konstant låga mellan vecka 27 och vecka 39. 1,6 1,4 Nitratkväve (mg/l) 1,2 1,,8,6 Nitratkväve, yta Nitratkväve, botten,4,2, Vecka 27 Figur 26. Nitrat, yta och botten, 27. Figur 27. Nitrat, yta, 27 jämfört med

24 1,4 1,2 1, Nitratkväve, botten, 27 Nitratkväve, botten, 26 Nitratkväve (mg/l),8,6,4,2, Vecka Figur 28. Nitrat, botten, 27 jämfört med 26. Ammoniumkväve Ammoniumkväve var överlag högre vid bottnen än vid ytan. Vid ytan pendlade halterna mellan,3 och,76 medan ammoniumkväve vid bottnen varierade mellan,7 och,63 mg/l. Medelvärdet för ytvärdena var,27 och för bottenvärdena,88 mg/l. Under 26 varierade ytvärdena mellan och,1 mg/l (Figur 3). Medelvärdet låg på,22 mg/l. Skillnaden mellan 26 och 27 var betydligt större för bottenvärdena (Figur 31). 26 pendlade ammoniumkväve mellan,1 och 2,14 mg/l. Mellan vecka 26 och 35 uppmättes bottenvärden som var avsevärt högre än under 27. Medelvärdet för ammoniumkväve vid bottnen under 26 låg på,71 mg/l. Figur 29. Ammoniumkväve, yta och botten,

25 ,12,1 Ammoniumkväve, yta, 27 Ammoniumkväve (mg/l),8,6,4 Ammoniumkväve, yta, 26,2, Vecka Figur 3. Ammoniumkväve, yta, 27 jämfört med 26. 2,5 2, Ammoniumkväve, botten, 27 Ammoniumkväve, botten, 26 Ammoniumkväve (mg/l) 1,5 1,,5, Vecka Figur 31. Ammoniumkväve, botten, 27 jämfört med

26 Färgtal Annadotter & Forssblad: Limnologisk undersökning av Finjasjön 27 Färgtalet varierade mellan 96 och 2 mg Pt/l (Figur 32). Högst färgtal uppmättes vid bottnen vecka 28 och lägst vid ytan vecka 38. Medelvärdet vid ytan var 155 och vid bottnen 147 mg Pt/l. 25 Yta Botten Färgtal (mg Pt/l) Vecka 27 Figur 32. Färgtal, yta och botten,

27 Djurplankton Större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor) 25 Nauplius Biomassa, torrvikt (!g/l) Leptodora kindtii Daphnia galeata Daphnia cucullata Cyclopoida copepoder Chydorous sphaericus Chydorous ovalis Calanoida copepoder Bosmina crassicornis Vecka 27 Figur 33. Biomassa av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor) Nauplius Cyclopoida copepoder Biomassa, torrvikt (!g/l) Calanoida copepoder Leptodora kindtii Diaphanosoma brachyurum Daphnia sp. Daphnia longispina D. galeata Daphnia cucullata Chydorus sphaericus B. longirostris Bosmina crassicornis Vecka 26 Figur 34. Biomassa av större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor)

28 Biomassan av större djurplankton var som högst i början av juni (Figur 33). Då utvecklades den effektivt betande storvuxna vattenloppan Daphnia galeata. I slutet av juni och i början av juli sjönk mängden stora djurplankton för att sedan öka succesivt från vecka 3 31, månadsskiftet juli/augusti. Periodvis återkom mindre mängder av Daphnia galeata och den något mindre arten Daphnia cucullata. Under augusti, september och oktober förekom ett diverst djurplanktonsamhället med cyclopoida och calanoida hoppkräftor, Daphnia galeata, Daphnia cucullata, och de mindre hinnkräftorna Bosmina crassicornis och Chydorus sphaericus. Biomassan av större djurplankton var som störst i juni men artantalet var som högst i oktober (Figur 35). Detta beror på att det djurplankton, Daphnia galeata, som dominerade i början av juni hade betydligt större biomassa per individ jämfört med de mindre hinnkräftorna Bosmina crassicornis som dominerade i oktober. En liknande artsammansättning förekom under 26 (Figur 34) med undantag av att hinnkräftan Bosmina crassicornis förekom med betydligt större biomassa under 27 jämfört med 26. Under 27 förekom en period på några veckor då mycket låga biomassor av större djurplankton registerades (vecka 24 till 28). En liknande period på flera veckor med mycket låga biomassor förekom inte under 26. Den totalt registrerade biomassan av större djurplankton hade dock en större och stabilare utveckling under 27 jämfört med Nauplius Antal/l Leptodora kindtii Daphnia galeata Daphnia cucullata Cyclopoida copepoder Chydorous sphaericus Chydorous ovalis Calanoida copepoder Bosmina crassicornis Vecka 27 Figur 35. Antal större djurplankton (hoppkräftor och hinnkräftor)

29 Mindre djurplankton (hjuldjur, rotatorier) Biomassan av mindre djurplankton i Finjasjön var som störst under den period i början av sommaren, vecka 26 27, då biomassan av större djurplankton var som allra lägst (Figur 36 & 38). I övrigt förekom ett diverst hjuldjursamhälle. 16 olika arter registrerades men de olika arterna förekom inte vid samtliga provtagningstillfällen. I början av sommaren dominerade Pompholyx sulcata. Den avlöstes av Polyarthra vulgaris, P. euryptera och flera arter av Keratella. Den totala biomassan av mindre djurplankton minskade runt vecka Det var vid denna tidpunkt som biomassan av större djurplankton ökade. Sambandet kan tyda på en konkurrens om födan mellan större och mindre djurplankton. Utvecklingen av mindre djurplankton skiljde sig relativt mycket från 26. Under 26 förekom två tillfällen med höga biomassor av mindre djurplankton men mellan dessa toppar var biomassan mycket låg (Figur 37). Under 27 förekom en stabilare utveckling av hjuldjur jämfört med under Trichocerca similis Trichocerca rousseleti Trichocerca capucina Trichocerca sp. Biomassa, torrvikt (!g/l) Synchaeta Pompholyx sulcata Polyarthra vulgaris Polyarthra euryptera Polyarthra dolicoptera Keratella tecta Keratella quadrata Keratella hispida Keratella cochlearis Kellicottia longispina Kellicottia bostoniensis Brachionus angularis Asplanchna priondonta Vecka 27 Figur 36. Biomassa mindre djurplankton (hjuldjur, rotatorier),

30 16 Biomassa, torrvikt (!g/l) Trichocerca sp. Synchaeta sp. Synchaeta sp.1, (liten). Synchaeta sp.2, (stor) Pompholyx sulcata Polyarthra spp. Polyarthra vulgaris Polyarthra remata Polyarthra dolicoptera Keratella quadrata Keratella tecta Keratella hispida Keratella cochlearis Kellicottia longispina Gastropus sp. Filinia longiseta Collotheca sp. Conochilus sp. Conochilus unicornis Asplanchna priodonta Ascomorpha saltans Vecka 26 Figur 37. Biomassa, mindre djurplankton (hjuldjur, rotatorier) 26. Antal/l Trichocerca similis Trichocerca rousseleti Trichocerca capucina Trichocerca Synchaeta Pompholyx sulcata Polyarthra vulgaris Polyarthra euryptera Polyarthra dolicoptera Keratella tecta Keratella quadrata Keratella hispida Keratella cochlearis Kellicottia longispina Kellicottia bostoniensis Brachionus angularis Asplanchna priondonta Vecka 27 Figur 38. Antal mindre djurplankton (hjuldjur, rotatorier), 27. Växtplankton Den högsta biomassan, 18,4 mg/l, uppmättes första veckan av juni (Figur 39).Vid det tillfället dominerades växtplanktonsamhället av blågröna alger. Andra veckan i juni, vecka 23, hade biomassan sjunkit till 5, mg/l. I mitten av juni och under juli månad var biomassan relativt låg och kiselalger utgjorde ungefär lika stor del av biomassan som blågröna alger, Från och 3

31 med vecka 34, i slutet av augusti, ökade biomassan av blågröna alger och deras dominans ökade. Den genomsnittliga biomassan av växtplankton under 27 var 5,3 mg/l Biomassa, våtvikt (mg/l) Rekylalger Pansarflagellater Kiselalger Grönalger Blågröna alger Genomsnittslig biomassa: 5,3 mg/l Vecka 27 Figur 39. Biomassa av växtplankton 27. Figur 4. Biomassa av växtplankton 26. Under 26 var medelvärdet på biomassan 8,4 mg/l. Högst biomassa upppmättes vecka 31 då 35,5 mg/l uppmättes. Då dominerades biomassan av blågröna alger. Endast i början och i slutet av säsongen utgjorde andra alggrupper; kiselalger, pansarflagellater, grönalger och rekylalger, en väsentlig del av biomassan. 31

32 DISKUSSION Finjasjön kvar i det nya tillståndet! Efter den omfattande utfiskningen minskade halten av totalfosfor i vattnet liksom storleken på den interna fosforbelastningen. Fram till 1993, innan utfiskningen var avslutad, fanns det ett samband mellan genomsnittlig totalfosforhalt och temperatur på sommarvärden (R 2 =,612) (Figur 41). Åren efter att trålning utförts, , fanns det inget samband mellan temperatur och fosforhalt (R 2 =,37). Efter utfiskningen var fosforhalterna betydligt lägre än innan trålningen, oavsett vattentemperaturen. Den starka reduktionen av totalfosfor som observerats i Finjasjön har också rapporterats i andra sjöar efter att djurplanktonätande fisk reducerats (Søndergaard et al. 199) R 2 =, Totalfosfor R 2 =, Temperatur, yta, C Figur 41. Punktdiagram med totalfosfor som en funktion av temperaturen i Finjasjön, Den övre trendlinjen (R 2 =,612) är baserad på värden före biomanipuleringen och den lägre linjen (R 2 =,37) är baserad på värden efter biomanipuleringen. Punkterna är sommarmedelvärden; juni augusti är ett mellanår då utfiskning endast pågick under första delen av sommarsäsongen. Därför ingår det året inte i någon av korrelationerna. Dessa resultat visade att det var möjligt att minska en omfattande intern fosforbelastning utan att ta bort de fosforrika bottensedimenten. Den starka minskningen av toxiska blågrönalger förbättrade Finjasjöns potential som reservvattentäkt och som badsjö (Annadotter med flera, 25). Figur 41 visar att Finjasjön fortfarande befinner sig i det nya tillstånd som skapades i samband med den intensiva trålningen i början av 199-talet. Finjasjöns vattenkvalitet under 27 var oerhört mycket bättre jämfört med före Trots detta finns det anledning att gå vidare med ytterligare undersökningar och åtgärder som kan optimera Finjasjöns tillstånd så att en ännu bättre vattenkvalitet skapas. Under 26 förekom periodvis irriterande algblomning vid Björkviken. Detta sammanföll med en extremt låg vattennivå som resulterade i att Björkvikens badplats i juli månad var en stinkande sörja av ruttnande alger och gyttja. Genom ett beslut i Miljödomstolen hösten 26 får Hässleholms kommun möjlighet att reglera vattennivån till en viss del. Detta kommer att medföra positiva konsekvenser för Finjasjöns 32

33 vattenkvalitet. En högre vattenstånd innebär att de fosforrika sedimenten, som täcker 6 % av Finjasjöns botten, får mindre negativ inverkan på vattenmassan än vid ett lågt vattenstånd. Om det även i framtiden finns behov av reduktionsfiske blir det sannolikt lättare att genomföra rent praktiskt. Vid några tidigare tillfällen har trålningen inte gått att genomföra på grund av för lågt vattenstånd. Trots att vattenkvaliteten under badsäsongen 27 var hyfsad förekom synliga utvecklingar av blågrönalger i början av sommaren, i slutet av sommaren och på hösten. Varför finns det fortfarande blågröna alger i Finjasjön? Korta försommarblomningar på grund av pollenregnet? Provtagningen av Finjasjön startade 1 juni 27. Under de första veckorna i juni var siktdjupet som högst under säsongen, runt 2 m. I mitten av juni började siktdjupet sjunka och hamnade under en längre period på sensommaren och hösten runt 1 m. En kortvarig blomning av blågröna alger förekom i början av juni under den period då det höga siktdjupet uppmättes. Figur 42. Försommarblomning 8 juni 27 vid badbryggan i Björkviken. Foto: Johan Forssblad Flera av de arter som utvecklades, Anabaena och Aphanizomenon, tillhör de kvävefixerande blågrönalgerna. Mikroskopisk analys visade att dessa blågrönalger hade bildat celler som fixerar luftkväve, så kallade heterocyter. Liknande blomningar med kvävefixerande alger förekom i juni 1994 och 1995, åren efter den första, omfattande mörtfiskreduktionen. Dessa försommarblomningar försvann dock efter en kort period och följdes av långa perioder med klart vatten. En orsak till dessa kortvariga försommarblomningar med kvävefixerande blågrönalger är sannolikt pollenregn från träden. Höljet runt pollenkornen innehåller näring. I samband med pollenregn på försommaren förekommer ofta utveckling av kvävefixerande blågrönalger. 33

34 Eftersom blågrönalgerna kan bilda skikt och aggregat vid ytan ger de ett oestetiskt intryck jämfört med de mikroalger (exempelvis kiselalger, guldalger och grönalger) som svävar runt i vattenmassan utan att kunna reglera sin flytförmåga. Figur 43. I juli var vattnet inbjudande igen. Finjasjön vid båthamnen 1 juli 27. Foto: Heléne Annadotter. Sambandet mellan blågrönalger och fosforrika sediment Den amerikanske forskaren Val Smith (1983) har visat att blågrönalger gynnas då kvoten mellan totalkväve och totalfosfor (baserat på massa) är lägre än 29. Denna relation har förklarats med att blågrönalger kompenserar en kvävebrist genom att fixera luftkväve. Senare studier om relationen mellan blågrönalger och kväve (Annadotter, 26; Annadotter med flera., 26) har visat att även icke kvävefixerande blågrönalger, som Microcystis, ofta dominerar vid lägre NP-kvoter än de kvävefixerande Anabaena och Aphanizomenon. Dessa observationer, och resultat från ett antal experiment i sjöar, har lett fram till en ny förklaring om sambandet mellan låga kvävehalter och dominans av blågrönalger. 34

35 Finjasjön och sju andra skånska sjöar undersöktes 22 inom ett VA-forskprojekt (Annadotter, 26). Algerna studerades utifrån sin förmåga att migrera mellan ytan och bottnen eller inte, och att fixera kväve eller ej. Flera av de blombildande blågrönalgerna är vertikalmigrerare. Även pansarflagellaten Ceratium hirundinella som förekommer i Finjasjön förflyttar sig vertikalt i vattenmassan för att komma åt fosfor i bottenvattnet (Heany & Talling, 198; James med flera., 1992). Baserat på samtliga 175 provtagningar i VA-Forsk-studien visades det att totalkvävehalten vid bottnen var positivt korrelerat till växtplankton som inte vertikalmigrerar (till exempel kiselalger och grönalger) medan sambandet var det omvända för vertikalmigrerare. Blågrönalger som inte kan fixera kväve, som Microcystis, var positivt korrelerade till totalfosfor vid bottnen och negativt till nitrat (yta och botten). Det funna sambandet förklaras med att låga nitrathalter kan innebära brist på elektronacceptorer 2 vid bakteriell nedbrytning av organiskt material vid sedimentytan. Sulfat 3 börjar då användas som elektronacceptor, vilket resulterar i bildning av svavelväte 4. Om sedimentet innehåller järnbunden fosfor kan svavelväte reagera med järn samtidigt som fosfat frigörs (Golterman, 1984; 1995; 21). Sedimentet i Finjasjön har analyserats och visats innehålla hög andel järnbunden fosfor (Löfgren, 1987). Svavelväte har dessutom en förmåga att hämma denitrifikationen 5 så att ammonium blir slutprodukt, istället för kvävgas, vid bakteriell nitratreduktion (Brunet & Garcia-Gil, 1996). Anabaena, Aphanizomenon och Microcystis övervintrar i sedimentet. Den samtida produktionen av fosfat och ammonium i sedimentet gör att de alger som övervintrar i sedimentet får möjlighet att växa till (Annadotter med flera., 26). De kommer sedan att gynnas av näringsinnehållet i sedimentets porvatten eftersom de kan vandra mellan den näringsrika bottnen och den ljusare zonen vid ytan. Eftersom ammonium bildas istället för kvävgas i närvaro av svavelväte förekommer det periodvis förhöjda halter av ammonium i bottenvattnet i Finjasjön (Annadotter 26). Detta var speciellt påtagligt under 26. Blågrönalgerna drar upp fosforn från sedimentet i Finjasjön En flerårsstudie i Finjasjön visade ett starkt, positivt samband mellan intern fosforfrigörelse 6 och biomassan av vertikalmigrerande alger samt blågrönalger (Figur 44 & 45) medan ett dylikt samband inte fanns mellan intern fosforfrigörelse och ej vertikalmigrerande alger (Figur 46) (Annadotter, 26). Ej vertikalmigrerande alger i denna studie var framför allt grönalger, guldalger och kiselalger. Mellan blågrönalger och sjöns interna förändring i kvävemängd fanns inget signifikant samband. En ökning av kväve i sjön medförde alltså inte en ökning av cyanobakteriebiomassan på samma sätt som fosfor. Dessa resultat bekräftar slutsatserna i studier av David Schindler Organismer som får sin energi av att bryta ned organiskt material använder sig av elektrontransportkedjor. Elektroner transporteras från det organiska materialet via ett antal enzymer i elektrontransportkedjor och energin lagras genom att producera molekylen adenosintrifosfat (ATP). Det krävs dock ett ämne som i slutändan tar upp elektronerna. För människor fungerar endast syre som slutlig elektronacceptor medan vissa bakterier kan använda sig av t ex nitrat, trevärt järn eller sulfat. Sulfat är en kemisk förening mellan svavel och syre. Svavelväte är en giftig gas som ger ruttna ägg dess speciella lukt. Vid dissimilatorisk nitratreduktion utnyttjas nitrat som eletronacceptor i samband med energiutvinning och slutprodukten (ammonium, kvävgas eller lustgas) finns utanför cellen. Vid assimilatorisk nitratreduktion reduceras nitrat till ammonium men slutprodukten ammonium används inne i organismens cell. Frigörelse av fosfor från sjöbottens sedimentlager. 35

36 (1977) och Thomas Hellström (1996). De har tidigare visat att algbiomassan styrs av fosforhalten medan kvävebristen kompenseras genom kvävefixering.,14,12 Intern fosforfrigörelse (g m -2 dag -1 ),1,8,6,4,2 y =,2x +,9 R=,941, Biomassa blågrönalger (g m-2) Figur 44. Intern fosforfrigörelse som en funktion av mängden blågrönalger. N=12, R=,941; P<,1,14,12 Intern fosforfrigörelse (g m -2 dag -1 ),1,8,6,4,2 y =,2x +,6 R=,941, Biomassa vertikalmigrerande alger (g m -2 ) Figur 45. Intern fosforfrigörelse och biomassa vertikalmigrerande alger. N=12, R=,941; P<,1. 36

37 ,14 Intern fosforfrigörelse (g m -2 dag -1 ),12,1,8,6,4,2 y = -,3x +,51 R=-,43, Biomassa ej vertikalmigrerande alger (g m -2 ) Figur 46. Intern fosforfrigörelse och biomassa ej vertikalmigrerande alger. N=12, R=,941; P<,1. Figur 47 visar en typisk utveckling av nitratkväve och totalfosfor i Finjasjön. Ökningen av totalfosfor får inte fart förrän nitratet gått ned till låga nivåer. Liknande situationer förekom andra år, ; 22 och 26 (Bilaga 1). Mönstret har även observerats i andra sjöar som i likhet med Finjasjön har fosforrika sediment. Nitratkväve (mg/l) 1,,9,8,7,6,5,4,3,2,1, Nitrat-kväve Totalfosfor Vecka 26,18,16,14,12,1,8,6,4,2, Totalfosfor (mg/l) Figur 47. Nitratkväve och totalfosfor i Finjasjön 26. Det negativa sambandet mellan nitratkväve och totalfosfor i Finjasjön åskådliggörs i Figur 48 som bygger på 196 provtagningar under juli, augusti och september mellan 1988 och 1997 samt 22 och

38 ,8,7,6 Totalfosfor (mg/l),5,4,3,2,1,,2,4,6,8 1, 1,2 1,4 1,6 Nitratkväve (mg/l) Figur 48. Sambandet mellan nitratkväve och totalfosfor, juli september, , 22 & 26, i Finjasjön. Hög halt av nitratkväve förhindrar frigörelse av fosfor från sedimentet! Sjön har aldrig samtidigt både hög halt av totalfosfor och nitratkväve. (Grafen bygger på 196 mätningar.) Andra undersökningar om relationen mellan nitrat och internt fosforläckage Resultaten från de hittills redovisade studierna från Finjasjön antyder att den interna fosforbelastningen ökar vid brist på nitrat. Sedimenten i Finjasjön innehåller en stor del järnbunden fosfor (Löfgren, 1987) som blir tillgänglig vid brist på nitrat och syre. Omvänt kan tillförsel av nitrat till denna typ av sediment förhindra fosfor-läckage (Jensen & Andersson, 199; Ripl & Lindmark, 1978; Boström & Pettersson, 1982; Jansson, 1987). I ett experiment med två dammar med sediment vid Vombverket visades tillförsel av nitrat (i form av kalksalpeter) kunna reducera utvecklingen av blågrönalger jämfört med en kontrolldamm (Cronberg med flera, 25). Experiment med tillsats av nitratsalt till experimentella inhägnader i en kanadensisk sjö, samt till en hel damm, åstadkom ett skifte i planktonsamhället från blågrönalgen Aphanizomenon flos-aquae till en blandning av rekylalger och små grönalger (Barica med flera., 198). Vanligtvis inträffade fiskdöd sommartid i dessa vatten men efter tillsats av kväve förekom ingen massdöd av fisk. Istället återhämtade sig fisksamhället avsevärt. Erfarenheterna från dessa experiment visade på nödvändigheten av att tillföra nitratsalt innan den period då blågrönalgerna brukar utvecklas. I 22 danska sjöar förekom ingen intern fosforbelastning om nitratkvävehalten var högre än,5 mg/l (Andersen, 1982). Gelébildande Microcystis-kolonier med kvävefixerande bakterier och småcelliga kvävefixerande blågrönalger Microcystis är en vanligt förekommande blågrönalg i Finjasjön. Vid kvävebrist bildar Microcystis ofta stora mängder gelé (Stal, 2). Kvävefixerande bakterier och kvävefixerande småcelliga blågrönalger (pico blågrönalger) (Singh 1973; Rippka & Waterbury, 1977) har 38

39 visats leva associerade med Microcystis i cyanobakteriens geléskikt i Finjasjön (Annadotter med flera, 26) (Figur 49). Denna symbios kan förklara varför Microcystis ofta förekommer i sjöar i samband med extremt låga kvävehalter trots att algen själv inte kan fixera kväve. I Finjasjön har den kvävefixerande bakterien Pseudomonas fluorescens detekterats i gelé hos Microcystis flos-aquae (Annadotter med flera., 26). Vissa av de bakterier som lever tillsammans med Microcystis har visats kunna orsaka sjukdomar hos människor. Att minska mängden blågrönalger innebär även att de patogena bakterierna minskas. Ett starkt samband mellan dominans av blågrönalger och mängden gramnegativa bakterier (mätt som endotoxin) åskådliggörs i Figur 5. Figur 49. Blågrönalgen Microcystis botrys omgiven av kraftiga geléskikt i vilka bakterier och picoblågrönalger frodas. Foto: Gertrud Cronberg. 39

40 Figur 5. Halter av endotoxin i vatten med olika algsammansättning från 21 sjöar och dammar (ej Finjasjön). Förekomsten av gelé hos vissa blågrönalger är en bidragande faktor till den höga bakteriehalten i vatten med blågrönalg-blomning (Annadotter med flera., 25). Endotoxinhalten är ett indirekt mått på mängden av gramnegativa bakterier och blågröna alger. Nitratkväve och blågrönalgbiomassa Punktdiagrammet i Figur 51 visar blågrönalgbiomassan plottad mot nitratkväve vid 111 provtagningstillfällen i åtta skånska sjöar, inklusive Finjasjön (Annadotter, 26). Provtagningarna skedde vecka 26 39, alltså under juli, augusti och september. Diagrammet visar att de högsta biomassorna av blågrönalger, >1 mg/l, förekom vid de lägsta nitrathalterna, <3µg/l. Ett omvänt samband, mellan höga nitrathalter och ingen, eller mycket ringa förekomst av blågrönalger åskådliggörs också. Vid nitratkvävehalter högre än 1,6 mg/l förekom i princip inga blågrönalger. 4

41 25 Biomassa av cyanobakterier (mg/l) , 1, 2, 3, 4, 5, 6, Nitratkväve, ytvärden (mg/l) Figur 51. Biomassa av blågrönalger plottat mot nitratkväve (ytan) i de åtta undersökningssjöarna, baserat på 111 provtagningstillfällen, juli september, 22. (Annadotter, 26). Provtagningen skedde i Arkelstorpsviken, Bodarpasjön, Bjärlången, Finjasjön, Östra Ringsjön, Vaxsjön, Vinslövssjön och Vittsjön. Det säsongsmässiga mönstret att blågrönalgerna bildar maximal biomassa vid de lägsta nitrathalterna förekommer också i andra sjöar som Bjärlången (Bjärnum), Vaxsjön (Höör), Vinslövssjön (Vinslöv) (Figur 52) samt Oppmannasjön (Arkelstorpsviken vid Kristianstad) ,5 Nitratkväve (mg/l) 4 3,5 3 2,5 2 1,5 Nitratkväve Cyanobakterier Blågröna alger (mg/l) 1 5, Vecka Figur 52. Nitratkväve och biomassa av blågrönalger i Vinslövssjön 22. Här var mycket höga halter av nitratkväve vilket sannolikt är en orsak till obetydlig mängd blågrönalger. 41

42 Nitrat-kväve (!g/l) Blågröna alger Cryptomonader Guldalger Kiselalger Pansarflagellater Grönalger Raphidophyta 1 1 Figur 53. Nitratkväve 7 och dominerande alggrupp i 49 skånska sjöar, sommarvärden från Den säsongsmässiga algutvecklingen i Vinslövssjön (Figur 52) skiljer sig markant från de andra sjöarna. Under hela säsongen, juli september, var nitratkvävehalterna höga och blågrönalgernas biomassa obefintlig. Planktonsamhället i Vinslövssjön totaldominerades av grönalger. De höga nitrathalterna är en sannolik orsak till att blågrönalger inte utvecklas. I en annan studie av vattenkemi och algsammansättning från 49 skånska sjöar (Figur 53), sommaren , visas tydligt sambandet mellan låga nitrathalter och blågrönalger och omvänt, ett positivt samband mellan höga nitrathalter och dominans av kiselalger, guldalger och grönalger (Cronberg & Annadotter, 1996; Cronberg & Annadotter, opublicerat). Det verkar uppenbarligen finnas ett samband mellan låga nitrathalter och dominans av blågröna alger. Detta ger oss anledning att reflektera över vilken påverkan reduktionen av nitrat i Magle våtmark har på vattenkvaliteten i Finjasjön. Baserat på det stora antalet studier som presenterats i denna diskussionsdel borde Finjasjöns vatten få lägre fosforhalter och lägre mängd blågrönalger om nitrattillförseln till sjön hade höjts. Kvävereduktionen i Magle våtmark har aldrig varit en önskan från kommunens sida. Hässleholms kommun påtvingades kvävereduktionen på grund av ett riksdagsbeslut Det är angeläget att utreda om Magle våtmark har negativ effekt på Finjasjöns vattenkvalitet! Effekten på total algbiomassa Eftersom brist på nitrat över fosforrika och syrefria sediment kan innebära att sjön göds internt med fosfor, kunde man förvänta sig en ökning av den totala algbiomassan under perioder med låga nitrathalter. I syfte att få en mer generell bild över relationen mellan kväve och den totala algbiomassan gjordes en studie med 197 provtagningstillfällen i nio skånska sjöar (Annadotter, opubl.) (Figur 54). Provtagningarna gjordes under växtsäsongen. Diagrammet visar att de högsta algbiomassorna inte förekom vid de högsta kvävehalterna. De högsta algbiomassorna (>1 mg/l) förekom vid kvävehalter mellan,5 och 2,4 mg totalkväve/l. 7 Observera logaritmisk skala. 42

43 Algbiomassa och totalkväve (N=197) 4 35 Total algbiomassa (mg/l) Totalkväve (mg/l) Figur 54. Relationen mellan totalkväve och algbiomassa vid 197 provtagningstillfällen i nio skånska sjöar. Erfarenheter från Hörby kommun och Östra Ringsjön Växtplanktonsamhället i Östra Ringsjön har undersökts i relation till de förändringar som skett i samband med införande av kvävereduktion i Lybyverket i Hörby. Kvävereduktionen innebar att nitrattillförseln till Östra Ringsjön minskade från och med Lybyverket belastades periodvis, under 25 och 26, hårt av utsläpp från ett mejeri vilket orsakade förhöjda nitratutsläpp. De förhöjda nitratutsläppen 25 och 26 jämfört med avspeglades på nitrathalten och vattenkvaliteten i Östra Ringsjön (Figur 55). Figur 55. Vid effektiv kväverening i Lybyverket var halten av blågrönalger högst! Medelvärden av biomassa av blågrönalger och övriga alger i Östra Ringsjön, ; samt

44 Skillnaden i vattenkvalitet var påtaglig under juli september, den period då blågrönalger brukar blomma i Östra Ringsjön. Efter 1998, då kvävereduktion infördes, fördubblades den genomsnittsliga blågrönalgbiomassan (1,86 mg/l) jämfört med innan kvävereduktionen (5,49 mg/l). Under 25 och 26 sjönk blågrönalgbiomassan till hälften jämfört med föregående period. Hörby kommun vill slopa kvävereduktionen och höja nitrattillförseln för att förbättra vattenkvaliteten i deras recipient Östra Ringsjön. Hörby kommun väntar i skrivande stund, 26 maj 28, på att pröva ärendet i Övermiljödomstolen. Har Finjasjöns siktdjup försämrats på grund av brunfärgning? I samband med 27 års undersökning av Finjasjön analyserades färgtal vid ytan och bottnen. Resultaten visade att Finjasjöns vatten var påtagligt färgat även om de flesta sjöarna i Hässleholms kommun hade högre färgtal. Svinasjön, Luhrsjön och Värsjön hade mindre färgat vatten än Finjasjön (Figur 56). Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder är vatten med ett färgtal över 1 mg Pt/l ett starkt färgat vatten, vilket var fallet med Finjasjön 27! Färgen beror på humus och/eller järn och mangan. Under 27 var både järnhalten och COD högre än under 26. Detta kan bero på den höga nederbördsmängden under en stor del av sommaren. Vid kraftiga regn lakas ämnena ut från markerna, speciellt om det är dikade myrmarker där vattnet rinner vidare än att stanna upp i våtmarkerna Färgtal (mg Pt/l) Svinasjön Luhrsjön Värsjön Finjasjön Malsjön Sparrsjön Bodarpasjön 35 Gårdsjön i Hyngarp Madsagylet Västra Tviggasjö Humlesjön Lilla Nosta Skeingesjön Grösjön Vittsjön Stora Nosta Oresjön Pickelsjön Figur 56. Färgtal i 26 sjöar i Hässleholms kommun, augusti/september Hårsjön Algustorpasjön Vesljungasjön Brönasjö Möllesjön Östra Tviggasjö Lehultasjön Gårdsjön i Änglarp 44

45 Effekter av reduktionsfisket I augusti 27 utfördes ett provfiske i Finjasjön i syfte att studera fisksamhällets utveckling. Det finns en separat studie om provfisket av Mikael Svensson (28). Hans bedömning av Finjasjöns fisksamhälle efter det tredje reduktionsfisket är att den samlade bilden ser ljus ut. Mängden fiskätande abbore har ökat samtidigt som mört och braxen har minskat. Rekryteringen av såväl mört som braxen är begränsad. Abborren reproducerar sig i måttliga mängder och överlevnaden/etableringen av årsyngel är relativt god. Utplanteringen av gös har varit lyckosam och arten har etablerat ett reproducerande bestånd. Figur 57. Sortering av fisk från Finjasjön som trålats upp i samband med reduktionsfiske. Mört och braxen tas bort från sjön medan rovfisken kastas tillbaka i vattnet. Foto: Richard Aagren. I syfte att objektivt mäta fiskfaunans status i Finjasjön har Svensson använt ett nytt system för att beräkna fiskindex Ecological Data Quality, EQR8. EQR8 för provfiskena 199, 1994 och 27 indikerar att Finjasjöns fisksamhälle har förbättrats från måttlig till god status från 199 till

46 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA UNDERSÖKNINGAR Återuppta mätningarna i Finjasjöns tillflöden Under en tioårsperiod, från slutet av 198-talet till slutet av 199-talet gjordes, förutom provtagningar i Finjasjön, veckovisa provtagningar och flödesmätningar i Finjasjöns samtliga tillflöden. Undersökningarna pågick under hela året. Baserat på det datamaterialet gjordes massbalansberäkningar så att en budget för fosfor och kväve kunde beräknas för Finjasjön. Under den perioden hade man koll på de mängder av fosfor och kväve som transporterades till Finjasjön, de mängder som fastlades eller frigjordes från bottnarna och hur mycket som transporterades ut från sjön. Under den tioårsperiod då detta mätprogram pågick kunde vi observera en mycket stor förändring i Finjasjön. Från 198-talets slut och till och med 1993 frigjordes ungefär lika mycket fosfor från bottnarna som transporterades till Finjasjön. I samband med den omfattande fiskreduktionen skedde så dramatiska förändringar i sjön att de stora mängder av fosfor, cirka 5 6 ton/år, som brukade frigöras från bottnarna minskade till mycket låga mängder. Efter 1997 upphörde mätningarna i tillflödena och sedan dess har inga massbalanser beräknats för Finjasjön. Nu, 1 år efter att mätningarna i åarna upphörde, finns det ånyo behov av att återuppta provtagningarna. För att kunna optimera vattenkvaliteten i Finjasjön måste vi veta vad som kommer till sjön, hur de inre processerna ser ut och hur mycket näring som lämnar sjön. 25 Sulfat vid ytan (sommarmedelvärde) mg/l ,2 17,9 19, År Figur 58. Sommarmedelvärden av sulfat vid ytan (vecka 22 36) för 22, 26 och 27. Dessa data indikerar att sulfathalterna ökar i Finjasjön. I kombination med låga nitrathalter kan detta medföra en oroande utveckling med förhöjda fosforhalter och ökad blågrönalgblomning. Sedan några år tillbaka har vi blivit medvetna om att sulfathalterna i sjön spelar en viktig roll för vattenkvaliteten, Sulfat mättes i Finjasjön år 22 i samband med ett forskningsprojekt 46

47 (Annadotter, 26) och har sedan ingått i det ordinarie provtagningsprogrammet under 26 och 27 (Figur 58). Sedan de första mätningarna av sulfat gjordes 22 har det skett en stark ökning av sulfat i Finjasjön. Detta är oroväckande och det är angeläget att utreda vad den kraftiga ökningen beror på. Att återigen mäta mängderna av de ämnen som tillförs med vattendragen kommer att göra det möjligt att spåra vad sulfatet kommer ifrån. Sulfathalterna i Finjasjön spelar sannolikt en viktig roll för storleken på blågrönalgernas biomassa. Ett positivt samband mellan sulfathalterna och biomassan av blågrönalger har rapporterats av Annadotter (26) (Figur 59). Figur 59. Medelvärdet av sulfathalterna under den period som föregår utvecklingen av blågrönalger. Mätningarna utfördes 22 i sju olika sjöar i Skåne. Under 27 gjordes påpekanden från allmänheten att Finjasjöns vatten såg brunaktigt ut. I samband med 27 års Finjasjöstudie gjordes därför färgtalsmätningar. Eftersom Finjasjöns vatten uppvisade relativt höga färgtal finns det anledning att i framtiden undersöka var de färgande ämnena kommer ifrån. Är det till exempel främst humus eller järn som ger den bruna färgen? Veckovisa mätningar i tillflödena kommer att ge oss denna kunskap. Det finns redan ett stort antal kommunala badsjöar i Hässleholms kommun som har ett starkt, färgat vatten. Några exempel är Pickelsjön i Vittsjö och Sparrsjön i Mala. Siktdjupet i dessa sjöar är så lågt att man inte kan se sina fötter när man badar. Utred konsekvenserna och möjligheterna av att öka nitrattillförseln till Finjasjön Ett experiment med sedimentproppar kan visa på relationen mellan Finjasjöns sedimentbottnar och nitrattillförsel. Mätdata från Finjasjön har visat att det finns ett starkt omvänt samband mellan en säsongsmässig höjning av fosforhalterna i sjön och halterna av nitrat. När nitrathalterna sjunker startar frigörelsen av fosfor från bottnarna och blomningen av blågrönalger ökar. Detta sker i allmänhet på sensommaren och hösten. Att nitrat förhindrar fosforläckage från bottnarna har visats experimentellt både i laboratorieskala och i storskaliga sjöexperiment. En restaureringsmetod som utarbetats av professor Wilhelm Ripl från Berlins Tekniska universitet bygger på tillförsel av nitrat till sedimentbottnarna. (Professor Ripl var 47

48 rådgivare inom Finjasjöprojektet i början av 199-talet). Därför är det en nackdel för Finjasjön att nitrathalterna i avloppsvattnet från reningsverket minskar genom Magle våtmark under den period på säsongen när Finjasjön hade behövt nitratet. Kvävebristen i Finjasjön gynnar de kvävefixerande blågröna algerna. Det hade sannolikt inneburit en gratis sjörestaurering av Finjasjön om det renade avloppsvattnet ifrån reningsverket hade gått direkt ut i Finjasjön istället för att nitratet försvinner i Magle våtmark. Detta borde dock först testas experimentellt! I slutet av 197-talet utfördes ett sådant experiment på Finjasjösediment av professor Ripl. Denna studie visade att nitratet i avloppsvattnet minskade läckaget av fosfor från sedimentet. I den utredningen föreslogs att det (på den tiden!) nitrathaltiga avloppsvattnet skulle ledas ut i djuphålan för att minska läckaget av fosfor. Detta genomfördes dock aldrig, möjligtvis för att förslaget var kontroversiellt. Ett experiment med sedimentproppar från Finjasjön borde utföras för att testa hur Finjasjöns sediment i dag reagerar på varierande mängder nitrat. Figur 6. Siktdjupet var hela 2 m vid mätningen 8 juni 27 men det förekom en försommarblomning av kvävefixerande blågröna alger som klumpade ihop sig på ytan och förstörde badvattnet under ca två veckor. Foto: Johan Forssblad. 48

49 REFERENSER Andersen, J. M Effect of nitrate concentrations in lake water on phosphate release from the sediment. Wat. Res. 16: Annadotter, H Algtoxiner i dricksvatten. Va-Forsk rapport sid. Annadotter, H. 26. Kvävets betydelse för cyanobakterier och andra vertikalmigrerande alger. VA- Forsk rapport Annadotter, H., Cronberg, G., Aagren, R., Lundstedt, B., Nilsson, P-Å., and Ströbeck, S Multiple techniques for the restoration of a hypertrophic lake. In The ecological basis for Lake and Reservoir Management. Edited by D. Harper, W. Brierly, G. Phillips, and A. Fergusson. Hydrobiologia 395/396. Kluwer Academic Press, Dordrechr/Boston/London. pp Annadotter, H., Cronberg, G., Nyström, R., and Rylander, R. 25. Endotoxins from Cyanobacteria and Gram-negative Bacteria as the cause of an Acute Influenza-like Reaction after Inhalation of Aerosols. Ecohealth 2: Barica, J., Kling, H. & Gibson, J Experimental Manipulation of Algal Bloom Composition by Nitrogen Addition. Can. J. Aquat. Sci. 37: Benndorf, J., Schultz, H., Benndorf, A., Unger, R., Penz, E., Kneschke, H., Kossatz, K., Dumke, R., Hornig, U., Krupse, R. and Reichel, S Food-web manipulation by enhancement of piscivorous fish stocks: Long-term effects in the hypertrophic Bautzen Reservoir. Limnologica. 19: Brooks, J. L. and Dodson, S. I Predation, body size, and composition of plankton. Science. 15: Carpenter, S. R., Kitchell, J. F. and Hodgson, J. R Cascading trophic interactions and lake productivity. BioScience 35: Cronberg, G. (1982). Phytoplankton changes in Lake Trummen induced by restoration. Fol. Limnol. Scand. 18: Hansen, AM, Jeppesen, E., Bosselmann, S., Andersson, P Zooplankton i søer metoder og artsliste. Miljøprojekt nr. 25. Miljøministeriet. Miljøstyrelsen. Heany, S. I., and Talling, T. I Dyamic aspects of dinoflagellate distribution in a small productive lake. J. Ecol. 68: Hellström, T An empirical study of nitrogen dynamics in lakes. Water Environment Research. 68(1): Hrbácek, J., Dvorakova, M., Korínek, V. & Prochàkóva, L Demonstration of the effect of the fish stock on the species composition of zooplankton and the intensity of metabolism of the whole plankton association. Verhandlungen Internationale Vereinigung. James, W. F., W. D. Taylor., and J. W. Barko Production and Vertical Migration of Ceratium hirundinella in Relation to Phosphorus Availability in Eau Galle Reservoir. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 49: Jeppesen, E., Jensen, J. P., Kristensen, P., Søndergaard, M., Mortensen, E., Sortkjaer, O. & Olrik, K. 199 Fish manipulation as a lake restoration tool in shallow, eutrophic temperate lakes 2: threshold levels, long-term stability and conclusions. Hydrobiologia. 2/21: Löfgren, S Phosphorus retention in sediments implications for aerobic phosphorus release in shallow lakes. Doktorsavhandling. Uppsala universitet. ISBN Rippka, R., and Waterbury, J. B The synthesis of nitrogenase by non-heterocystous cyanobacteria. FEMS Microbiol. Lett. 2: Schindler, D. W Evolution of phosphorus limitation in lakes. Science 195: Shapiro, J., Lamarra, V. & Lynch, M Biomanipulering: an ecosystem appraoch to lake restoration. Proceedings of a Symposium on Water Quality Management through Biological Control University of Florida Press, Gainesville:

50 Singh, P. K Nitrogen Fixation by the Unicellular Blue-Green Alga Aphanothece. Arch. Mikrobiol. 92: Smith, V. H Low nitrogen to phosphorus ratios favor dominance by blue-green algae in lake phytoplankton. Science 221: Stal, L. J. 2. Cyanobacterial Mats and Stromatolites. In The Ecology of Cyanobacteria. Edited by B. A. Whitton and M. Potts. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands. pp Svensson, Mikael. 28. Finjasjön provfiske 27. Redovisning av resultat samt en kortfattad jämförelse med tidigare undersökningar. Søndergaard, M. E., Jeppesen, E., Mortesen, E., Dall, E., Kristensen, P. & Sortkjaer, O Phytoplankton biomass reduction after planktivorous fish reduction in a shallow, eutrophic lake: A combined effect of reduced internal P-loading and increased zooplankton grazing. Hydrobiologia 2/21 (Dev. Hydrobiol. 61):

51 BILAGOR Bilaga 1. Sambandet mellan totalfosfor och nitratkväve i Finjasjön Finjasjön 1988 Totalfosfor och nitratkväve Nitratkväve (mg/l),9,8,7,6,5,4,3,2,1 Nitrat-kväve Totalfosfor Vecka 1988,5,45,4,35,3,25,2,15,1,5, Totalfosfor (mg/l) Finjasjön 1991 Totalfosfor och nitratkväve 1,2 1, Nitrat-kväve Totalfosfor,4,3 Nitratkväve (mg/l),8,6,4,3,2,2,1 Totalfosfor (mg/l),2,1, Vecka 1991, 51

52 Finjasjön 1993 Totalfosfor och nitratkväve,7,25 Nitratkväve (mg/l),6,5,4,3,2,1 Nitrat-kväve Totalfosfor,2,15,1,5 Totalfosfor (mg/l) Vecka 1993, 1, Finjasjön 1994 Totalfosfor och nitratkväve,18 Nitratkväve (mg/l),9,8,7,6,5,4,3,2,1 Nitrat-kväve Totalfosfor,16,14,12,1,8,6,4,2 Totalfosfor (mg/l), Vecka 26, 52

53 Finjasjön 1996 Totalfosfor och nitratkväve Nitratkväve (mg/l),7,6,5,4,3,2,1 Nitrat-kväve Totalfosfor,5,4,3,2,1 Totalfosfor (mg/l), Vecka 1996, 1,6 1,4 1,2 Finjasjön 22 Totalfosfor och nitratkväve Nitrat-kväve Totalfosfor,5,4 Nitratkväve (mg/l) 1,,8,6,3,2 Totalfosfor (mg/l),4,2,1, Vecka 22, 53

54 Limnologisk undersökning av Finjasjön 27 En väldigt regnig sommar medförde högt vattenstånd i Finjasjön. Båtarna tycktes ankrade på redden trots att de ligger vid kajen. Svanarna simmar över bilparkeringen. 1 juli 27. Foto: Johan Forssblad. Heléne Annadotter är doktor i algologi vid Københavns Universitet. Hon har vigt sitt livt åt forskning som främjar en god vattenkvalitet i världen särskilt med avseende på dricksvatten, insjöar och sambandet mellan hälsa och vattenkvalitet. Hennes forskning vid Københavns Universitet, Lunds Universitet och Kristianstads Högskola har resulterat i artiklar i en rad vetenskapliga tidskrifter och böcker. Heléne har medverkat vid utredningar av olika vattens tillstånd och föreslagit åtgärder för att komma till rätta med olika vattenrelaterade problem. Hon har aldrig inordnat sig under auktoriteter utan i stället ifrågasatt traditionellt tänkande. Johan Forssblad är civilingenjör vid Lunds Tekniska Högskola. Han har ett stort intresse av teknik, natur och miljö och att försöka beskriva den naturtroget vid fotografering och filmning. Äventyrsintresset har resulterat i två långa bilexpeditioner genom Afrika till jordens varmaste plats såväl som skidexpeditioner vintertid till Sveriges nordligaste breddgrader. Johan har svarat för mycket av databearbetning, foto och layout samt försökt göra invecklade samband begripligt presenterade. Mer information finns på ISBN