Linkullasjön i Ingå belastningsutredning och restaureringsplan. Anne-Marie Hagman

Transkript

1 NYLANDS MILJÖCENTRALS RAPPORTER 5sv 2009 Linkullasjön i Ingå belastningsutredning och restaureringsplan Anne-Marie Hagman Nylands miljöcentral

2

3 NYLANDS MILJÖCENTRALS RAPPORTER 5 sv 2009 Linkullasjön i Ingå belastningsutredning och restaureringsplan Anne-Marie Hagman Helsingfors 2009 Nylands miljöcentral Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

4 NYLANDS MILJÖCENTRALS RAPPORTER 5 sv 2009 Nylands miljöcentral Omslagsdesign: Sari Laine Omslagsbild: Tero Taponen Tryckeri, ort, 2009 Publikationen finns även tillgänglig på webben: ISBN (PDF) ISSN (webbpubl.)

5 INNEHÅLL 1 Inledning Material och metoder Beräkning av belastningen för Linkullasjön Bedömning av toleransnivån för extern belastning Bedömning av intern belastning Linkullasjöns utgångsstatus Linkullasjöns belastningsutredning Extern belastning Intern belastning Mål Möjliga metoder för restaurering av Linkullasjön Minskning av extern belastning Extern belastning av närsalter från jordbruket Belastning från glesbebyggelse Belastning från djurhållning Borttagning av vattenväxter Vård av fiskbeståndet Intensivfiske Restaurering av utfallsdiken och bäckar Beaktande av havsöringsstammen Uppföljning av fiskbeståndets struktur Förbättring av kräftornas tillväxt Ökning av syrehalten Borttagning av sediment Metoder som inte är lämpliga Höjning av vattennivån Kemisk fällning av fosfor Uppföljning Sammanfattning REFERENSER BILAGOR Kuvailulehti Presentationsblad Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

6 1 Inledning Nylands miljöcentral gjorde i samarbete med Ingå kommun en statusbeskrivning av Linkullasjön i Ingå Projektet fortgick under 2008 med en belastningsutredning och med utgångspunkt i statusbeskrivningen och belastningsutredningen lade man sedan upp en restaureringsplan. Styrgruppen bestod av Patrik Skult (Ingå kommun), Jarmo Vääriskoski och Anne Marie Hagman (Nylands miljöcentral). Dessutom har Sirpa Penttilä och Tero Taponen på Nylands miljöcentral bidragit med synpunkter på arbetet. Harri Aulaskari på Nylands miljöcentral och Mikko Koivurinta på Nylands TE central har lämnat synpunkter på avsnittet om kräftornas tillväxt. Bild 1. Linkullasjöns läge i Ingå kommun. Skala 1 : Tillstånd: Lantmäteriverket, tillstånd nr 7/MLL/8 och Genimap Oy, tillstånd L4659/02.

7 2 Material och metoder 2.1 Beräkning av belastningen för Linkullasjön VEPS systemet ger information med en precision av tredje gradens avrinningsområde. Närmare uppgifter om VEPS systemet finns i bilaga 2. VEPSinformationen har preciserats separat för Linkullasjön. För belastningsberäkningen hämtades den specifika belastningen för både fosfor och kväve från VEPS (tabell 1). Tabell 1. Specifik belastning (kg/km 2, kg/inv.) som har använts för uppskattningen av fosfor- och kvävebelastningen på Linkullasjön. Siffrorna är ett medeltal från Fosfor Kväve Åkerodling ,90 Skogshushållning 1,26 14,46 Nedfall 7,78 458,52 Naturlig urlakning 6,67 196,05 Dagvatten 1,56 92,10 Glesbygd och fritidsboende 0,39 2,68 Punktbelastning 0 0 Torvproduktion 0 0 Åkerodlingens och skogshushållningens andel i Linkullasjöns tillrinningsområde bedömdes med hjälp av kartprogrammet Arc Gis. Andelarna multiplicerades med den tillrinningsområdesvisa specifika belastning som ficks ur VEPS. Vid bedömningen av belastningen från glesbebyggelsen användes invånarantalet i VEPS. Systemet angav antalet för ett område som var större än Linkullasjöns tillrinningsområde. Med hjälp av en ekvation räknades antalet om för att motsvara sjöns tillrinningsområde. Detta invånarantal multiplicerades sedan med den specifika belastningen ur VEPS. Dessutom gjordes en kontrollräkning av glesbygdsbosättningen med hjälp av kartprogrammet. Också för den naturliga urlakningen och nedfallet hämtades specifika belastningar från VEPS. Eftersom Linkullasjöns tillrinningsområde är mindre än det som ingår i VEPS ställdes belastningen i relation till sjöns tillrinningsområde. Vid beräkningen av den naturliga urlakningen drogs sjöns areal av. Nedfallet ansågs gälla endast vattenområdet. Genom en hopräkning av de ovannämnda uppgifterna fick man fram den totala belastningen. Sjöns förmåga att tåla belastning bedömdes enligt Vollenweiders modell (1976). För beräkningen användes en Excel fil tillhandahållen av Erkki Saarijärvi på Vesi Eko. 2.2 Bedömning av toleransnivån för extern belastning Med extern belastning avses den belastning av näringsämnen och fast substans som hamnar i sjön med vattnet från tillrinningsområdet. Belastningen härrör från luftburet nedfall och naturlig urlakning samt mänsklig verksamhet såsom jord och skogsbruk samt glesbebyggelse. Vid restaurering av sjöar är det av yttersta vikt att klarlägga vilka externa belastande faktorer som förekommer och hur betydande belastningen är. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

8 Tillrinningsområden kan indelas i när och fjärrtillrinningsområden. Tillrinnande åar för i allmänhet med sig belastning längre ifrån. Belastningen från näraliggande tillrinningsområden tillförs som diffus belastning via mindre fåror. Typiskt för näraliggande tillrinningsområden är att halterna varierar kraftigt (Lappalainen 1990). För bedömning av toleransnivån för extern belastning kan Vollenweiders modell (1976) tillämpas. I den jämförs den externa belastningen med den hydrauliska ytbelastningen. Den sistnämnda belastningen räknas fram genom att man dividerar tillflödet med sjöns areal eller medeldjupet med omsättningstiden. Toleransgränserna har angetts utifrån omfattande undersökningar av sjöar. Den s.k. kritiska gränsen (Pv=0,174x 0,469 ) beskriver en situation där belastningen leder till att eutrofieringen accelererar. Den tillåtna gränsen (Ps=0,055x 0,635 ) å sin sida anger den belastningsnivå som sjön klarar av utan att den övergöds. Vanligtvis använder man en streckad kurva som gräns för den tillåtna belastningen där fosforbelastningen är 0,15 g/m 2 /år (bild 2). Vid tillämpandet av denna modell ska man komma ihåg att den endast är riktgivande och generell och att den inte tar hänsyn till sjöns särskilda egenskaper. Enligt Vollenweiders modell är den uppskattade belastningen på Linkullasjön större än sjöns toleransnivå (se sid. 11). Extern fosforbelastning, g/m 2 /år 10,0 1,0 0,1 Eutrofa sjöar K = 0.30 Kr K = 0.15 S K = 0.10 S Mesotrofa sjöar Oligotrofa sjöar Kritisk gräns för ext. belastn. Tillåten belastning Belastningsnivå: Nuläge Tillflöde/areal Bild 2. Bedömning av extern fosforbelastning enligt Vollenweiders modell. Den tillåtna belastningen kan anses ligga i punkten Ks=0, Bedömning av intern belastning Med intern belastning avses att näringsämnen i bottensedimentet börjar frigöras och recirkulera. När sjön eutrofieras ökar dess produktionsnivå och det bildas mer nedbrytningsbara substanser. Vid nedbrytningen förbrukas syre ur sedimentet. När syret tar slut börjar fosfor som finns bunden i sedimentet frigöras. Näringsämnen kan även frigöras när fiskarna letar efter föda i bottensedimentet. Särskilt braxen, sutare, björkna och ruda som alla hör till karpfiskarna är fiskar som söker sin föda på bottnen. Även mörtarna kan frigöra näringsämnen i vattnet från bottnen i sitt letande efter föda. Fosfor börjar också frigöras när ph värdet

9 stiger så att vattnet blir påtagligt alkaliskt. I näringsrika sjöar kan växters och algers assimilation höja vattnets ph värde till över nio. Då kan den interna belastningen öka ytterligare. Det är svårare att bedöma den interna belastningens storlek. För att man ska kunna beräkna den måste man veta mängden sedimenterande material i sjön eller sedimenteringshastigheten. Det är dock möjligt att indirekt uppskatta den interna belastningen. Utifrån den tillförda belastningen i sjön kan man beräkna den genomsnittliga fosforhalten i vattenpelaren. Enligt Frisk (1978) beräknas denna med formeln: C = (1 R) * I / Q, där C = genomsnittlig fosforhalt, mg/m 3 R = retentionskoefficient = 0,370 I = tillförd belastning, mg/s och Q = flöde, m 3 /s Genom att jämföra den beräknade totalfosforhalten med den uppmätta halten kan man uppskatta storleken på den interna belastningen. Om den konstaterade fosforhalten är påtagligt större än den beräknade, kan man anta att sjön är utsatt för intern belastning. Om den konstaterade halten däremot är mindre än den beräknade, sedimenteras den substans som tillförs sjön mer permanent. Utifrån vattenpelarens fosforhalt är det möjligt att förutsäga klorofyllhalten. Halterna av klorofyll a och totalfosfor korrelerar tydligt enligt en undersökning av Pietiläinen och Räike (1999). Förklaringsgraden i undersökningen var 0,89. Ur materialet erhölls ekvationen för en rät linje: y = 0,5655x 1,9312, där y är klorofyllhalten och x är totalfosforhalten. Förhållandet mellan halten av klorofyll a och totalfosfor ger information om fiskbeståndets inverkan på bildandet av växtplankton. Genom att jämföra den predikterade klorofyllhalten med den konstaterade halten kan man bedöma om det lätt uppstår algblomning i sjön. Om den konstaterade halten är klart högre än den predikterade, är också förhållandet mellan klorofyll och fosfor stort. Båda dessa omständigheter talar om fiskbeståndets inverkan på uppkomsten av algblomning. I sådana fall kan man som restaureringsåtgärd rekommendera bl.a. åtgärdande av näringskedjan under förutsättning att provfisket visar att fiskbeståndets struktur är skev. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

10 3 Linkullasjöns utgångsstatus Linkullasjöns status har undersökts 2007 (Hagman 2008). Enligt rapporten är Linkullasjöns areal 61,3 ha och den hör till Ingå ås avrinningsområde. Sjön har ett medeldjup på 4,2 m och dess största djup är 6,6 m. Tillrinningsområdet är 11,5 km 2 och där ingår mycket åkermark. Bebyggelsen är gles (bild 3). Bild 3. Linkullasjöns tillrinningsområde, skala 1 : SYKE, Lantmäteriverket, tillstånd nr 7/MYY/07 och Genimap Oy, tillstånd L4659/02. Vattenkvaliteten återspeglar förhållandena i en eutrof sjö. Totalfosforhalten i juni 2007 var 64 μg/l och i augusti 46 μg/l. Förhållandet mellan halten av klorofyll a och totalfosfor var vid samma tidpunkter 0,42 respektive 1,35. I synnerhet det sistnämnda värdet visar att fiskbeståndet har en försämrande effekt på vattnets kvalitet. Också algblomning har konstaterats, senast 2007 i samband med en inventering av vegetationen. Linkullasjön har tydliga skikt, vattentemperaturen var 18,4 o C på en meters djup, 17,4 o C på tre meters djup och 15,3 o C på mer än fem meters djup. Vintern 2003 konstaterades syrebrist i sjön. I mars 2007 fanns det gott om syre. I juni 2007 fanns det endast lite syre (2,1 mg/l) på mer än fem meters djup. I augusti var situationen ännu sämre med 1,7 mg/l syre på samma djup. Fiskfaunan omfattar gärs, abborre, sarv, braxen, löja och mört. Förekommande rovfiskar är gös och gädda. Dessa är de viktigaste fiskarterna enligt Ingå fiskeområdes nyttjande och vårdplan (2001). Dessutom förekommer även inhemsk kräfta. Havsöringen skulle ha möjligheter att stiga till sjön längs Ingå å men ingen öring har observerats vid elprovfiske i åns forsar. Fiskfaunan domineras av karpfiskar. Vegetationen är på sina ställen mycket riklig. I synnerhet utloppet vid den östra ändan av sjön är igenvuxet med vegetation som i huvudsak består av

11 kaveldun, gäddnate och gul näckros. Där finns också gott om vass. Likaså håller den västra ändan av sjön på att växa igen. Sjöns vattenvegetation med luftskott består av vass, bredbladigt kaveldun, sjöfräken, pilblad och starr. Även sjösäv förekommer. Framför dessa finns flytbladsväxter såsom gul näckros, vattenpilört och gäddnate. I Heikkiläs sedimentundersökning (2008) konstateras följande om sedimentet i sjön: Sedimentet har en yta som är lös och vattenhaltig. I mitten där sedimentprovet är kompakt sjunker vattenhalten rejält, men den ökar sedan något mot slutet. Halterna är normala för sjösediment. Visuellt var sedimentet mycket tätt och på ytan något sulfidrandigt som anger syrebrist i vattnet nära bottnen under den aktuella sedimenteringsfasen. Halten av organiskt material i sedimentet var låg och längs hela provets längd cirka 10 % (över och under). Mängden totalfosfor i den översta metern av bottensedimentet är låg, cirka 1 mg/g torrt sediment. De högsta totalfosforhalterna finns alldeles vid sedimentets yta, 1,5 mg/g DW. De uppmätta fosforhalterna i ytvattnet är för sin del klart höga. Man kan därför anta att bottensedimentet avger avsevärt med näringsämnen. Ytterligare undersökningar behövs dock för att säkerställa saken. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

12 4 Linkullasjöns belastningsutredning 4.1 Extern belastning I Linkullasjöns tillrinningsområden finns mycket odlingsmark, nästan 38 procent. Skogen svarar för knappt 60 procent och bebyggelse finns i någon mån. På grundval av dessa uppgifter kan man sluta sig till att den externa belastningen på sjön är stor. Den externa fosfor och kvävebelastningen härrör huvudsakligen från åkerodling. Kväve tillförs i någon mån även genom naturlig urlakning (bild 4). Bild 4. Den externa belastningen på Linkullasjön uppdelad efter olika belastningskällor. Sjön tillförs årligen cirka kg fosfor och kg kväve. Åkerodlingen ger över kg fosfor, dvs. nästan 90 procent av den totala belastningen. Från gles och fritidsbebyggelsen tillförs cirka 60 kg fosfor och 400 kg kväve. De största kvävekällorna är åkerodlingen (6 570 kg) och den naturliga urlakningen (2 135 kg) (tabell 2). Tabell 2. Den externa belastningen på Linkullasjön uppdelad efter olika faktorer. Fosfor, kg/år Kväve, kg/år Åkerodling Skogshushållning Dagvatten 1 39 Glesbygd och fritidsboende Punktbelastning 0 0 Torvproduktion 0 0 Boskapsskötsel 0 0 Nedfall 0 4 Naturlig urlakning Sammanlagt

13 Fosforbelastningens inverkan på Linkullasjön bedömdes enligt Vollenweiders modell (1976) (se sid. 6). Den externa belastningen överskrider klart den tillåtna. Belastningen bör minskas med 80 procent för att sjön ska klara dess negativa effekter. Om belastningen minskas med 90 procent skulle den klart och tydligt ligga under den tillåtna (bild 5). 10,0 Extern fosforbelastning, g/m2/år 1,0 0,1 Eutrofa sjöar KKr = 0.30 KS = 0.15 KS = 0.10 Kritisk gräns för ext. belastn. Belastningsnivå: Tillåten Nuläge belastning Mesotrofa sjöar 4. Oligotrofa sjöar 0, Tillflöde/areal Bild 5. Den externa fosforbelastningen på Linkullasjön enligt Vollenweiders modell (1976). Beräknad avrinning enligt 300 mm. Om belastningen minskas med 50 procent (1.) eller med 75 procent (2.) ligger den fortfarande klart över den tillåtna nivån. Först när belastningen minskas med 80 procent (3.) når den en tolerabel nivå. Om belastningen skulle vara endast 10 procent av den nuvarande (4.) hamnar den klart under den tillåtna nivån. 4.2 Intern belastning Den genomsnittliga fosforhalten räknad enligt den uppskattade fosforbelastningen är högre än de uppmätta fosforhalterna. Om de uppmätta halterna klart och tydligt skulle vara större skulle Linkullasjön ha en tydlig intern belastning. Men enligt modellen förefaller sjön inte ha någon större intern belastning (tabell 3, bild 6). Dock vet man att fiskbeståndet har en försämrande inverkan på vattenkvaliteten och att syresituationen mot slutet av somrarna är dålig. Av denna anledning kan man anta att det även förekommer intern belastning trots att modellen inte ger belägg för detta. Tabell 3. De beräknade genomsnittliga och uppmätta fosforhalterna i Linkullasjön. Tillförd fosforbelastning, kg/år Genomsnittlig beräknad fosforhalt, µg/l Uppmätt fosforhalt, µg/l 64 (juni 2007) 46 (augusti 2007) Om man jämför den halt av klorofyll a som beräknats på basis av den konstaterade totalfosforhalten med den klorofyll a halt som konstaterats i sjön märker man att den konstaterade halten är lägre i juni än den beräknade och högre i augusti. Det Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

14 högre värdet pekar på att fiskfaunan har en försämrande inverkan på vattenkvaliteten, liksom även förhållandet mellan klorofyllhalten och totalfosforhalten som var 0,42 i juni 2007 och 1,35 i augusti samma år (tabell 4, bild 6). Tabell 4. Beräknade och konstaterade halter av klorofyll a i Linkullasjön. Halter av klorofyll a beräknade utifrån konstaterad totalfosforhalt, µg/l Halter av klorofyll a beräknade enligt kalkylerad genomsnittlig totalfosforhalt, µg/l Konstaterade halter av klorofyll a, µg/l Juni Augusti Den beräknade totalfosforhalten (mörkblå cirkel) enligt den kalkylerade externa belastningen på Linkullasjön var lägre än den konstaterade (den mörkgröna och den ljusaste blå cirkeln) i juni, men högre än motsvarande i augusti (den ljusblå och ljusgröna cirkeln) (bild 6). När man jämför de halter av klorofyll a som beräknats utifrån den konstaterade totalfosforhalten med de konstaterade klorofyllhalterna märker man att modellen inte förutsäger algblomning. Den konstaterade klorofyllhalten i augusti (ljusgrön) är avsevärt högre än den som modellen ger (ljusblå). I juni förekom ingen blomning vilket syns på så sätt att den ljusaste blå och den mörkgröna cirkeln är mycket nära varandra. Bild 6. Jämförelse av de beräknade och konstaterade halterna av totalfosfor och klorofyll a i Linkullasjön.

15 4.3 Mål För att fastställa målen skickades en e postenkät till lokala aktörer. Bilaga 1 innehåller ett sammandrag av svaren från delägarlaget och en boende på stranden. Målen bygger på dessa svar och den uppfattning som den som har gjort sammanställningen har. För de konkreta målen svarar sammanställaren. Svararna ansåg att Linkullasjöns goda sidor var dess läge och möjligheterna att utnyttja den för rekreation. Sjön har haft ett gott bestånd av gös och flodkräfta och tidigare har det inte förekommit någon blågrönalgblomning. Dåliga egenskaper är att hela sjön växer igen av vass, att vattnet grumlas kraftigt efter regn, att utloppet vuxit igen (vattennivån kan stiga upp till 60 cm vid hårt regn), att gösstammen försvagas och att kräftorna är små. De viktigaste förändringar som behövs för att förbättra sjöns tillstånd är att minska närsaltsbelastningen (t.ex. sedimenteringsbassänger ) och att muddra utloppet. Efter restaureringen skulle vattnet i sjön vara klarare, mindre näringsrikt och renare. Fiskbeståndet skulle bestå av gös, gädda och havsöring. Likaså skulle sjön ha en livskraftig kräftstam. Landskapet skulle förbli oförändrat, men lövskogen skulle gallras något. Det skulle finnas märkbart mindre vass. Totalfosforhalten var 64 μg/l i juni och 46 μg/l i augusti. Målet kan sättas vid 20 μg/l även om det kan vara svårt att nå dit. Klorofyllhalten i augusti var 46 μg/l. Denna bör sänkas avsevärt (10 μg/l). Man borde även råda bot på dominansen av karpfiskar i fiskbeståndet så att karpfiskarna skulle utgöra mindre än 60 procent. Att sjön växer igen bör också motverkas. Den externa fosforbelastningen på sjön är mycket stor (1 195 kg) i förhållande till sjöns toleransnivå. Den bör minskas med cirka 950 kg. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

16 5 Möjliga metoder för restaurering av Linkullasjön 5.1 Minskning av extern belastning För att minska den stora externa belastningen på Linkullasjön bör ett flertal åtgärder vidtas. Tillrinningsområdet har mycket odlingsmark som svarar för nästan 90 procent av fosforbelastningen. Åtgärderna bör således inriktas på att minska närsaltsbelastningen från åkrarna. Odlarna har uttryckt oro över att de diken som leder till sjön inte leder bort vattnet varvid det blir stående på åkrarna. Detta leder säkert till att belastningen ökar. Också sjöns utlopp är kraftigt igenvuxet med följden att vattnet kan bli kvar i dikena och på åkrarna Extern belastning av närsalter från jordbruket Belastningen från jordbruket kan minskas genom åtgärder som motverkar yterosion på åkrarna. Särskilt viktigt är att förhindra att det uppstår belastning. Belastning som redan uppstått kan man försöka begränsa till det område där den finns genom att vidta olika åtgärder som t.ex. att anlägga skyddszoner och sedimenteringsbassänger. Man kan erhålla miljöstöd för åtgärder som syftar till att minska den externa belastningen. För att restaureringen ska löna sig och förbättra sjöns tillstånd även på lång sikt måste den externa belastningen minimeras. Om den externa belastningen är alltför stor blir även den interna belastningen i sjön kraftigare. Belastningen bör minskas med 80 procent, dvs. cirka 950 kg för att komma ner till tillåten nivå. Skyddszoner bör inrättas i tillrinningsområdet. Dessa minskar mycket effektivt belastningen av både närsalter och fasta substanser på ytvatten. Fosforminskningen har konstaterats vara procent och minskningen av fasta substanser 60 procent (Uusi Kämppä & Kilpinen 2000). En skyddszon är ett minst 15 meter brett område permanent bevuxet med höväxter som anläggs på åkermark invid vattnet. Skyddszoner inrättas i synnerhet på brant sluttande åkrar. Likaså rekommenderas skyddszoner på erosions och översvämningsbenägna åkrar. För att skyddszonerna ska fungerar som de ska måste de skötas. Detta betyder i första hand att de slås eller att man har betesgång på dem. Ur vattenskyddssynvinkel är vidsträckta skyddszoner som är gemensamma för flera gårdar effektivast för att minska belastningen. Det är därför önskvärt att man planerar anläggandet och skötseln av skyddszoner tillsammans med grannarna. Detta ger sammanhängande skyddszoner som förbättrar den avlastande effekten (Valpasvuo Jaatinen 2003). Den exakta placeringen och behovet av skyddszoner bör redas ut genom fältbesök. Fosformängden i åkrarna kan fastställas med hjälp av markanalys. Det är enklare att minska på gödslingen om marken bevisligen är fosformättad. För att få fram korrekta gödselmängder kan man räkna ut näringsbalanser skiftesvis. Med hjälp av näringsbalansen ser man hur effektivt näringsämnena binds och man får också veta var de läcker ut. Balansuträkningen gör det möjligt att identifiera både välfungerande delar av produktionen och delar som behöver utvecklas för att kunna inrikta åtgärderna på kritiska områden. Detta gör det även möjligt att spara kostnader och förbättra gårdens ekonomi (Rajala 2001). Genom en avplaning av åkerdikenas slänter blir dikenas översvämningsvolym större (Mattila 2005). Av detta följer att strömfårans erosion minskar. En förstärkning av slänterna minskar också erosionen. Vid åtgärdandet

17 av åkerdiken bör man även beakta åtgärdernas konsekvenser för fiskbeståndet. Många fiskarter nyttjar diken som rinner ut i sjön som lekplatser. I synnerhet gäddan gör det, förutsatt att vattenkvaliteten och vegetationen i diket gör det möjligt. För att vattnet i dikena inte ska bli för varmt bör det finnas skuggande träd eller buskar längs dikena. Det är även möjligt att ha enstaka träd i skyddszonerna. Anläggandet av skyddszoner och åtgärderna för att restaurera fiskbeståndet stödjer således varandra. Dikesväxtligheten ger fiskynglet skydd och föda. Men om vegetationen är för tät förhindrar den vattenströmningen med försämrad vattenkvalitet som följd. Det kan då uppstå syrebrist eller alltför stor höjning av vattentemperaturen (Aulaskari et al. 2003). Förr fanns det fördjupningar längs åkerdikena men dagens odlingskultur har gjort slut på dessa naturliga våtmarker och sedimenteringsbassänger. Våtmarkernas och sedimenteringsbassängernas syfte är att förhindra att fast substans och närsalter som hamnat i vattnet transporteras till sjön nedströms. Våtmarksväxtligheten avlägsnar även närsalter som löst sig i vattnet medan sedimenteringsbassängerna endast avlägsnar fosfor som är bunden i fast substans. Sedimenteringsbassängerna ska helst tömmas varje år för att fungerar på bästa sätt (Puustinen & Jormola 2003). Lera hinner inte sedimenteras i bassängerna på grund av lerpartiklarnas struktur. Därför fungerar sedimenteringsbassänger inte nödvändigtvis särskilt effektivt för Linkullasjöns åkerdiken. Våtmarker kan fungera bättre, men denna rekommendation bör kontrolleras genom fältbesök. Belastningen kan minskas även genom odlingstekniska åtgärder. Om åkern plöjs i strändernas och dikenas riktning minskar fosforbelastningen avsevärt. Direktsådd minskar erosionsmängden avsevärt eftersom åkern har ett växttäcke året om. Då görs sådden direkt på stubben utan att åkern bearbetas separat (Alakukku 2004 ref. Mattila 2005). Det är även möjligt att sprida ut konstgödsel eller boskapsgödsel direkt i marken (Tulisalo 1998 ref. Mattila 2005) Belastning från glesbebyggelse Gles och fritidsbebyggelsens andel av den externa fosforbelastningen är 5 procent. Detta motsvarar cirka 60 kg fosfor om året. Stränderna har inte mycket bebyggelse utan den är spridd över hela tillrinningsområdet. Också denna belastningskälla bör beaktas så att belastningen minskas i mån av möjlighet. Fosforn i avloppsvattnet från glesbebyggelsen är i sådan form att den kan tas upp av algerna direkt varför avloppsvattenbelastningen lätt leder till att sjön eutrofieras. Lagstiftningen om behandlingen av avloppsvatten ändrades 2003 med förordningen om behandling av hushållsavloppsvatten i områden utanför vattenverkens avloppsnät. Enligt förordningen måste avloppsvattnet renas på 85 procent av fosforn och 40 procent av kvävet. Kommunen kan lindra eller skärpa dessa bestämmelser. I områden som är viktiga ur vattenskyddssynvinkel kan även bestämmelser om att avloppsvattnet ska ledas utanför området eller transporteras bort lämnas (Mattila 2005). Fastigheternas avloppsvatten ska enligt rådande uppfattning behandlas i markbädd eller minireningsverk med förbehandling i slamavskiljare. Slamavskiljarna ska tömmas minst två gånger om året. Ur vattenskyddssynvinkel är egna torrtoaletter på fastigheterna att rekommendera. En torrtoalett använder inte vatten för transport av urin eller fekalier. En torrtoalett ska stå på en tät grund och vätska får inte läcka ut i marken (Hinkkanen 2006). Det bästa sättet att behandla glesbebyggelsens avloppsvatten är anslutning till det allmänna avloppsnätet. I många kommuner bygger man kontinuerligt ut detta nät. Ur vattenskyddssynvinkel är det inte bra att bygga ut enbart Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

18 vattenledningsnätet, eftersom belastningen på sjöar och vattendrag ökar om avlopp saknas Belastning från djurhållning Djurhållning förekommer inte i Linkullasjöns tillrinningsområde. Här har tidigare funnits svinhus. Belastningen från dem har eventuellt bidragit till sjöns nuvarande eutrofa tillstånd. 5.2 Borttagning av vattenväxter Vattenvegetation tas i allmänhet inte bort i syfte att förbättra vattenkvaliteten utan för att öka den öppna vattenarealen och för att den vägen förbättra möjligheterna till bad, båtliv och fiske. Vattenkvaliteten kan dock bli bättre om åtgärden förbättrar vattenströmningen. Åtgärden kan till exempel minska den syrebrist som förekommer i tät växtlighet. Vattenväxter kan tas bort även av landskapsmässiga skäl för att få öppet vatten och vegetation att bilda en varierande mosaik. Vattenväxterna har stor betydelse för djurplankton eftersom de erbjuder skydd mot att dessa blir byte för fiskar (Perrow et al. 1999; Hagman 2005). Till djurplankton hör bland annat den algätande vattenloppan. Om stora mängder djurplankton blir uppätna kan mängden växtplankton eller alger öka. Dessutom sitter det epifytiska alger på vattenväxterna och de näringsämnen som dessa har använt finns fortfarande kvar efter att växterna har tagits bort och kan nu upptas av växtplankton. Vattenvegetationen erbjuder även skydd och platser för födosökande för fiskyngel och lekplatser för fullvuxna fiskar. Vattenväxternas betydelse för sjöfåglarna är likaså uppenbar. Att gallra en alltför tät vegetation är ofta viktigt med tanke på fisk och fågelfaunans livsmiljö. Vattenvegetationen i mynningen till de diken som rinner ut i sjön är viktig för att fånga upp näringsämnen. Man bör vara försiktig med att ta bort för mycket av vattenväxterna i synnerhet på ställen där stränderna domineras av åkrar och kring dikesmynningarna. Det är också mycket viktigt att man samlar ihop och tar bort nermejade vattenväxter från vattnet och inte lämnar kvar rester som vid nedbrytningen förbrukar syre och frigör näringsämnen. Vattenväxter med undervattensblad upptar en del av sin näring från vattnet med bladen, medan vattenväxter med luftskott och flytblad tar näringen ur sedimentet (Wetzel 2001). Alla vattenväxter behöver ljus för assimilationen. Därför finns det vanligtvis inte undervattensbladväxter i grumliga vatten (Hyytiäinen 2000). Att dessa försvinner är ett tecken på att vattenkvaliteten blivit sämre. Vegetationen är ställvis mycket riklig och igenväxning förekommer i både östra och västra ändan av sjön. I den västra delen består växtligheten i huvudsak av vass. Borttagningen brukar lyckas bara man slår vassen tillräckligt ofta. Bästa tidpunkten för vasslåtter är mellan mitten av juli och mitten av augusti. Om man slår oftare än en gång per sommar kan den första gången förläggas till slutet av juni (Kääriäinen & Rajala 2005). Linkullasjöns utlopp finns i östra ändan (bild 6). Växtligheten där består av kaveldun, gäddnate och gul näckros. För att minska mängden kaveldun måste man slå upprepade gånger. För att avlägsna kaveldun som växer på land behövs andra metoder. Ofta behövs det grävmaskin för att få bort och lyfta upp mattor av kaveldun som har lossnat och driver omkring i sjön (Kääriäinen & Rajala 2005). Erfarenheterna av att slå gäddnate är både bra och dåliga. Gäddnaten måste slås flera gånger eftersom den är mycket seg. Den mjuka stjälken böjer sig undan slåtterkniven och slingrar sig runt den (Kääriäinen & Rajala 2005). Den gula

19 näckrosen har väldiga rotstammar som det växer ut nya blad ifrån. Därför rekommenderar man inte slåtter för att ta bort gul näckros (Kääriäinen & Rajala 2005) utan borttagningen bör helst göras med hjälp av en slags harv. Eftersom metoden rör om på bottnen kan den inte användas sommartid. Den bästa tidpunkten för denna åtgärd är september oktober då rekreationsanvändningen är mindre. Då finns det också mer näringsämnen i växternas rötter. Vattengrumlingen är vanligtvis övergående men det är bra att följa upp förändringarna i vattenkvalitet och siktdjup. I sjön växer även sjöfräken som kan slås, men allt klippavfall ska omsorgsfullt samlas ihop och avlägsnas från vattnet. Sjöfräken har förmåga att växa ut ur varje nod på klippta fjolårsskott och den sprids alltså allt effektivare om det blir klippavfall kvar i sjön (Kääriäinen & Rajala 2005). Bild 7. Linkullasjöns igenvuxna östra del. Bild: Tero Taponen Borttagning av vattenvegetation kan ge algblomning. Detta för att det efter slåttern återstår näringsämnen som kan utnyttjas av växtplankton i och med att också de epifytiska algerna på växterna avlägsnas med avfallet. Slåttern kan även leda till att djurplankton som håller algerna under kontroll går miste om sina skyddsställen och blir uppätna av fiskar med den följden att algmängden kan öka. Växtligheten i vattnet kan även ersättas av andra arter som är svårare att ta bort. Behovet av tillstånd är beroende av hur omfattande slåttern är. Slåtter i liten skala får göras utan tillstånd, men om slåttern inte är obetydlig ska anmälan göras till vattenområdets ägare och miljöcentralen en månad i förväg. De uppskattade kostnaderna för borttagning av vattenvegetation är euro per slagen hektar per år (Airaksinen 2004). Verkningarna av slåttern ska följas upp årligen. Man bör särskilt följa upp förändringarna i vegetationens utbredning. Det kan man göra genom att rita in vegetationsgränser på en karta. Uppföljningen ska alltid göras vid samma tidpunkt på året. Vid uppföljningen ska man också skriva upp om man observerat att någon växtart har ersatts av andra. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

20 5.3 Vård av fiskbeståndet Intensivfiske Strukturen på floran och faunan kan förändras genom intensivfiske. Då borde mängden växtplankton minska. Arterna står i växelverkan med varandra. När det blir gott om en art, minskar någon annan och tvärtom. Intensivfiske eller biomanipulation bygger på denna tanke (Shapiro 1980). Mängden växtplankton dvs. alger kontrolleras dels av näringsämnena i vattnet och av ljuset, dels genom att djurplankton betar på dem. Fiskar och ryggradslösa rovdjur som nyttjar djurplankton som föda kan reglera deras mängd, som bör öka när man fiskar fiskarter som äter djurplankton. Då borde mängden växtplankton i sin tur minska. Som stöd för intensivfisket kan man inplantera rovfisk. Rovfiskarna håller kontroll på mängden fisk som äter djurplankton. Genom denna metod kan man även minska den interna belastningen i sjön. Fisk som skaffar sin föda från bottnen rör om sedimentet och frigör på detta sätt näringsämnen i vattenmassan (Sammalkorpi och Horppila 2005). Om fisket inriktas på dessa fiskar minskar bottengrumlingen och följaktligen den mängd näring som växtplankton har till sitt förfogande. Till följd av intensivfisket kan vattnet bli klarare vilket i sin tur kan leda till att vattenvegetationen sprider sig kraftigt. För att karpfiskarna inte på nytt ska ta över ska intensivfisket vara tillräckligt effektivt och kontinuerligt. Ett par varma somrar utan fiske kan redan vara tillräckligt för att karpfiskarna ska börja öka. Förändringen syns inte i rovfiskstammarna eftersom det bedrivs fiske på dem hela tiden. En annan möjlighet är riktat fiske efter de yngsta karpfiskarna på hösten. Detta skulle stärka abborrstammen. År 2003 drogs not på prov i Linkullasjön och notfiske bedrevs Utifrån detta notfiske kan man konstatera att fiskbeståndet domineras av karpfiskar. Hur mycket fisk behöver tas bort ur Linkullasjön? Vattnets totalfosforhalt kan tas för att bedöma vad som ska sättas som mål för fångsten (bild 8). Om totalfosforhalten understiger 50 μg/l är det lämpligt med en fångst på kg/ha/år (Sammalkorpi et al. 1999). Enligt medeltalet för totalfosforhalten sommaren 2007 (55 μg/l) skulle fångstmålet vara cirka 100 kg/ha/år och enligt maximihalten (64 μg/l) 110 kg/ha/år (bild 8). Bild 8. Bedömning enligt vattnets totalfosforhalt av hur mycket fiskbiomassa som bör tas bort (Sammalkorpi et al. 1999).

21 Enligt Jeppesen och Sammalkorpi (2002) kan man räkna den fiskbiomassa (kg/ha) som ska avlägsnas med ekvationen 16,9 * TP 0,52, där TP = totalfosforhalt μg/l. Beräknat på detta sätt bör cirka 136 kg/ha fiskbiomassa tas bort om man använder medeltalet (55 μg/l). Restaurering av näringskedjan kräver tillstånd av vattenområdets ägare. Alla som deltar i intensivfisketalkot ska ha erlagt fiskevårdsavgiften till staten. Kostnaderna för restaurering av näringskedjan är euro/ha (Airaksinen 2004) Restaurering av utfallsdiken och bäckar De utfallsdiken och bäckar som rinner ut i Linkullasjön kan fungera som lekplatser för fisk. Om man anlägger skyddszoner längs dessa kunde man få ner mängden närsalter och fasta ämnen som transporteras till sjön. Enstaka planterade träd eller buskar i skyddszonen ger skugga och förhindrar att vattnet blir för varmt. Träden ger även näring och skydd för olika organismer. Skugga minskar också vattenväxternas tillväxt. Dikena är mestadels raka, breda och grunda. Strömningsförhållandena blir mångsidigare om strömfåran förses med krökar och ges varierande djup. Om fåran är grund växer den igen. Vegetationen får inte vara alltför tät för då är vattenströmningen inte tillräcklig. Man får dock inte ta bort vegetationen helt, utan endast ta upp en fri smal passage i vegetationen. Detta underlättar i synnerhet möjligheten för havsöring att stiga för lek på hösten. Strömningen i den smala passagen förblir god även om flödet med tanke på tidpunkten skulle vara lågt. Man kan också ta bort växtligheten ställvis. Klippavfallet ska alltid samlas ihop och tas bort ur sjön. Man kan också sätta ut grus, sten och trämaterial för att göra utfallsdikena och bäckarna till bättre och mångsidigare livsmiljöer för såväl fiskar som övriga organismer (Aulaskari et al. 2003) Beaktande av havsöringsstammen Havsöring kan stiga till Linkullasjön även om den inte har påträffats vid elprovfiske i forsarna i Ingå å (nyttjande och vårdplanen för Ingå fiskeområde). Den behöver möjliga lekplatser i de bäckar som rinner ut i sjön. En granskning av kartan ger en plats som kunde vara lämplig för fortplantning. Den här bäcken finns på nordöstra sidan av sjön, söder om Smeds åkrar. Dessutom kunde det vara möjligt att skapa en lämplig lekplats för öringen i någon bäck. Till exempel Damsbäcken kunde fungera som ett renoveringsobjekt med tanke på naturlig dränering och fiskbeståndet Uppföljning av fiskbeståndets struktur Intensivfiskets verkningar ska följas upp genom provfiske varje eller vartannat år. För provfisket rekommenderas Nordic översiktsnät. Med hjälp av dessa nät är det möjligt att observera de små 5 10 cm långa karpfiskarnas andel i fisksamhället. Man bör dock förhålla sig till provfiskets resultat med en viss reservation eftersom nät är ett selektivt fångstredskap. Stora karpfiskar upptäcks ofta inte alls, liksom inte heller gäddor. Abborrens andel kan accentueras eftersom de på grund av sina taggiga fenor lättare fastnar i näten. Sensommaren då förhållandena i sjön och fiskarnas beteende är stabila är den bästa tidpunkten för provfiske. Det är också mycket viktigt att anteckna temperaturen på vattnet, antalet nät och tidpunkten för fisket. Med provfiskets hjälp kan man uppskatta storleken på fiskbeståndet i sjön, Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

22 strukturen på fisksamhället och de olika fiskarternas individtäthet. Det är möjligt att följa förändringarna i dessa när man jämför de olika provfiskenas fångster per nät med varandra. Fångsten per nät anges antingen som fiskarnas antal eller massa per nät. Utifrån förändringar i fångsterna kan man bedöma fiskbeståndets relativa storlek. Fångstens genomsnittliga vikt noteras artvis. Det är också bra att föra bok över utfiskningens fångster per nät eller dag och att göra noggranna noteringar om fångsten (Kurkilahti & Rask 1999). Sammanfattning: Cirka kg/ha/år fisk bör tas bort ur Linkullasjön genom intensivfiske. För att reglera fisket föreslås att näten har en maskstorlek på 55 mm. Denna är lämplig för gös. Möjliga fortplantningsställen för havsöringen bör kartläggas genom fältbesök. 5.4 Förbättring av kräftornas tillväxt Enligt ortsbefolkningen har Linkullasjön en bra stam av flodkräftor med en täthet uppskattad till kräftor. För cirka år sedan förekom det kräftpest i sjön. Den årliga kräftfångsten är kräftor. Största delen av fångsten består av kräftor under 10 cm (Siggberg 2008). Dåliga förhållanden och/eller för stort kräftfiske kan resultera i att tillväxten försvagas. I dåliga områden fördröjs tillväxten bland annat av en allt hårdare konkurrens om födan. Å andra sidan pekar den stora förekomsten av små kräftor på att det inte förekommer problem i förhållandena. Kräftor är känsliga för förändringar i vattenkvaliteten. Eftersom kräftor rör sig långsamt hinner de inte förflytta sig till bättre livsmiljöer. Utöver försämrad vattenkvalitet i allmänhet har muddring, reglering av vattennivån, rensning av åar och dikning ofta negativa effekter för kräftornas livsmiljö. I synnerhet slammade bottnar leder till att kräftstammen minskar. Kräftor lever på bottendjur och vattenväxter och om dessa utrotas genom olika åtgärder eller igenslamning visar det sig direkt i kräftstammen. Detta borde dock återspegla sig även i beståndet av små kräftor. För att ta reda på kräftstammens struktur och täthet rekommenderas provfiske av kräftor inför kräftsäsongen. Det vore bra att använda samma slags håvar varje år eftersom det underlättar jämförelsen av resultaten. Likaså är det bra att alltid ha samma slags bete. Också tiden för hur länge håvarna ligger i vattnet bör vara densamma och antecknas. Provkräftfisket i Linkullasjön kan med fördel göras med 25 håvar under fyra nätter i följd. Könet och längden på de fångade kräftorna ska fastställas varefter de bör släppas fria. Genom kräftfisket får man reda på fångsten per enhet (kräftor/håv/natt) vilket gör det möjligt att uppskatta kräftstammens täthet (tabell 6). Tabell 6. Bedömning av kräftstammens täthet utifrån uppgifter om fångst per enhet. Fångst kräftor/håv/natt Kräftstam Fler än 10 Mycket tät 4 10 Tät 1 4 Måttlig 0,1 1 Gles Färre än 0,1 Mycket gles

23 Sjöns nuvarande lämplighet för kräftor kan klarläggas med hjälp av en fältundersökning som ger uppgifter om bl.a. bottnens beskaffenhet och eventuella skyddsställen såsom steniga ställen och trädstammar. Förhållandenas gynnsamhet kan undersökas med hjälp av sumpning. Utplantering av flodkräfta är tillståndspliktig verksamhet. Tillståndet ska sökas hos Nylands TE central. Utplanteringarna bör göras i augusti i områden som är gynnsamma för kräftfiske. Eftersom det i Ingå åsystem finns flodkräfta, som det inte längre finns mycket av i Nyland, ska signalkräftor absolut undvikas. Genom provkräftfiske påföljande år kan man följa upp hur utplanteringen lyckades. Om ingenting särskilt upptäcks i förhållandena är det möjligt att även utreda tätheten hos de bottendjur som duger som föda (Tulonen et al. 1999). Sammanfattning: Linkullasjöns lämplighet för kräftor bör fastställas med hjälp av en fältundersökning. Kräftstammens täthet bör fastställas med hjälp av provkräftfiske. Om förhållandena har förändrats till det sämre för kräftorna bör åtgärderna först inriktas på att förbättra förhållandena. Dessutom är det bra att överväga om kräftfisket behöver regleras utifrån den täthet som provkräftfisket ger. 5.5 Ökning av syrehalten Syresättning förhindrar att fosfor frigörs ur sedimentet. Fosfor binds till järn och manganföreningar vid närvaro av syre (Lappalainen & Lakso 2005). Med syresättning kan man dock bryta sjöns temperaturskiktning, antingen avsiktligt eller oavsiktligt. Sommartid kan detta få såväl goda som dåliga konsekvenser för vattenkvaliteten. En kraftig skiktning förhindrar att näringsämnena i bottenvattnet förs upp till ytvattnet varvid det är mindre sannolikt med till exempel algblomning. I en sjö som inte är skiktad kan hela vattenmassan hela tiden blandas om vilket även ökar resuspensionen (Evans 1994). Resuspension betyder att sediment blandas i vattenmassan, dvs. att ämnen som har sedimenterats i botten återförs i vattnet. I en skiktad sjö kan lugnt väder till följd av den stabila vattenmassan leda till att de blågröna algerna blir konkurrenskraftigare (Cooke et al. 2005). Blågröna alger kan med hjälp med sina gasvakuoler reglera sitt förekomstdjup. En gasvakuol är en gasblåsa inne i de blågröna algernas celler. En upphävd skiktning ökar omblandningen av vattnet och snabbt sjunkande växtplankton (t.ex. kiselalger) blir då mer konkurrenskraftiga (Cooke et al. 2005). Syresättning har effekter på florans och faunans struktur. I skiktade sjöar kan bottenvattnet ha en klart lägre syrehalt än ytskiktet. Även i grunda sjöar kan vattenmassorna nära bottnen ha lägre syrehalt, även om skiktningen inte är markant. En del vattenloppor kan söka skydd i låg syrehalt. Å andra sidan visar andra undersökningar att syresättning har resulterat i en påtaglig ökning av antalet vattenloppor (Cooke et al. 2005). Enligt dessa undersökningar möjliggör syre i bottenvattnet att djurplankton vandrar djupare ner i vattnet för att undgå att bli uppätna. Enligt Jungo et al. (2001) kan man inverka på sammansättningen av växtplankton genom omblandning, om förekomsten av växtplanktonarter begränsas av bristen på ljus. Om den däremot begränsas av näringen kan omblandningen öka algmängden om omblandningen leder till att näringshalten ökar. I en skiktad sjö leder assimilationen i ytvattnet till låg koldioxidhalt och därigenom till ett högt ph värde. Bottenvattnet har på motsvarande sätt hög koldioxidhalt och lågt ph värde. Omblandningen kan höja bottenvattnets phvärde och leda till att fosfor börjar frigöras ur sedimentet. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

24 Det har förekommit syrebrist i Linkullasjön både sommartid och vintertid. Cirka 60 procent av den totala vattenvolymen finns mellan ytan och tre meters djup. Djupintervallen mellan tre och fem meter motsvarar cirka 30 procent av volymen och från fem meter neråt cirka 10 procent (tabell 7). Syrefattigt vatten förekom på över fem meters djup både i juni och i augusti På tre meters djup fanns det tillräckligt med syre. Enligt uppskattning fanns det cirka 4 mg/l syre på fyra meters djup. På fem meters djup har vattnet en areal på 28,96 ha vilket motsvarar cirka 50 procent av hela sjöns areal. Fosfor kan frigöras från hela denna areal i den ovanliggande vattenmassan om syrehalten är låg. Tabell 7. Djupintervallerna i Linkullasjön Djupintervall Volym, 10 3 m 3 Andel (%) av volymen , , , , , , ,49 1 Totalt 2 523, Linkullasjön skiktas, men temperaturskillnaderna är inte särskilt stora. Skiktningen kan brytas av vindens omblandande verkan. I juni var temperaturen 18,4 o C på en meters djup, 17,4 o C på tre meters djup och 15,3 o C på över fem meters djup. Motsvarande temperatur i augusti var 23,1 C, 21,7 C och 19,1 C. Bottensedimentet har stor betydelse för frigöringen av näringsämnen (Heikkilä 2008). Eftersom mer än hälften av sjöns areal ligger på ett djup av mer än fem meter finns det anledning att överväga syresättning av sjön sommartid vid restaureringen. Också vintertid har låg syrehalt observerats i bottenvattnet, men under milda vintrar har detta problem inte förekommit. Framtagande av en noggrannare syresättningsplan för Linkullasjön föreslås. Den bör innehålla uppgifter om ett aggregat som till sin effekt och övriga egenskaper är lämpligt för sjön, sjöns behov av syresättning och aggregatets placering. 5.6 Borttagning av sediment Muddring betyder att man tar bort bottensediment ur sjön. Vanligtvis syftar metoden till att öka sjöns djup och volym, att reducera näringscirkulationen mellan vattnet och sedimentet, att minska vegetationen och att ta bort förorenad och giftig substans ur sjön. Dessutom kan man förbättra t.ex. badstränderna genom muddring (Viinikkala et al. 2005). När bottenvattnet är syrelöst frigörs näringsämnen ur sedimentet i sjön. Negativa effekter till följd av grundhet förekommer inte i Linkullasjön. Dess utlopp har dock klart vuxit igen (bild 8). Av denna anledning blir vattnet stående på åkrarna och avrinningen i dikena till sjön fungerar inte. Det lönar sig inte att muddra hela sjön, men man kan muddra utloppet.

25 Bild 9. Linkullasjöns utlopp är synnerligen igenvuxet. Bild: Tero Taponen Muddringen av utloppet bör planeras noggrant. Sedimentets vattenhalt på sedimentytan är 85 procent och sjunker sedan så att den är knappt 70 procent på 20 cm:s djup (tabell 8). Sedimentprovet har tagits på det djupaste stället i sjön, men resultaten torde med urskillning även kunna tillämpas på utloppet. Eftersom vattenhalten är hög kan sugmuddring vara ett bättre alternativ än muddring med skopa i synnerhet om vintrarna fortsätter att vara milda. Annars kan muddringen göras med grävskopa på vintern. Tabell 8. Vattenhalten i Linkullasjöns sediment vid olika djup. Djup, cm Vattenhalt, % Vid restaurering av stränder, som till exempel muddring eller slåtter av vattenvegetation, ska enligt 1 kap. 30 i vattenlagen och 85 a i vattenförordningen en anmälan lämnas till den regionala miljöcentralen om tidpunkten för när arbetet inleds och hur det utförs. En sådan anmälan ska lämnas minst en månad innan arbetet inleds och till den ska bifogas en redogörelse för hur arbetet kommer att utföras. Anmälan behövs inte om åtgärden är av ringa betydelse (Miljöförvaltningen 2008). Dessutom ska meddelande lämnas till vattenområdets ägare och grannarna om muddringen inte är ringa. Om muddringen är av ringa betydelse räcker det med att meddela kommunen och grannarna (Viinikkala et al. 2005). I många kommuner ber man att all muddring ska anmälas till miljöskyddsmyndigheten. Muddringen är inte ringa om den massa som tas bort överskrider 100 m 3 (Viinikkala et al. 2005). Omfattande muddringar Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv

26 kräver tillstånd av miljötillståndsverket. Den regionala miljöcentralen klargör behovet av ett sådant tillstånd utifrån muddringsanmälan. Kostnaderna för muddring på is är euro/ha och från stranden euro/ha. För sugmuddring är kostnaderna euro/ha (Airaksinen 2004). Muddring leder till uppgrumling och en förhöjd halt av fasta substanser. Likaså kan näringshalterna öka. Vattenkvaliteten ska kontrolleras före muddringen och dess effekter på vattenkvaliteten följas upp efter åtgärden. Dessutom ska dess effekter nedströms beaktas. Havsöring kan stiga till Ingå å varför muddringen av utloppet ska planeras mycket omsorgsfullt. En noggrannare plan för Linkullasjön beträffande denna åtgärd föreslås. Planen ska innehålla uppgifter om korrekt muddringsmetod och en uppskattning av mängden muddermassa. Dessutom ska planen innehålla uppgift om var massorna dumpas och en kostnadskalkyl.

27 6 Metoder som inte är lämpliga 6.1 Höjning av vattennivån Det är inte lämpligt att höja vattenståndet i Linkullasjön. Åkrarna sträcker sig mycket nära stranden varför en nivåhöjning skulle vara svår att genomföra. Även om ett ökat djup eventuellt kunde minska igenväxningen skulle det sannolikt öka belastningen på sjön. 6.2 Kemisk fällning av fosfor Genom kemisk fällning av fosfor sänker man vattnets totalfosforhalt och minskar frigöringen av fosfor ur sedimentet. Vid fällningen används järn eller aluminiumföreningar. Järnföreningar kräver närvaro av syre för att verka, aluminiumföreningar fungerar även utan syre. Nackdelen med aluminiumföreningar är deras starkt försurande effekt som kan leda till fiskdöd. Med sänkt fosforhalt blir mängden växtplankton mindre och vattnet blir klarare. Till följd av detta kan vattenvegetationen sprida sig kraftigt. Särskilt vattenväxter med undervattensblad kan bilda täta bestånd. Fällningens effekter är kortvariga varför behandlingen kan behöva upprepas med några års mellanrum (Oravainen 2005). Kemisk fällning av fosfor bör inte göras i sjöar med kort omsättningstid. Enligt Oravainen (2005) ersätts vattnet i sjöar med en omsättningstid kortare än 1 2 år snabbt med nytt tillrinningsvatten som kan vara näringsrikt och i vilket fällningskemikalien saknas. Sjöns externa belastning är alltför hög och dess omsättningstid är cirka 70 dagar. Omsättningstiden har beräknats enligt ett genomsnittsflöde på 0,4 m 3 /s. Av denna anledning rekommenderas inte kemisk fällning som restaureringsmetod för sjön. Nylands miljöcentrals rapporter 5 sv