Effekter av vattennivåförändring i sjön
Gästern
Författare: Erika Fyhr
Examensarbete i biologi
Examensarbeten gjorda vid Högskolan i Kalmar, Naturvetenskapliga institutionen, och lista över dessa kan beställas via;
www.hik.se/student eller: Högskolan i Kalmar Naturvetenskapliga institutionen 391 82 KALMAR Tel 0480-44 73 00 Fax 0480-44 73 05 e-post: info@bom.hik.se
Examensarbeten gjorda på Högskolan i Kalmar finns på: www.hik.se/student
Detta är ett examensarbete och studenten svarar själv för de framlagda resultaten och slutsatserna i rapporten.
Effekter av vattennivåförändring i sjön Gästern Erika Fyhr
Biologiprogrammet 160p
Examensarbete, (Biologi): 20 poäng för Filosofie Magisterexamen
Handledare: Universitetslektor, Börje Ekstam Högskolan i Kalmar
Examinator: Professor, Inger Hakman Högskolan i Kalmar
Sammanfattning
Sjön Gästern ligger i Oskarshamns kommun och är hydrologiskt påverkad av
sjösänkningar, den senaste fullbordades 1924. Efter det har sjön vuxit igen med bladvass (Phragmites australis). Sjön håller nu på att restaureras, genom att höja vattennivån förväntas ett vassavdöende så att större klarvattenytor återskapas. Hydrologiskt återskapande kan dock leda till torvuppflytning och oönskade vattenkemiska effekter. Detta arbete har gått ut på att undersöka om en begränsad vattennivåhöjning kan motverka uppflytning och näringsläckage, men ändå orsaka vassavdöende.
Bottennivåns läge följdes i tre områden under april till augusti 2007. Vattenprover
insamlades från utloppet, alternativt i östra delen av sjön, varje vecka för analys av fosfor- och kvävehalter, samt anjoner av sulfat och klorid. Effekterna av vattennivåförändringen på vassvegetationen undersöktes i tre provrutor vardera á 0.5m2 från tre områden i sjön. I dessa uppskattades bladvassens biomassa. Vidare insamlades ett vertikalt rhizom för analys av rotskador. Från rhizomen valdes tre adventivrötter ut som sedan handsnittades och undersöktes med avseende på anatomiska skador.
Under mätperioden (18 april – 20 augusti 2007) uppmättes inga förändringar av bottennivån i 2 av de 3 områdena. I det ena delområdet i område 3 registrerades en uppflytning under sommaren. De redan höga halterna av total-kväve och total-fosfor ökade under mätperioden och kan klassificeras som ”mycket höga koncentrationer”. Biomassan av bladvass var låg (<0.4 kg torrsubstans per m2) i jämförelse med andra bestånd i Sverige. Vassrötterna visade skador som lignifiering av cellväggar, förtjockning av intercellularrum samt laterala rötter som växte longitudinellt genom rotens cortex. Den begränsade uppflytningen av torv kan förklaras av det ringa vattendjupet (ca 0.7- 0.9 m) och av att vattennivån sänktes genom avtappning under juli. De ökade
koncentrationerna av tot-N och tot-P jämfört med tidigare år är antagligen en effekt av vattennivåförändringen. Denna tolkning stärks vidare av att koncentrationerna av sulfat var lägre i juni och juli efter sjörestaureringen än under föregående år. Minskningen indikerar mer negativa redoxförhållanden och frigörelse av fosfor och kväve från
bottnarna. Reduktion av sulfat förknippas vidare med ökande metangasproduktion. Inget samband fanns mellan täthet av döda strån och skördbar biomassa. Detta liksom den låga biomassan visar att bladvassen skadats men inte dödats av vattenståndshöjningen och skadorna på rötterna. Men för att bladvassen i sjön Gästern ska dö av ytterliggare krävs alltså en högre vattennivå under vegetationsperioden (>1m), dock inte så hög att risken för torvuppflytning ökar.
Abstract
Lake Gästern is situated in the municipality of Oskarshamn, in the southeast of Sweden. The water level has been lowered several times. The last one was completed in 1924. The lake is now overgrown by common reed (Phragmites australis). The lake is going to be restored. The water level will raise and the vegetation is going to be controlled. This thesis has its focus on if a controlled raise of the water level can prevent peat upheaval and leakage of nutrients, and still control the vegetation.
The upheaval of the peat layer was studied at three different places in the lake. A water sample was taken once a week in the outlet of the lake, or in the lake for analysis of total-P, total-N and of anions. The vegetation was studied at three different places in the lake. At each of the places three squares of samples á 0.5m2 was placed. In each of the square the biomass of reed was estimated. A rhizome was also collected in every square. From each rhizome three adventitious roots where picked out for anatomical studies of damage of roots.
No upheaval of the peat was detected, except for 1 place in the lake during the
investigation period. The already high concentrations of tot-N and tot-P increased and were classified as “very high concentrations”. The biomass of the reed in the lake turned out to be very low (<0.4 kg DW/m2) compared to other studies of reed biomass in Sweden. The injuries which were found on the roots were cell wall lignification, occlusions of intercellular space and lateral roots growing longitudinally through the cortex of the main root.
The main reason why the peat did not float up could be that the water level in the lake decreased because the dam was removed. The increase of tot-N and tot-P probably depends on the change of the water regime of the lake. There where no relation between dead culms and the biomass of the reed. Because the reed biomass in Lake Gästern was very low the reed probably suffers of stress. This could be due to the change in the water regime, of the injuries in the roots, or as a combination of both. To control the vegetation in lake Gästern the water level needs to be properly regulated during the vegetation period (>1m), but not so high that the peat will become floating.
Innehållsförtäckning
1. Inledning... 2
2. Material och metod... 3
Mätning av bottennivåförändring... 3 Vattenkemi ... 4 Vegetationsanalys... 4 3. Resultat... 5 Bottennivåförändring ... 5 Vattenkemi ... 6
Effekter av vattennivåförändring på vegetationen ... 9
4. Diskussion ... 11
Bottennivåförändring ... 11
Vattenkemi ... 12
Effekter på vegetation ... 14
5. Slutsats ... 17
6. Rekommendationer för sjörestaurering vid torvuppflytning... 17
7. Tack... 18
1. Inledning
Under 1800-talet och fram till 1930-talet utfördes sjö- och våtmarksutdikningar i Sverige. Syftet var att skapa mer jord och skogsbruksmark till den allt mer växande befolkningen. Slättlandssjöar och myrar omvandlades för odling. Totalt kom ca 2500 sjöar att beröras. Alla utdikningar fick inte önskat resultat. Vår- och höstöversvämningar försämrade den utdikade marken. Även odlingsmarkens innehåll av organiskt material gjorde att den efter några år blev obrukbar. Till en början var syftet med utdikningsarbetena att leda bort ytvattnet, men från 1800-talets mitt och framåt inriktades utdikningarna främst till att sänka grundvattennivån (Arheimer & Bergström 2002).
Sveriges riksdag tog 1999 beslut om ett antal olika miljökvalitetsmål, däribland: Levande sjöar och vattendrag och Myllrande våtmarker. Syftet med miljökvalitetsmålen är att miljöproblemen, som bland annat är: övergödningen av sjöar och hav och förlusten av den biologiska mångfalden, ska vara lösta till nästa generation, vilket betyder att alla viktiga åtgärder ska vara lösta i Sverige till 2020 (Naturvårdsverket 1999a).
I dag sker därför många restaureringar av sänkta sjöar och nyanläggningar av våtmarker. Ett exempel på restaurering av våtmark och återskapande av biologisk mångfald är sjön Gästern i Oskarshamns kommun. Efter flera vattennivåsänkningar av sjön, den senaste 1920, så har området vuxit igen med framför allt bladvass (Phragmites australis). Det har även bildats torv på sjöbottnen. En projektgrupp håller nu på att planera restaureringen av sjön. Vattennivån ska höjas med ca 1m till nivån 4,2 m.ö.h, som var vanligt förekommande innan den senaste sjösänkningen samt att vassen dessutom ska bekämpas genom vattenreglering så att större klarvattenytor återskapas.
Det är inte helt oproblematiskt att restaurera sänkta sjöar. När stora vattenståndshöjningar sker på torvmark är det inte helt ovanligt att mer eller mindre stora sjok av den underliggande torven flyter upp och bildar ”torvöar”, s.k. flottholmar eller plaur i vattnet. Problem som kan uppstå när torven flyter upp är att flottholmarna kan täppa igen utlopp och minska de öppna vattenytorna. En sidoeffekt av torvuppflytning är även att vattnet förorenas med humussyror och ämnen som kväve, fosfor, svavel och järn (Rönkä & Uusinoka 1976). Det är heller inte enkelt att bekämpa vegetation med vattenståndshöjningar. Problem kan uppstå om
vattennivåhöjningen inte är tillräckligt stor eller varaktig så att vegetationen inte påverkas, eller om för mycket vegetation dör.
Detta arbete har fokuserats på att i sjön Gästern under våren och sommaren 2007 följa effekterna av den förändrade vattennivån i sjön som ett steg i restaureringsarbetet. Då torvuppflytning antogs ske samtidigt som vassvegetationen ville bekämpas blev frågan: kan en begränsad höjning av vattennivån motverka uppflytning och näringsläckage, men ändå orsaka vassavdöende?
För att besvara denna fråga fick jag studera följande:
(1) Uppflytningen av torv studerades i tre olika områden i sjön, där bottenvegetationen till viss del skiljde sig åt.
(2) Vattenprover togs en gång i veckan för att följa ifall den ändrade vattennivån medfört ökande näringsläckage från sjön.
(3) Biomassan av bladvass uppskattades i sjön samt att anatomiska skador studerades på vassens rötter.
2. Material och metod
Sjön Gästern är belägen 3 km SO omMisterhults samhälle, i Oskarshamns kommun (utlopp RT90: X=6370138X,Y=1547272, WGS84: N57º27'15.18", E16º35'33.71"). I
våtmarksinventeringen är området klassificerat som ett 37 ha stort topogent kärr med högst 5% öppet vatten (Obj ID: H06G3J01) med högt naturvärde (naturvärdesklass 2) och generellt svag hydrologisk påverkan (påverkansklass 3, www-vmi.slu.se, 2007). Våtmarksområdet är emellertid starkt hydrologiskt påverkat av flera sjösänkningar. Den senaste sänkningen påbörjades 1920 och fullbordades 1924 (Fredholm 1920).
Mätning av bottennivåförändring
Tre stycken områden i sjön valdes ut för mätning av förändringen av bottennivån (fig 1). I område 1 och 2 var områdena homogena där vegetationen
dominerades av bladvass och kråkklöver (Potentilla palustris L). I område 3 var vegetationen heterogen. Det området delades upp i två delområden där en del dominerades av vitmossa och den andra av starr. Torvytans position och dess rörelser gentemot vattenytan mättes med två olika metoder. För den ena mätmetoden användes stolpar (höjd: 150 cm och 4,7*2cm bred), som graderades centimetervis, och som sedan slogs ned 30 cm i torven, i
förhållandevis tät vassvegetation. För att underlätta efterkommande avläsningar markerades den aktuella vattennivån på stolpen vid
nedslagningstillfället. Två stycken stolpar slogs ned vardera på de tre mätplatserna i sjön. På en av stolparna vid mätplats 2 placerades en
temperaturlogger alldeles ovanför torvlagret, som registrerade temperaturen varje timme under hela försöksperioden. Även vid mätplats 3 placerades en temperaturlogger, dock inte förrän 30 maj 2007. Förden andra mätmetoden
användes en järnplatta (3 mm tjock, ø 28,5 och
vikt 1,7 kg), där ett hål borrades i mitten och där en 150 cm lång rundstav med en diameter på 1 cm placerades. Järnplattan sattes på en höjd av 30 cm på staven, vilket sedan kördes ned i torven så att järnplattan vilade alldeles på torvytan. Dessa stavar graderades med var annan centimeter, och den aktuella vattennivån vid nedslagningstillfället markerades på staven. Även dessa stavar placerades på samma mätplatser som stolparna, med två stycken på ett avstånd av ca 30 m från varandra. Avläsning skedde sedan från land en gång i veckan med hjälp av tubkikare och handkikare under perioden 18 april – 20 augusti 2007. Från område 1 kunde vid varje mättillfälle inte alla stolpar avläsas. Detta medförde att från område 1 användes endast en mätserie. Från område 2 användes två mätserier, en från var mätmetod. Då mätmetoderna inte skilde sig åt slogs de båda mätserierna ihop från område 2 till
medelvärden. Likadant gjordes med område 3 där mätserierna från de två delområdena slogs ihop till medelvärden.
Figur 1: Bild över sjön Gästern där de olika provområdena markerats ut. Område 1-3 är provområde för torvuppflytning och Väster, Söder och Öster är provområde för effekter av
vattennivåförändringen på vassvegetation. Pilen visar vattengenomströmningen i sjön.
Vid beräkningarna av bottennivåförändringen (∆BNt) vid ett mättillfälle t användes följande
formel:
∆BN = (VDt0 - VDtn) - (VTNt0 - VTNtn) – VL
där VDt0 är vattendjup vid starten av mätningarna, VDtn är vattendjupet vid mättillfället t,
VTN0 är vattennivån vid utlopp vid starten av mätningarna, VTNt är vattennivån vid utlopp
vid tiden t, och VL är lutningen på vattenytan mellan utloppet och en fast referensposition i berg vid område 1. Lutningen (VL) vid varje mättillfälle t beräknades genom:
VLt= (VTN0 – VTNt) - (VTNR0-VTNRt)
där VTNR0 och VTNRt är vid referenspositionens vattennivå vid starten av mätningarna,
respektive vid varje mättillfälle t.
Vattenkemi
För att kunna följa upp de vattenkemiska effekterna av vattenståndshöjningen samt flottholmsbildningen i sjön Gästern togs vattenprover en gång i veckan i utloppet av sjön under perioden 18 april – 20 augusti 2007. Då det inte var något flöde vid utloppet togs vattenproverna i sjön på den östra sidan. Författarens analyser av sulfat och klorid gjordes i en jonkromatograf ( Dinex DX-120 Ion Chromatograph med anjonbytarkolonn: IonPac AS14 Analytical (4*250) P/N 46124) på Högskolan i Kalmar. Total-fosfor och total- kväve analyserades av Eurofins Steins Laboratorium AB i Kalmar. De analyserna utfördes på ofiltrerat vatten enligt Dansk standard ENI 11905 för tot-N och ENI 6878 för tot-P. Detektionsgränsen för tot-N respektive tot-P var 0.05 och 0.005 mg/l. De egna
vattenanalyserna har sedan jämförts med vattenkemidata nedströms Gästern tagna av SKB vid mätstation PSM002083 mellan åren 2003 och 2006. Vid ett tillfälle (9 oktober och 12 oktober 2007) togs även vattenprover vid de tre provområdena för vegetationsanalys för bestämning av pH.
Vegetationsanalys
Tre provområden valdes ut i sjön (väster, öster och söder) där tre provrutor á 0.5m2 lades ut. Provområde ”Väster” placerades mellan mätplats 1 och 2 för torvuppflytning och provområde ”Öster” i mätplats 3 (fig. 1). I dessa provrutor mättes vid ett mättillfälle (mellan 9:e och 12:e oktober 2007) vattendjup, biomassa samt att ett vertikalt rhizom grävdes upp. Vid mätning av biomassan klipptes all vass i provrutorna 1 dm ovan marknivå och döda och levande strån delades upp, de döda stråna räknades och de levande vägdes på våg. Från varje provruta togs tre levande strån in på labb för torkning till konstant vikt i torkugn för bestämning av
torrvikten. Från det vertikala rhizomet valdes tre rötter ut. Från varje rot skars 1 cm stor bit bort 1cm från rotspetsen. Dessa bitar skars sedan i 5 provbitar och lades i FAA-lösning (Etanol (95%) 50, Isättika 5, Formaldehyd (37%) 10), tills de snittades och studerades i mikroskop. Varje provbit handsnittades ungefär 6 gånger och färgades in med Tryphanblått.
3. Resultat
Bottennivåförändring
Under mätperioden (18 april – 20 augusti 2007) uppmättes inga förändringar av bottnens nivå vid mätplats 1 och 2 (fig. 2)
Vid mätplats 3 i det området med vitmossa höjdes bottennivån fram till den 9 juli då
vattennivån i sjön höjdes på grund av regn, för att sedan sjunka i samband med att vattennivån i Gästern sjönk (fig 3). Att vattennivån i Gästern sjönk så kraftigt efter den 9:e juli beror på att sättarna i fördämningen togs bort. Det delområde vid mätplats 3 där bottenskiktets vegetation dominerades av starr sjönk däremot bottennivån fram till den 19 juli.
Vattentemperaturen vid mätplats 2 (fig. 4) var vid utsättningen av temperaturloggern den 25 april 2007 7.7°C. Under juni och juli var medeltemperaturen ca 15.5°C och i augusti steg medeltemperaturen till nästan 17°C. Vattentemperaturen vid mätplats 3 (fig. 4) hade en medeltemperatur under juni och juli på ca 16.5°C, för att i augusti stiga ytterliggare en grad.
Figur 2: Förändring av bottennivåns läge jämfört med nivån den 30 april i två områden O1 och O2 (se figur 1), samt vattennivåförändring under perioden 30 april till 25 juli 2007. De heldragna linjerna (±4cm) visar den maximalt uppmätta lutningen av vattenytan i sjön vid mättillfällena.
Figur 3: Förändring av bottennivåns läge jämfört med nivån den 30 april i två områden O3 vitmossa och O3 starr, samt vattennivåförändring under perioden 30 april till 25 juli 2007. De heldragna linjerna (±4cm) visar den maximalt uppmätta lutningen av vattenytan i sjön vid mättillfällena. -25 -20 -15 -10 -5 0 5 10 15 20
30-apr 14-maj 28-maj 11-jun 25-jun 09-jul 23-jul
∆ B T N ( cm ) 350 360 370 380 390 400 410 420 430 V A T T E N N I V Å ( cm ö h a v e t) O1 O2 VTN -30 -25 -20 -15 -10 -5 0 5 10 15 20
30-apr 14-maj 28-maj 11-jun 25-jun 09-jul 23-jul
∆ B T N ( cm ) 350 360 370 380 390 400 410 420 430 V A T T E N N I V Å ( c m ö h a v e t) O3vitmossa O3:Starr VTN
Figur 4:Vattentemperaturen (°C) i sjön Gästern vid mätplats 2 (streckad stapel) och 3 (genomskinlig stapel) för torvuppflytning (se fig. 1) under perioden 18 april- 20 augusti 2007. 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
April Maj Juni Juli Augusti
V at te n te m p e ra tu r (g ra d er c el ci u s)
Vattentemperatur vid mätplats 2
Vattentemperatur vid mätplats 3
Vattenkemi
Mätningarna av sulfat (fig. 5) visar att koncentrationen sjunker från 18.4mg/l i april till 8.5mg/l i början av juli, vilket är en minskning med 54 %. Efter det stiger koncentrationen av ämnet till 19.3mg/l vid mätperiodens slut, dock med en tillfällig minskning i juli
.
I figur 6 ses förändringarna i koncentrationen av klorid. I början av mätperioden och fram till början av juli ligger koncentrationen av klorid mellan 9.0mg/l och 12.0mg/l. Den 9 juli sjunker koncentrationen till 7.13mg/l för att därefter stiga till 28.3mg/l.
Där syns att koncentrationen följer vattennivåförändringarna. När vattennivån stiger så sjunker koncentrationen av klorid, och i motsatt förhållande när vattennivån sjunker så stiger koncentrationen i vattnet.
Koncentrationerna av tot-N visar även de på att koncentrationerna följer vattennivån i sjön. Från den 18 april till den 3 juli steg koncentrationen av tot-N från 1.1mg/l till 2.0mg/l. Det är en ökning med 81 %. Efter den 3 juli stiger vattennivån samtidigt som koncentrationen av tot-N sjunker återigen till 1.1mg/l. Efter det sjunker vattennivån igen som tidigare nämnts, samtidigt som koncentrationerna för tot-N stiger (fig. 7).
4 9 14 19 24 29 34 21 mars -07 10 april -07 30 april -07
20 maj 07 9 juni 07 29 juni 07 19 juli 07 8 augusti -07 28 augusti -07 C l (m g / l) 300 320 340 360 380 400 420 440 V a tt e n n iv å ( c m .ö .h ) utloppet sjön vattennivå 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 21 mars -07 10 april -07 30 april -07
20 maj 07 9 juni 07 29 juni 07 19 juli 07 8 augusti -07 28 augusti -07 S O 4 -S ( m g / l) 300 320 340 360 380 400 420 440 V a tt e n n iv å ( cm .ö .h ) utloppet sjön vattennivå
Figur 5: Sulfathalt (SO42-, mg/l) i vatten från
utloppet (snedställd kvadrat) samt i sjön (kvadrat) vid provplats 3 (se fig. 1), samt vattennivå (triangel) i sjönGästern.
Figur 6: Kloridhalt (Cl-, mg/l) i vatten från utloppet (snedställd kvadrat) samt i sjön (kvadrat) vid provplats 3 (se fig. 1), samt vattennivå (triangel) i sjön Gästern.
0 1 2 3 4 5 6 21 mars -07 10 april -07 30 april -07 20 maj -07 9 juni 07 29 juni -07 19 juli -07 8 augusti -07 28 augusti -07 T o t-N ( m g / l) 300 320 340 360 380 400 420 440 V a tt e n n iv å ( c m .ö .h ) utloppet sjön vattennivå 0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35 0,4 0,45 21 mars -07 10 april -07 30 april -07
20 maj 07 9 juni 07 29 juni 07 19 juli 07 8 augusti -07 28 augusti -07 T o t-P ( m g / l) 300 320 340 360 380 400 420 440 V a tt e n n iv å ( cm .ö .h ) utloppet sjön vattennivå
Koncentrationen av tot-P stiger något i början av mätperioden, från 0.062mg/l till 0.14mg/l den 5 juni. Efter det sjunker koncentrationen en aning, men stannar upp och ligger
fortsättningsvis under mätperioden på en ganska stabil nivå på ca 0.08 mg/l (fig. 8). Vid en jämförelse av koncentrationer av tot-N före sjörestaureringen 2003-2006 och efter sjörestaureringen 2007av Gästern (fig. 9) kan man se att medelvärdet före restaureringen ligger mellan 1.22mg/l och 1.33mg/l från april till augusti. Koncentrationen av tot-N för 2007 stiger från 1.33mg/l i april till 2.23mg/l i juni. En minskning av koncentrationen sker i juli till 1.58mg/l för att sedan öka i augusti till 2.13mg/l.
Figur 7: Totalkvävehalt (Tot-N, mg/l) i vatten från utloppet (snedställd kvadrat) samt i sjön (kvadrat) vid provplats 3, samt vattennivå (triangel) i sjön Gästern. Det höga värdet den 12 juni är antagligen inte representativt för
sjövattnet.
Figur 8: Totalfosforhalt (Tot-P, mg/l) i vatten från utloppet (snedställd kvadrat) samt i sjön (kvadrat) vid provplats 3, samt vattennivå (triangel) i den
återskapade sjön Gästern. Det höga värdet den 12 juni är antagligen inte representativt för sjövattnet.
Figur 9: Månatliga totalkvävehalter (Tot-N. mg/l) i SKB's provtagningsstation nedströms Gästern (PSM002083) åren 2003 till 2006 (N=1-2) samt i sjön Gästern år 2007 (N=3-4). Medelvärde för åren 2003-2006 anges med rött. För åren 2003-2006 och 2007 anges konfidensintervall.
Figur 10: Månatliga totalfosforhalter (Tot-P. mg/l) i SKB's provtagningsstation nedströms Gästern (PSM002083) åren 2003 till 2006 (N=1-2) samt i sjön Gästern år 2007 (N=3-4). Medelvärde för åren 2003-2006 anges med trött. För åren 2003-2006 och 2007 anges konfidensintervall. 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3
april maj juni juli aug
T o t-N ( m g / l) 2003 2004 2005 2006 2007 medel 03-06 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0,14 0,16 0,18
april maj juni juli aug
T o t-P ( m g / l) 2003 2004 2005 2006 2007 medel 03-06
Figur 11: Månatliga sulfathalter (SO42- mg/l)
i SKB's provtagningsstation nedströms Gästern (PSM002083) åren 2003 till 2006 (N=1-2) samt i sjön Gästern år 2007 (N=3-4). Medelvärde för åren 2003-2006 anges med rött. För åren 2003-2006 och 2007 anges konfidensintervall.
Figur 12: Månatliga kloridhalter (Cl-, mg/l) i
SKB's provtagningsstation nedströms Gästern (PSM002083) åren 2003 till 2006 (N=1-2) samt i sjön Gästern år 2007 (N=3-4). Medelvärde för åren 2003-2006 anges med rött. För åren 2003-2006 och 2007 anges konfidensintervall.
Ett konfidensintervall räknades ut för varje ämne och månad för att statistiskt kunna jämföra om koncentrationerna har ändrats efter restaureringen av sjön. Konfidensintervallen för samma period är högre för 2007 under april, maj, juni än för perioden 2003-2006.
Samma jämförelse som för tot-N före och efter sjörestaureringen gjordes även för tot-P (fig. 11). Där kan man se att medelvärdet för koncentrationen av tot-P åren 2003-2006 ligger mellan 0.08mg/l och 0.04mg/l, med den högsta koncentrationen i juli. Medelvärdet för 2007 ligger i april på 0.069mg/l, för att sedan stiga till 0.11mg/l i juni. Medelvärdeskoncentrationen sjunker sedan något i juli för att återigen stiga i augusti. Konfidensintervallet för 2007 är högre än för åren 2003-2006 i april, maj och juni. Konfidensintervallet för 2007 i april ligger mellan 0.084mg/l och 0.054mg/l medan det för 2003-2006 för samma månad ligger mellan 0.054mg/l och 0.029mg/l. I maj ligger konfidensintervallet för 2007 mellan 0.134mg/l och 0.054mg/l och för 2003-2006 mellan 0.058mg/l och 0.040mg/l. För juni är intervallet 2007 0.153mg/l och 0.061mg/l och för 2003-2006 0.096mg/l och 0.053mg/l.
På liknande sätt som för tot-N och tot-P har också sulfathalterna i sjön Gästern före och efter restaureringen jämförts. I figur 11 visas de månatliga sulfathalterna från april till augusti i sjön Gästern under åren 2003 till 2006 samt från 2007. Medelvärdet på koncentrationen av sulfat ligger under hela mätperioden för åren 2003-2006 mellan 12.62mg/l och 18.20mg/l och för 2007 mellan 10.22mg/l och 18.35mg/l. Konfidensintervallet för 2007 är liknande det för åren 03-06 i april, maj och augusti. Konfidensintervallet för 2007 är i april 18,724mg/l och 17,822mg/l, för maj 16,612mg/l och 12,138mg/l och för augusti 22,906mg/l och 13,801mg/l. Konfidensintervallet 03-06 är april 18,103mg/l och 9,652mg/l, för maj 15,495mg/l och 9,735mg/l och för augusti 25,429mg/l och 10,971mg/l
Medelvärdena för prover av klorid varierar något mellan månaderna (fig. 12). Som högst är medelkoncentrationen under 2003-2006 i juni med ett värde på 17.10mg/l. 2007 låg
0,00 5,00 10,00 15,00 20,00 25,00 30,00 35,00 40,00 45,00
april maj juni juli aug
S O 4 2 - ( a q , m g / l) 2003 2004 2005 2006 2007 medel 03-06 0,00 5,00 10,00 15,00 20,00 25,00 30,00 35,00 40,00
april maj juni juli aug
C l - ( a q , m g / l) 2003 2004 2005 2006 2007 medel 03-06
juli är det högre 2003-2006 än vad det är 2007. I augusti 2007 är konfidensintervallet högre än vad det är under åren 2003-2006.
Resultatet av pH-mätningarna visade att Södra området hade ett pH på 5.52, Västra området 5.49 och Östra området 5.59.
Effekter av vattennivåförändring på vegetationen
Antalet döda strån varierade mellan de tre områdena men även mellan de tre provrutorna inom varje provområde vid mättillfället (9:e och 12:e oktober 2007). Område ”Söder” hade minst antal döda strån med ett totalt antal på 75st, medan område ”Väster” hade flest döda strån med ett totalt antal på 205st (fig. 13).
Biomassan varierade mellan de tre olika provområdena. ”Söder” hade den största biomassan, med en medeltorrvikt på 127g per 0.5m2, medan ”Väster” hade en medeltorrvikt på 22g per 0.5m2 och ”Öster” 12g per 0.5m2 (fig. 14). R-värdet för sambandet mellan den skördbara biomassan och antalet döda strån beräknades till 0.057 vilket är högre än ett P-värde på 0.05. De skador som hittades på vassrötterna var totalt 29 stycken varav lignifiering av cellväggar och förtjockning av intercellularrum var 25 stycken (fig. 15 och 19) och laterala rötter som växer longitudinellt genom cortex var 4 stycken (fig. 16 och 21). De laterala rötter som växer longitudinellt genom cortex hittades endast i det östra provområdet, medan de andra skadorna upptäcktes i alla områden.
Figur 13: Antalet döda strån (n=3) per 0.5m2 per provområde Väster, Öster och Söder i sjön Gästern. Standardavvikelse anges.
Figur 14: Biomassan (gram torrvikt) av bladvass per 0.5m2 per provområde Väster, Öster och Söder i sjön Gästern. Standardavvikelsen anges.
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Väster Söder Öster
D ö d a st rå n p er 0 ,5 m 2 0 50 100 150 200 250
Väster Söder Öster
B io m as sa (g ra m to rr vi kt ) p er 0 ,5 m 2
Antalet skador varierade mellan provområdena, men även mellan provrutorna inom områdena (fig. 17). Som mest upptäcktes 6 skador i samma provruta, vilka var i Väster C, Söder B och Öster B. I dessa rutor bestod alla skador av lignifiering av cellväggar samt förtjockning av intercellularrum. I provruta Väster B upptäcktes inga skador på de undersökta rötterna.
Figur 16: Tvärsnitt av vassrot 10-20 mm från spetsen från det Östra provområdet i sjön Gästern där två laterala rötter som växer longitudinellt genom rotens cortex syns.
Figur 17: Antalet rotskador per 0.5m2 (n=3) i de tre provområden Väster, Öster och Söder. Standardavvikelsen anges.
Figur 15: Tvärsnitt av vassrot 10-20 mm från spetsen från provområde Söder i sjön Gästern där lignifiering av cellväggar samt förtjockning av intercellularrum syns.
0 1 2 3 4 5 6 7
Väster Söder Öster
A n ta le t r o ts ka d o r p e r 0, 5m 2
4. Diskussion
Syftet med detta examensarbete var att undersöka om den torv som bildats på bottnen av sjön Gästern skulle komma att flyta upp efter vattennivåhöjningen, samt att göra vattenkemiska analyser för att se vilka effekter en vattenståndshöjning och en eventuell torvuppflytning har. Undersökningar gjordes även på biomassa, döda strån och bladvassen rötter för att se ifall de uppvisade några skador och om man i så fall kunde dra den slutsatsen att bladvassen i sjön Gästern skulle komma att dö av den ändrade vattenståndregimen och de anatomiska skadorna som den kan orsaka.
Bottennivåförändring
Under den pågående försöksperioden (18 april – 20 augusti) visade det sig att torvytan dvs. bottennivån, inte rörde på sig vid mätplats 1 och 2 (fig. 2).
Orsaker till att torven inte flöt upp kan vara att vattentemperaturen inte var tillräckligt hög under sommaren i sjön Gästern. Medeltemperaturen på vattnet i sjön var som högst 17°C, vilket uppmättes i augusti vid mätplats 3 (fig. 4 ). För att metangasbildningen, som skapas av bakterier, ska vara omfattande krävs det en högre temperatur. Den optimala temperaturen för bakterierna att producera metangas ligger på mellan 20°C - 25°C (Scott m.fl. 1999). Det kan därför antas att det inte bildats tillräckligt med gas under denna period för att kunna bygga upp en tillräckligt stor lyftkraft för att torven ska kunna lossna och flyta upp till ytan. Andra faktorer som kan ha en påverkan på torvens uppflytning är vattenståndet. Om
vattenståndet sjunker kan det utlösa en frigivning av lagrad metangas i torven, vilket gör att det gastryck som finns i torven sjunker och får till följd att torven inte flyter upp lika lätt (Scott m.fl. 1999, McKenzie m.fl. 1998). I Gästern sjönk vattennivån från 4,28m den 18:e april till 3 m den 20 augusti. Sjön var då i stort sett helt torrlagd. Detta kan vara en av de största faktorerna till att torven inte flutit upp.
Även växtligheten på torven kan ha en påverkan på uppflytningen. Metanoxidationen är större på bevuxna ytor än vad den är på obevuxna. Detta beror på att syre diffunderar ut i en zon runt rötterna på växter, vilket gynnar metanoxiderande bakterier (Grünfeld & Brix 1999). Metangas kan även diffundera in i rötterna på växter och transporteras genom deras
gassystem ut i atmosfären. Gamla avbrutna strån från bladvass kan på detta sätt fungera som stora skorstenar när det gäller att släppa ut metangas från sedimenten (Wetzel 2001). Då sjön Gästern till största delen är helt igenvuxen av bladvass finns det en möjlighet att det kan påverka metangasansamlingen i torven och därigenom indirekt inverka på dess flytförmåga. De mätningar som gjordes i det vitmossdominerande vegetationsområde vid mätplats 3 på den östra sidan av sjön följde dock inte det bottennivåmönster som vid mätplats 1 och 2. Efter redan en vecka kunde man urskilja att de hade ändrat sig gentemot den övriga
mätutrustningen vid de olika mätplatserna. Den tydligaste skillnaden kom vid de kraftiga regnskurar som föll omkring den 3:e och 9:e juli, då vattennivån i Gästern höjdes med ca 15cm, och då torven flöt upp ända till vattenytan.
Ett flertal fysiska och mikrobiologiska processer kan bidra med förklaringar till att torv flyter upp:
1. Torven flyter genom sin låga densitet i förhållande till vattnet. Torvöarnas avskiljande från bottnen innebär bristningar i det sammanhängande torvlagret. När väl torven har brustit på ett ställe, blir det lättare för torven runt omkring att frigöra sig, vilket kan ge upphov till fler s.k. flottholmar.
2. I torven bildas gaser, främst metangas, vid anaerob nedbrytning av mikroorganismer. Dessa gaser ansamlas i torvens porutrymmen och får den tillslut att flyta.
3. Gasbildningar under de flytande torvöarna gör att torvöarna kan fortsätta flyta och behålla sin position (Rönkä & Uusinoka 1976).
Vid nedbrytning av organiskt material frigörs gaser, speciellt metan (CH4), kväve (N2),
vätesulfid (H2S) och väte (H2). Bildandet av gaser är inte enbart beroende på den mängd
organiskt material som finns tillgängligt utan också av temperatur, pH, torvslag och det atmosfäriska och hydrostatiska trycket. Gaserna som bildas ansamlas i torven och när lyftförmågan blir tillräckligt stor, brister torven och torvöar flyter upp till vattenytan. Bildningen av metangas genom mikrobiska processer är den största anledningen till att torv börjar flyta, men flytförmågan påverkas även av vilket torvslag det är, dess sammansättning och densitet. Torv med lägre densitet har en större förmåga att flyta än torv med en högre densitet (Saquet 2003).
Enligt Koskenniemi(1987)är torvöar oftast av två olika typer. Den flytande eller drivande typen består vanligtvis av löst sammanhängande flytande torv och har sällan någon
vegetation. Den andra, fastsittande typen, är som en översvämmad kulle där toppen når över vattenytan. Dessa torvöar är mer stabila och efter några år kan till och med buskar och träd börja växa. Den del av torv som flöt upp vid område 3 är antagligen av den fastsittande typen och är inget som bildats under våren eller sommaren. Den slutsatsen kan man dra pga. den trädbeväxtning som är på ”torvkullen”, på grund av att det tar några år för träd att nå den storlek som dessa har.
De mätningar som gjordes vid mätplats 3 i det starrdominerande delområdet skilde sig åt från mätningarna i det vitmossdominerande delområdet vid mätplats 3. Här sjönk i stället
bottennivån (fig. 3). Varför bottennivån sjönk på detta ställe är svårt att avgöra, och någon bra förklaring det till finns inte i dagsläget. En teori kan vara att den spång som finns där och som mätredskapen placerades relativ nära kan ha haft en viss påverkan på bottennivåns rörelser. Men för att fastställa den direkta orsaken till att bottennivån sjunkit krävs det ytterliggare undersökningar.
Vattenkemi
Under den pågående försöksperioden (18april – 20 augusti 2007) uppmättes mycket höga halter av både tot-N och tot-P. Koncentrationerna av tot-N och tot-P hamnar i klass 4 av 5 med benämningen ”Mycket höga koncentrationer” (Naturvårdsverket 1999b). Att det
förekommer så höga värden av de båda näringsämnena kan bero på att det tidigare har gått ut avlopp i sjön Gästern.
0.062mg/l till 0.14mg/l den 5 juni. Vid jämförelse av koncentrationerna av tot-P och tot-N före sjörestaureringen (2003-2006) är konfidensintervallet för tot-P högre under 2007 i april, maj och juni jämfört med innan sjörestaureringen. För tot-N är konfidensintervallet högre i april, maj, juni och augusti än vad det är före sjörestaureringen. De ökade koncentrationerna beror antagligen till del på den ändrade vattenregimen i sjön Gästern. Näringsämnena lagras i sedimenten och när vattennivån sedan höjs eller när torven lossnar från bottnen och flyter upp kan näringsämnena återigen frigöras och påverka vattendraget. Då kväve och fosfor är de viktigaste näringsämnena och oftast de som begränsar tillväxten kan dessa mycket höga nivåer som förekommer i vattnet påverka tillväxten för alger och vattenväxter, och då vattendraget rinner ut i Östersjön även bidra till att öka övergödningen till havet.
En ökning av koncentrationen av fosfor kan bland annat ske vid de anaeroba förhållandena som uppkommer vid torvuppflytning, eller vid en omfattande nedbrytning av organiskt material. Det oorganiska jonutbytet i gränssnittet mellan vatten och sediment påverkas av redoxförhållandena (Wetzel 2001). Förflyttningen av fosfor från sedimenten till vattnet sker därför till största delen som PO43- då de släpps fria från Fe(III)-oxid när dessa föreningar
reduceras av syrefattiga förhållanden på ytan av sedimenten och det överliggande vattnet. Det relativa utsläppet av fosfat, PO43- kan vara högre om sulfatkoncentrationerna ökar.
Järnsulfidbildning som är kopplat till sulfatreduktion kan reducera stora mängder av Fe-föreningar som kan bilda komplex med PO43-, och på så sätt gynna utsläppen av fosfat till
vattnet. När sulfatinnehållet är lågt i de anaeroba sedimenten, så bildas Fe(II)-föreningar från mikrobisk reduktion av Fe(III)-oxid. PO43- kan hållas kvar effektivt med Fe(II)-föreningar,
men järnassocierat fosfat släpps kvantitativt ut när Fe(III)-oxid omvandlas till järnsulfid. Omvandling av Fe-föreningar till järnsulfid genom sulfatreducerande bakterier leder till ett mera effektivt utsläpp av järnassocierat PO43-, än direkt mikrobisk reduktion av Fe(III)-oxid.
Den kvarhållande kapaciteten av Fe(III)-oxid minskar när pH-nivåerna stiger över 6,5. Stora ökningar i pH-nivåerna kan ske i sedimenten som ett resultat av de dagliga variationerna i fotosyntesen av makrofyter och fastsittande epifytiska alger (Wetzel 2001). Hastigheten på fosforutsläppen ökar (kan fördubblas) även när sedimenten blir störda (t.ex. av
torvuppflytning).
Även kväveökningen kan förklaras av ett flertal mikrobiologiska processer i våtmarken. Beroende på tillgången eller frånvaron av syre och organiska material kan koncentrationerna av tot-N variera. Genom reduktion av nitrat och nedbrytning från det kväve som finns i biomassan fås ammonium. Mycket av det ammonium som finns är en restprodukt i den nedbrytningen som sker av organiskt material genom heterotrofa bakterier. Processen kan ske både vid närvaro och frånvaro av syre. I vatten förekommer ammonium oftast i form av NH4+
eller som odissocierad NH4OH, vilket är ganska giftigt för många organismer, speciellt för
fisk. En stor del av ammonium adsorberas även till partiklar i sedimenten. När den oxiderande mikrozonen i gränssnittet mellan vattnet och sedimenten försvinner under syrefattiga
förhållanden, så är kapaciteten på den adsorptiva förmågan kraftigt reducerad (Wetzel 2001). Vid torvuppflytning där risken är stor att det underliggande vattnet och sedimenten blir helt syrefria kan då stora mängder av det ammonium som finns följa med i utloppsvattnet vilket kan få stora konsekvenser nedströms, så som ett kraftigt ökad näringsinnehåll och minskade syrehalter, istället för att genom nitrifikation och denitrifikation omvandlas till N2. För att
nitrifikation ska ske, där nitrit oxideras via ett antal steg till nitrat, måste förhållandena vara aeroba, på grund av det krävs två mol syre för varje NH4+. Nitrifikation i orörda sediment är
därför väldigt begränsad, på grund av den låga halten av syre eller avsaknaden av det (Wetzel 2001). Avsaknaden av syre i vattnet under de uppflytande torvöarna kan bidra till en minskad nitrifikation, och istället en ökad koncentration av nitrit i sediment och interstitialvattnet.
De vattenkemiska analyserna av sulfat före och efter sjörestaureringen visar (fig. 11) att medelvärdet för 2007 inte skiljer sig markant från de uppmätta värdena från 2003-2006. Inte heller visar konfidensintervallerna för de jämförda åren någon större skillnad, utom i juni och juli där konfidensintervallet är högre före sjörestaureringen. Sulfat är en viktig parameter att studera på grund av att då den tar slut vid anaeroba processer så börjar mikroorganismerna att producera metangas (Wetzel 2001). Under anaerob nedbrytning av organiskt material i sedimenten fungerar olika ämnen som elektronacceptorer vid olika redoxpotentialer. De mikrobiska processer som sker under anaeroba förhållanden använder ett stort urval av organiska och oorganiska föreningar som elektronacceptorer. Specifika anaeroba processer sker i en bestämd reduktionsföljd med början på nitrat som följs av reduktion av mangan, järn, sulfat och koldioxid som används från organiskt substrat vid metangasproduktion (Wetzel 2001). Att konfidensintervallet var lägre för sulfat efter sjörestaureringen tyder på att en omfattande metangasproduktion skett i juni och juli när vattentemperaturen stigit och redoxförhållandena ändras. Detta avspeglas även av de ökande koncentrationerna av tot-N och tot-P som tidigare nämnts.
Klorid är en icke biologisk reaktiv jon, som mättes för att se ifall inflödesvattnet till sjön Gästern förändrads under försöksperioden. Som man kan se i figur 12 så överlappar
konfidensintervallerna varandra före och efter sjö restaureringen under de flesta månaderna, vilket gör att slutsatsen blir att vattnets ursprung inte förändrats. De något höga värdena av klorid beror på närheten till havet. Kloridkoncentrationerna i de svenska insjöarna kommer nästan uteslutande från den atmosfärstransport av havssalt som sker från haven. Ju mindre avståndet är till salt hav desto högre är koncentrationerna av klorid i inlandsvatten (Bydén m.fl. 2003, Wetzel 2001).
Då koncentrationerna klorid inte skiljde sig så mycket åt före och efter sjörestaureringen, kan man dra den slutsatsen att vattentillförseln till sjön Gästern inte har ändrats efter
sjörestaureringen. De ökade koncentrationerna av tot-N och tot-P beror framför allt på den ändrade vattenregimen, vilket har påverkat redoxförhållandet i Gästern.
Effekter på vegetation
Som man kan se i figur 13 och 14 så har område ”Söder” minst antal döda strån, men även en högre biomassa än de andra områdena. I område ”Väster” och ”Öster” som har många antal döda strån och låg biomassa, tyder på att ett avdöende har skett. Många döda strån indikerar att det tidigare varit en högre biomassa. Biomassan i sjön Gästern som mättes härrör inte enbart från fjolårsskott. Vattennivåsänkningen i sjön ledde till en återväxt under sommaren av bladvassen. Biomassan för bladvassen i sjön Gästern är dock ganska låg i jämförelse med andra undersökningar vad gäller biomassa hos bladvass. Enligt Granéli (1984) kan biomassan för bladvass ovan jord uppgå till ca 1kg torrsubstans per m2 i Sverige, medan den i Gästern uppkommer som mest till drygt 400 g/m2. Den låga biomassan beror sannolik på att vassen i Gästern upplever en form av stress, antagligen på grund av den ändrade vattenregimen, men kanske även på grund av de skador på rötterna som förekommer. De skador som
undersökningen framför allt inriktade sig på var: onormal lignifiering av cellväggar i cortex; lignifierad blockering i intercellularrum i cortex; svullna laterala rötter; lignifierad blockering av xylem och floem och utveckling av kallus. Skadornas omfattning i varje provruta räknades
Korrelationsanalysen mellan antalet döda strån och den skördbara biomassan tyder på att det inte finns något samband. Eftersom de skador som upptäcktes framför allt påverkar
upptagningen och transport av vatten, näringsämnen samt luftgenomflödet i växten
(Armstrong & Armstrong 2001, 1999), kan de skadorna samverka tillsammans med den stress som växten upplever genom den ändrade vattenregimen (Vretare & Weisner 2002), göra att biomassan minskar.
Enligt Armstrong & Armstrong (2001) kan skador som orsakas av organiska syror leda till blockeringar i det interna luftsystemet. Kallus som bildas av toxiska nivåer av organiska syror kan blockera de aerenkymatiska kanalerna i skottbaserna, rhizomer och rötter. Kallus i de aerenkymatiska delarna, i rihzomerna och stammen reducerar eller hindrar luftgenomflödet och i extrema fall även hindrar diffusionen av syre. En hög resistans i ventilationssystemet i rihzomerna har visat sig hindra den apikala knopptillväxten. I rötter och rihzomer blir även intercellularrum vanligen blockerat av lignifierat material (fig. 18), vilket har visat sig
förekomma på vassrötter i sjön Gästern (fig. 15 och 19). Det verkar möjligt att det i en del fall där kallus och intracellular blockeringar reducerar syresättningen av rihzosfären, gör att adventivrötterna och de underjordiska delarna blir mer tillgängliga för skador från toxiska ämnen. I extrema fall kan även syrebrist uppstå.
Figur 19 visar ett tvärsnitt från en rot från provområde ”Öster” i sjön Gästern som uppvisar de skador som enligt Armstrong & Armstrong (2001) uppkommer vid behandling av kapronsyra vid pH 4.5. Det är väl dokumenterat att det är i den odissocierade lipidlösliga formen som de organiska syrorna, som bland annat är ättik, smör, propion och kapronsyra, är mer toxiska för växter. Dessa har en högre toxicitet vid ett lägre pH. Vid pH 4.5 är de flesta molekylerna (63 -70%) i den odissocierade formen, medan vid pH 6 är de flesta molekylerna i den icketoxiska jonformen. För bladvass är interstitialvattnets pH högst signifikant för att de organiska syrorna ska ha toxiska effekter eller inte (Armstrong & Armstrong 2001, 1999). Mängden toxiska syror kan även ge blockeringar på både floem och xylem i rhizomer och rötter, och kan vara lika förödande för växten som flödet i luftsystemet. Det är inte bara transporten av vatten och mineraler som hejdas utan det underjordiska systemet kan även börja lida av
Figur 18: Rot 3-4 mm från spetsen behandlad med 0.86mM kapronsyra vid pH 4.5. Lignifierad hypodermis och stele, blockeringar i floem och xylem samt
igentäppning av intercellularrum i cortex. Ur Armstrong och Armstrong 2001, med medgivande från förf.
Figur 19: Tvärsnitt av vassrot 10-20mm från spetsen av bladvass från provområde Öster i sjön Gästern. Lignifierade cellväggar samt igentäppning av intercellularrum.
underskott av metaboliter vilket då i sin tur påverkar tillväxten, näringslagringen och växtens möjligheter att klara av vintern. Växter som i experiment har utsatts för toxiska syror har visat sig ta upp mindre mängd vatten än kontroller (Armstrong & Armstrong 2001, 1999).
Cellväggarna, i bland annat epidermis på de apikala delarna av adventivrötter kan även bli för tidigt lignifierade och suberiniserade vilket kan hindra ytterliggare angrepp av syror. Dessa lignifieringar av rotväggar hindrar inflödet av vatten samt reducerar syreflödet till rhizosfären. En annan konsekvens som detta får är att det kan hindra finare laterala rötter från att växa ut, och de istället växer ned igenom eller fastnar i cortex (fig. 20). Detta upptäcktes på flera rötter från provområde ”Öster” i sjön Gästern (fig. 16 och 21).
Bladvassens rötter i sjön Gästern uppvisar skador som får vassen att dö. Skadorna är dock inte så omfattande att de orsakar ett totalt avdöende av vassen i sjön. När vattennivån under
sommaren sänktes avstannade med all sannolikhet avdöendet av vassen och nya årsskott kunde till och med växa upp. För att bladvassen i sjön Gästern ska dö av krävs en hög vattennivå under större delen av tillväxtsäsongen. De rotskador som orsakats av de toxiska syror som bildats på grund av de höga näringshalterna och en ökad organisk nedbrytning kan inte själv orsaka en omfattande vassavdöende i sjön.
Figur 20: Rot behandlad med kapronsyra (0.86mM, pH 4.5): 16 mm från apex. Lignifiering av hypo- dermis, utveckling av kallus som orsakar igen- täppning av aerenkymatiska hålrum, lateral rot som växer longitudinellt genom cortex samt Igentäppning av de vaskulära delarna. Ur Armstrong och Armstrong 2001, med medgivande från förf.
Figur 21: Tvärsnitt av vassrot 10-20mm från spetsen av bladvass från provområde Öster i sjön Gästern. Lateral rot som växer longitudinell genom cortex .
5. Slutsats
Det blev inte någon torvuppflytning i sjön Gästern under våren och sommaren, med undantag av ett delområde område 3. Det garanterar dock inte att torven inte kommer att flyta upp på andra platser kommande år. Den troligaste anledningen till att det inte flöt upp var att
vattennivån i sjön sänktes. Nu när vattennivån återigen är hög, och om den kvarstår till våren och sommaren, finns det en risk att torven släpper och flyter upp kommande vår och sommar. Det finns därför anledning att fortsätta mäta bottennivåförändringarna, för att kunna förutsäga om och när bottennivån flyter upp och kanske kunna minimera konsekvenserna av det. De redan höga halterna av tot-P och tot-N ökade efter sjörestaureringen med anledning av den förändrade vattenregimen i sjön. Den ändrade vattenregimen gjorde att de biologiska
processerna och redoxförhållandet ändrades i sjön. Denna tolkning stärks av att koncentrationerna av sulfat var lägre i juni och juli efter sjörestaureringen än under föregående år. Att förändringar har skett i sjön syns i koncentrationen av klorid, då den uppvisar ungefär samma koncentrationer efter sjörestaureringen som före på grund av att den är en icke biologisk reaktiv jon.
Bladvassen i sjön Gästern lider av stress, på grund av den ändrade vattenregimen, eller av de skador som uppkommit på rötterna eller som en kombination av båda faktorerna. Inget samband fanns dock mellan täthet av antalet döda strån och den skördbar biomassa. Detta liksom den låga biomassan visar att bladvassen skadats men inte dödats av
vattenståndshöjningen och skadorna på rötterna. För att bladvassen i sjön Gästern ska dö av ytterliggare krävs alltså en högre vattennivå under vegetationsperioden (>1m), dock inte så hög att risken för torvuppflytning ökar.
6. Rekommendationer för sjörestaurering vid torvuppflytning
Vill man minska risken för torvuppflytning samtidigt som man vill bekämpa vegetation krävs det en hög vattennivå, dock inte så hög att torven riskerar flyta upp. Ett högt vattenstånd gynnar uppflytning, medan en lägre vattennivå har en mera negativ effekt på uppflytning. När vattennivån sjunker minskar det hydrostatiska trycket vilket gör det möjligt för lagrad
metangas att avges, istället för att ansamlas i torven, vilket bidrar att lyftkraften minskar. Vad som är en lämpig vattennivå går i dagsläget inte att säga, utan kräver fortsatta studier av ämnet.
Att förhindra att torv flyter upp och bildar torvöar eller så kallade flottholmar kan vara svårt. Enligt Rönkä & Uusinoka (1976) kan det bara undvikas till en viss gräns genom att t.ex. sprida ut ett lager med grus på torvens yta. Tjockleken bör i så fall vara 7cm/cm2 eller 70kg/m3 torv.
7. Tack
Sist men inte minst vill jag tacka de personer som hjälpt mig med undersökningen, sammanställningen, praktiska frågor och som kommit med uppmuntrande ord.
Armstrong Jean och Bill, University of Hull, för samråd angående rotskador och tillåtelse för användandet av figurer.
Ekstam Börje, Högskolan i Kalmar, för handledning av detta examensarbete Engström Marie, för ovärderlig hjälp i fält samt uppmuntran under arbetets gång Gunnarsson Sara, Högskolan i Kalmar, för hjälp med de vattenkemiska analyserna mm Gülich John, för ovärderlig hjälp i fält samt uppmuntran under arbetets gång
Hakman Inger, Högskolan i Kalmar, för hjälp med snittning av vassrötter mm
Häggerud Agneta, Högskolan i Kalmar, för hjälp med de vattenkemiska analyserna mm Linde Veronica, SKB, för vattenkemidata
Månsson Anders, Högskolan i Kalmar, för all hjälp med byggandet av utrustning mm Zander Ulf, Rättare Gässhults Säteri, för hjälp och information om sjön Gästern Övrig släkt och vänner
Referenser
Arheimer B. & Bergström S. 2002. ”Våtmarkens påverkan på vattenbalans och storskaliga flöden”, i Våtmarksboken. Skapande och nyttjande av värdefulla våtmarker, (ed) Tonderski T., Weisner S., Landin J. & Oscarsson H. Vastra rapport 3
Armstrong J. & Armstrong W. 2001 An overview of the effects of phytotoxins on Phragmites australis in relation to die-back. Aquatic botany. 69: 251-268
Armstrong J. & Armstrong W. 1999. Phragmites die-back: toxic effects of propionic, butyric and caprioic acids in relation to pH. New Phytologist. 142: 201-217
Bydén S., Larsson A.M. & Olsson M. 2003. Mäta vatten. Undersökningar av sött och salt vatten. Göteborgs Universitet.
Fredholm O. 1920. Handlingar rörande sänkning af sjön Gästern och torrläggning af mark till Gässhult, Späckemåla och Misterhult, i Misterhult socken, Kalmar län, upprättade vid laga syneförrättning år 1918. Avskrift: Tillhör den af Kungl. Majt. den 23 juli 1920 faställda arbetsplanen. Kungliga Lantbruksstyrelsen, Stockholm den 14 augusti 1920. D.-No 10453. Granéli. W.1984. Reed Phragmites australis (Cav) Trin ex Steudel as an energy source in Sweden. Biomass. 4: 183-208
Grünfeld S. & Brix H. 1999. Methanogenesis and methane emissions: effects of water table, substrate type and presence of Phragmites australis. Aquatic Botany. 64:63–75
Koskenniemi E. 1987. Development of floating peat and macrophyte vegetation in a newly created, polyhumic reservoir, western Finland. Aqua Fennica. 17,2: 165-173
McKenzie C., Schiff S., Aravena R., Kelly C. & Louis St V. 1998. Effect of temperature on production of CH4 and CO2 from peat in a natural and flooded boreal forest wetland. Climatic
Change. 40: 247-266
Naturvårdsverket 1999a. Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket Rapport 4913
Naturvårdsverket. 1999b. Femton : Sveriges miljömål - vår generations ansvar. Stockholm Rönkä E. & Uusinoka R. 1976. The problem of peat upheaval in Finnish artificial reservoirs. Bulletin of the International Association of Engineering Geology. 20: 71-74.
Saquet M. 2003. Greenhouse gas flux and budget from an experimentally flooded wetland using stable isotopes and geochemistry. University of Waterloo, Canada.
Scott K., Kelly C. & Rudd. J. 1999. The importance of floating peat to methane fluxes from flooded peatlands. Biogeochemistry. 47: 187-202
SLU Miljödata 2007. Våtmarksinventeringen. VMI databas, http://www-vmi.slu.se (2007-11-19)
Vretare V. & Weisner Stefan E. B. 2002. Interactive effects of pressurized ventilation, water depth and substrate conditions in Phragmites australis. Oecologia. 4: 490-497
Wetzel R. 2001. Limnology. Lake and river ecosystems. Academic Press.
Figurer
