Du hittar alla delar av Handbok för åtgärder mot internbelastning här
Avgränsning
Handbokens del 2 omfattar åtgärder i insjöar för att motverka läckage av fosfor från sediment samt för direkt bortförsel av sediment och näringsrikt bottenvatten. Den omfattar inte åtgärder i kust och hav.
Handbokens del 2 är inte avsedd att användas som en manual för att genomföra åtgärder. Den ska betraktas som ett stöd vid bedömning om en internbelastningsåtgärd kan vara aktuell samt informera om olika åtgärdsteknikers för- och nackdelar. I varje enskilt fall behöver dock en noggrann analys göras där möjliga åtgärder ställs mot varandra utifrån platsspecifika förhållanden.
1. Aluminiumfällning
Aluminiumfällning innebär att löst fosfor fälls ut genom att man tillsätter en aluminiumsaltlösning i vattenmassan (vattenbehandling) eller injicerar den i sedimentet (sedimentbehandling). Fosforn fastläggs sedan i sedimentet vilket minskar mängden fosfor som kan läcka till vattenmassan och därmed internbelastningen. Metoden används enligt samma princip som i reningsverk där aluminiumsalt tillsätts för att fälla ut oönskade ämnen ur vattnet. Fastläggning av fosfor med hjälp av aluminium är en väldokumenterad metod för behandling av insjöar och har använts sedan 1970-talet.
Metodbeskrivning
Aluminiumfällning av fosfor kan genomföras på två sätt. Antingen sprids en aluminiumsaltlösning i vattenmassan eller så blandas lösningen med sjövatten och harvas in 10–15 cm ner i sedimentet [1]. När aluminiumsalt tillsätts i vattnet bildas ett aluminiummineral med den lösta fosforn i vattnet, vilket genom flockulering gör att de bildade partiklarna sedimenterar ut från vattenmassan. Erfarenheter tyder på att även andra ämnen såsom olika metaller kan fällas ut av den tillsatta aluminiumsaltlösningen. Efter den påföljande sedimentationen kan även ytterligare fosfor från botten bindas.
Om aluminiummineralet i stället injiceras direkt i sedimentet kommer det i direkt kontakt med högre koncentrationer av fosfor. Det aluminiummineral som då bildas stannar sedan i sedimentet oavsett vilken metod som används. De största fördelarna med sedimentbehandling är att doseringen har högre precision än vid vattenbehandling och att bindningseffektiviteten kan förbättras. Doseringen kan här anpassas utifrån hur mycket läckagebenägen fosfor som finns i sedimenten och ändras mellan olika bottenområden. Kostnaden är dock högre.
Aluminiumets förmåga att binda fosfor i stabila föreningar innebär att behandlingen åstadkommer fastläggning av fosfor i bottensedimenten och att syrebrist inte längre leder till att fosfor frigörs till vattenfasen. Några av de viktigaste faktorerna för en långvarig effekt av aluminiumbehandling är den externa tillförseln av fosfor, vattnets pH, doseringen av aluminium, hur stort avrinningsområdet är i förhållande till sjöns area samt sjöns morfologi och morfometri [2, 3].
Generellt binds mobil fosfor i en viktkvot på 5–10 till 1, dvs 5–10 gr aluminium binder 1 gr fosfor [4, 5, 6]. Doseringen av aluminium har utvecklats under de senaste decennierna. I dag kan man anpassa doseringen utifrån det totala mobila fosforinnehållet i sedimenten [7]. Ett annat alternativ är en s.k. dynamisk dosering som baseras på mängden mobil fosfor som behöver bindas för att internbelastningen ska sänkas till en acceptabel nivå. Aluminiumets bindningskapacitet varierar beroende på olika lokala förutsättningar. Aluminiumbehandlingen kan därför behöva delas upp på ett antal år, snarare än att genomföras vid ett tillfälle, för att maximera bindningseffektiviteten och därmed mängden fosfor som fastläggs. Detta för att undvika att överskott av aluminium tillsätts. För metod för att beräkna om uppdelning av doser är nödvändigt, se [8].
Lokalisering
Aluminiumbehandlingar i djupa stratifierade sjöar har generellt lyckats bättre än i grunda sjöar med låg buffertkapacitet, men undantag finns. Lyckade sedimentbehandlingar har till exempel genomförts även i grunda oskiktade sjöar [1]. Stora förekomster av bottenlevande fiskarter (t.ex. karpfiskar) ökar mängden tillgänglig läckagebenägen fosfor och då måste sedimentblandningsdjupet utökas [9]. Det beror på att fiskarna bioturberar, dvs. rör upp sediment, när de gräver efter föda i bottnarna [9, 10]. Även aluminiumdoseringen kan behöva anpassas efter detta.
Lösligheten av aluminium i vatten är pH-beroende och pH-värdet bör ligga mellan 6 och 7 för att maximera inbindningen av fosfor och minimera de risker som är förknippade med förhöjda aluminiumhalter i vattenmiljön. I vatten där pH ligger mellan 6 och 8,5 bedöms riskerna för bottenfauna, plankton och fisk vanligtvis som små [11]. Det beror på att aluminium i detta pH-intervall har låg löslighet eller är bundet till organiskt material, vilket innebär att aluminiumet har låg reaktivitet och därmed även låg biotillgänglighet. Utanför detta pH-intervall ökar riskerna kopplade till aluminiumtoxiciteten drastiskt (se avsnitt ”Nackdelar och risker” nedan). Notera att åtgärden kan vara olämplig även om pH ligger inom lämpligt intervall, till exempel i känsligare vattenmiljöer med låg buffertkapacitet [12].
Tidpunkt
Lämplig tidpunkt för behandling kan variera utifrån platsspecifika förutsättningar och bör därför utredas i varje enskilt fall. Behandlingen bör dock planeras så att man undviker resuspension och transport av det flockulerade materialet. Oftast undviker man sommaren om behandlingen ska ske i vattenmassan, detta på grund av att alger i vattnet kan störa fällningen av mineralet. I skiktade sjöar kan sommaren, dvs. innan höstomblandningen, vara en lämplig period för sedimentbehandling. Inför behandlingen av Växjösjön och Södra Bergundasjön konstaterades dock att hösten kunde vara den lämpligaste tidpunkten på grund av att de lokala vattenkemiska förutsättningarna är goda då, samtidigt som det är lägre risk för naturvärdesskador [13].
Nackdelar och risker
Eftersom aluminiumfällning har använts under lång tid, har tekniken varit föremål för omfattande undersökningar. Även riskerna med metoden är därför att betrakta som välstuderade. Riskerna med aluminiumfällning är främst förknippade med lösligheten av toxiska former av aluminium vid sura (pH <6) och basiska (pH >8,5) förhållanden. Aluminiumförgiftning av fisk och bottenfauna är en av de allvarligaste effekterna av försurning av vattenmiljön.
För sjöar med låg buffertkapacitet har tillsats av aluminium till vattenmassan lett till oönskade förändringar i pH, eftersom vätejoner frigörs när aluminium hydrolyseras i vattnet under bildning av aluminiummineralet. Detta kan man undvika genom en dosering som tar hänsyn till vattnets alkalinitet [14]. Man kan även till viss del undvika oönskade förändringar i pH genom att använda buffrande former av aluminium, dela upp dosen i flera givor som ges vid olika tillfällen eller så kan man tillsätta kalk (t.ex. kalkstensmjöl) innan behandling.
De ekologiska riskerna med korrekt utförd aluminiumfällning har alltså bedömts som små i ett pH-intervall mellan 6 och 8,5, men trots det pekar vissa studier på möjliga biologiska effekter vid aluminiumfällning även vid circumneutralt pH. Kontinuerlig exponering av aluminium har visat sig ha större negativ effekt än enstaka behandlingar [11].
Lösligheten av aluminium ökar med minskat pH (<6). Lösta aluminiumjoner kan sedan falla ut i miljöer där pH är högre än i omgivande vatten, t.ex. på fiskgälar. Detta medför att fisken får försämrad syreupptagningsförmåga och att jonbalansen i blodet påverkas negativt [15]. Aluminiumförgiftning av fisk och bottenfauna anses vara en av de allvarligaste konsekvenserna vid försurning av vattenmiljön. Det är dock osannolikt att risken för aluminiumförgiftning är större i aluminiumbehandlade sjöar så länge man undviker behandling av försurningskänsliga sjöar med låg alkalinitet. I sjöar med tillräckligt hög alkalinitet bibehåller naturliga buffringsprocesser ett betydligt högre pH i sedimentet jämfört med i vattenmassan och sedimentytan [16]. Ett antal år efter behandling är det utfällda aluminiumet också begravt i sedimentet och inte mer känsligt för effekterna av försurning än det aluminium som redan naturligt fanns i sedimentet.
Vid högt pH (>8,5) bildas aluminat (Al(OH)4–). Aluminat har tidigare inte ansetts vara toxiskt men erfarenheter från Vedsted Sø i Danmark och efterföljande laboratorieförsök har visat att aluminat är toxiskt i vatten med låg buffertkapacitet [12]. Dessutom visar studier [17] att vid pH 8 eller högre påverkas stabiliteten av bindningen mellan aluminium och fosfor negativt och åtgärden blir mindre effektiv. Förhöjda pH-värden i en sjö uppkommer framför allt när koldioxid tas upp i stor mängd av växtplankton (fotosyntesen), oftast till följd av övergödning. I grunda (polymiktiska) och kraftigt övergödda sjöar och vikar kan pH bli mycket högt (pH >9). Om det föreligger risk för att sådana förhållanden uppstår är det lämpligare att genomföra behandlingen vid en tidpunkt när förhållandena är mer gynnsamma [18] eller att använda sig av en annan åtgärd. I djupare sjöar kan dock pH vara betydligt lägre i bottenvattnet och sedimentbehandling skulle då kunna vara ett alternativ även om pH >8,5 i ytvattnet.
Under behandlingen kommer biota att exponeras för förhöjda halter av aluminium. Generellt är ägg och larver, dvs. yngre livsstadier, mer känsliga än vuxna individer, främst på grund av att de inte kan förflytta sig från det exponerade området. Graden av exponering och påverkan beror på vilken aluminiumfällningsmetod man väljer men varierar även mellan olika arter. Till exempel kunde en studie över halten ackumulerat aluminium i fiskgälar efter en aluminiumfällning i hypolimnion [19] inte påvisa förhöjda halter hos mört, braxen eller silverkarp. Däremot observerades förhöjda halter av aluminium på gälarna hos abborre. I en jämförelse av känsligheten för aluminium mellan skandinaviska fiskarter konstaterades att lax, mört och elritsa var de tre känsligaste arterna, följt av abborre, harr, öring och fjällröding [20].
I Björnöfjärden, där aluminium injicerades direkt i sedimentet, observerades förhöjda halter av aluminium i vatten och biota under och efter aluminiumbehandlingen. Halterna i vattnet hade dock sjunkit till normal nivå, dvs. till den nivå som observerats innan behandling, efter ett år. Motsvarande period för biota var två till tre år [21]. Inför behandlingen i Björnöfjärden genomfördes en tvåårig mesokosmstudie för att utvärdera metodens påverkan på ekosystem i bräckt vatten. Under behandlingen ökade aluminiumhalten i vattnet men inte i organismerna. Mätbara toxiska effekter avseende dödlighet, primärproduktion och respiration kunde inte påvisas [22]. Det bör dock poängteras att fortsatt forskning om effekten av långtidsexponeringar är nödvändig.
En annan aspekt att ta hänsyn till är att sedimentbehandling kan störa sedimenten och leda till att föroreningar frigörs. Det är därför viktigt att innan behandling veta om sådana föroreningar föreligger, eftersom det kan påverka hur åtgärden genomförs.
Slutligen ska sägas att framställningen av den aluminiumlösning som används vid fällning är energikrävande eftersom råvaran måste brytas. I dag saknas dock detaljerade livscykelanalyser för internbelastningsåtgärder vilket försvårar jämförelser mellan olika åtgärders ekonomiska och miljömässiga hållbarhet. En förenklad livscykelanalys avseende koldioxidemissioner vid aluminiumbehandling har dock genomförts [24].
Kombinationsmöjligheter
Vid massförekomst av bentiska fiskarter som braxen kan metoden vara lämplig att kombinera med reduktionsfiske för att reducera bioturbationen av sedimentmaterial [9, 25]. En sådan kombination skulle kunna förstärka åtgärdens effekt mot internbelastning samt minska risken för resuspension och transport av det flockulerade materialet.
Dokumenterad erfarenhet
Insjöar – Metoden har använts under 50 år i ett flertal sjöar både i Sverige och utomlands. En utvärdering visar att åtgärden över tid har gett blandade resultat; i några fall sågs ingen förbättring medan förbättringen i andra sjöar varade i decennier. Mängden tillsatt aluminium visade sig ha stor effekt på åtgärdens resultat. Metoden har också bedömts vara kostnadseffektiv [3, 26, 27, 28].
Långsjön (Stockholm), som är grund och oskiktad, behandlades med polyaluminiumklorid 2006 vilket minskade fosforkoncentrationen i vattenmassan markant [1, 29]. Aluminiumdoseringen till Långsjön baserades på det mobila fosforinnehållet i sedimenten. På senare år har dock en försämring skett i form av minskat siktdjup samt ökning av totalfosfor och klorofyllhalt, troligtvis på grund av fortsatt hög belastning från externa källor. Nära Långsjön ligger sjön Flaten som behandlades redan 2000. Här finns inga tecken på försämring när det gäller fosforhalter i botten- eller ytvattnet [1, 30]. Externbelastningen är låg, vilket troligtvis förklarar skillnaden i åtgärdens livslängd jämfört med Långsjön. Dessa två sjöar är ett bra exempel på att den externa fosfortillförseln måste reduceras tillräckligt för att internbelastningsåtgärder ska ha långvarig effekt.
Växjö kommun fick under 2017 ett tioårigt tillstånd att aluminiumbehandla bottensediment i Växjösjön och Södra Bergundasjön. Behandlingen är den första i sitt slag som tillståndsprövats i svensk domstol [31],(Dom M2666-16). Man fick tillstånd att sprida totalt 60 ton aluminium (maximalt 36 ton per behandlingstillfälle) i Växjösjön. För Södra Bergundasjön medgav tillståndet spridning av totalt 500 ton aluminium (maximalt 300 ton per tillfälle).
Villkoren för verksamheten ställde bland annat krav på följande:
- Fällningselementet, polyaluminiumklorid, ska innehålla så låga halter av oönskade spårämnen att det är godkänt för dricksvattenproduktion.
- Spridning av aluminium får endast ske när pH-värdet i sjöarna ligger inom intervallet 6,2–8,5. Om pH-värdet i sjöarna går utanför intervallet 6,5–8,0 ska detta anmälas till tillsynsmyndigheten som får meddela de ytterligare villkor för utökad kontroll som kan behövas.
- Alkaliniteten måste vara >0,2 mekv/L.
- Till skydd för fågellivet får spridning av aluminium inte ske inom särskilda skyddsområden och tidsintervall.
Efter behandlingen av Växjösjön minskade även mängden tungmetaller i vattenmassan markant, pga. minskad mängd partiklar i vattnet.
Brackvatten – Sedimentinjektion av aluminium har även genomförts (2012 och 2013) i brackvattenmiljö i Björnöfjärden, Värmdö kommun [32, 33]. Björnöfjärden har ett begränsat vattenutbyte på grund av en trång mynning mot skärgården. Totalt injicerades 36 ton aluminium (50 g Al/ m2) i det översta sedimentlagret på bottnar under 6 m djup, där syrebrist rådde. Efterföljande mätningar visade att koncentrationen av totalfosfor i Björnöfjärden gick ner till ungefär hälften jämfört med nivån innan åtgärden och jämfört med en närbelägen referensvik. Efter åtgärden kunde vattenkvaliteten klassificeras som hög, med god status avseende totalfosfor, klorofyll och siktdjup [34]. Bottenvattnet var dock fortfarande syrgasfattigt ett par år efter behandlingen pga. en syreskuld efter tidigare års höga planktondeposition. Efter minskad deposition av organiskt material förväntas dock syreförbrukningen avta [32]. I bottenvattnet minskade fosforkoncentrationen med 90 %, vilket tyder på en positiv åtgärdseffekt där sedimenten binder fosfor trots de syrefattiga förhållandena vid botten [33, 35].
Kostnaden för åtgärden varierar beroende på hur mycket fosfor som behöver fastläggas, sjöns storlek samt om man genomför vattenbehandling eller sedimentbehandling [81]. I Vattenmyndigheternas rapport om åtgärder mot övergödning [28] användes en schablonkostnad på 48 000 kronor per hektar. Detta kan jämföras med kostnaden för att behandla Växjösjön och Södra Bergundasjön i Växjö kommun, som beräknas till 83 000 kronor respektive 50 000 kronor per hektar eller 1 600 kronor respektive 750 kronor per kg fosfor. Åtgärdskostnaden för dessa sjöar avser sedimentbehandling. Kostnaden för sedimentbehandlingen av Björnöfjärden uppgick totalt till ca 9 miljoner kronor eller 2 250 kronor per kg fosfor, vilket till stor andel bestod av utvecklingskostnader [21]. I en studie [26] om aluminiumfällning i vattenmassan i fyra amerikanska sjöar angavs en medelkostnad på ca 245 kronor (27 USD) per kg fastlagd fosfor. Kostnadsintervallet var dock stort (14–95 USD per kg P).
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
Tre saker är viktiga för att utforma en aluminiumbehandling korrekt:
- Beräkna mängden läckagebenägen fosfor i det aktiva sedimentlagret.
- Säkerställa att pH i vattenfasen inte understiger 6 under och efter behandlingen.
- Maximera mängden fosfor som blir bunden till mineralet.
Man behöver göra provtagning och analys av sedimentprover uppdelade i flera skikt (se bilaga 4) för att kunna beräkna mängden läckagebenägen fosfor i sedimentet och för att beräkna det aktiva sedimentdjupet (den delen av sedimentet som släpper fosfor till vattenmassan).
Geokemisk modellering ska göras med vattenkemiska data från sjön och den förväntade aluminiumdosen. Det finns gratis program som är tillgängliga (t.ex. PHREEQC från USGS) som kan användas för detta. Alkalinitet, pH, lösliga Al-former m.m. kan modelleras fram för att simulera förhållanden under en behandling och för att beräkna den aluminiumdos som kan tillsättas utan att man riskerar skadliga effekter i miljön.
Bindningskvoten (Al:Al-P) i tidigare behandlade sjöar har varierat mycket över tid, från 2:1 till över 20:1. Bindningseffektiviteten kan modelleras fram med hjälp av empiriska modeller [8, 81]. Om en viss aluminiumdos skulle förväntas ha dålig bindningseffektivitet är det bättre att dela upp behandlingen i ett antal behandlingar med några års mellanrum.
2. Lera med tillsatser av fosforbindande ämnen
Lera med tillsatser av fosforbindande ämnen som aluminium eller lantan tillsätts genom spridning i vattenmassan. Leran sjunker genom vattnet och läckagebenägen fosfor binds permanent i sedimentet. Fullskaliga försök med en blandning av bentonitlera och lantan (PhoslockTM) utfördes första gången 2001 [36] och sedan dess har fler försök utförts i sjöar och på laboratorier, främst utomlands.
Metodbeskrivning
En blandning av exempelvis bentonitlera och fosforbindande ämnen som aluminium eller lantan tillsätts i vatten och bildar ett slam som binder in fosfor medan det sjunker till botten. Väl på botten lägger sig slammet på sedimentytan där fosforbindningen kan fortsätta. Bindningen mellan lantan och fosfat är stark och i teorin ska varje tillsatt lantanjon kunna binda en fosfatmolekyl, dvs. ett 1:1-förhållande mellan fosfat och lantan. Liksom vid aluminiumbehandling binds fosfor även under syrefria förhållanden. Bentonitleran håller 5 viktprocent lantan och tillverkaren anger doseringen till 1 ton PhoslockTM för att binda upp till 11 kg fosfatfosfor [37].
Lokalisering
Bindningsförmågan hos lantanbaserade bentonitlermaterial (LMB) har visats vara negativt korrelerad med alkaliniteten [38], dvs. den fungerar bäst i mjuka vatten med låg alkalinitet. Bindningsförmågan minskar vid högre pH (pH >8) [38, 39]. Metoden är inte lämplig i sjöar där omfattande resuspension av sedimenten sker [40]. Exempel på detta är grunda, oskiktade sjöar eller sjöar med omfattande bioturbation.
Tidpunkt
För att ta bort största möjliga mängd fosfor ur vattenmassan rekommenderar en tillverkare av LMB att behandlingen bör göras när fosforn befinner sig i en form som binder till LMB, dvs. som fosfat eller som filtrerbar reaktiv fosfor. Detta innebär för norra Europa perioden tidig höst till tidig vår [41]. LMB fortsätter dock binda fosfat så länge det finns aktiva bindningsytor. Man bör därmed kunna fastställa tidpunkt för åtgärden utifrån liknande kriterier som för när man räknar ut lämplig tidpunkt för aluminiumfällning.
Nackdelar och risker
Lantan är toxisk i högre koncentrationer. Men för neutrala eller alkalina förhållanden, dvs. de rådande pH-intervallen i övergödda sjöar, förekommer inte lantan som La3+–joner. En sammanställning av toxicitetsmätningar från 16 försök i sjöar visar att halterna av lantan är låga i vatten med en alkalinitet som är >0,8 mEq/L [42]. I sjöar med väldigt låg alkalinitet konstaterades påverkan på Daphnia. Man kunde dock inte fastställa att det berodde på halterna av lantan, utan det kunde även bero på de lösta partiklar som bildades när LMB tillsattes [43].
Giftigheten av PhoslockTM har testats på ett antal olika arter. Ett exempel är en kanadensisk studie där LC 50 (mediankoncentrationen som ger upphov till 50% dödlighet) för Daphnia magna (48h) samt LC 50 (96h) för regnbåge låg på >4,9 g/L respektive >13,6 g/L. Detta var mer än hundra gånger den applicerade dosen i den aktuella sjön (0,02–0,05 g/L) [44].
Metoden resulterar i att bentonit ackumuleras på botten och i sediment, vilket skulle kunna medföra att ekologin i sedimenten påverkas negativt. Det saknas dock utförligt underlag om detta i den vetenskapliga litteraturen. Däremot finns det studier som tyder på att metoden har sämre resultat i vatten med mycket humusämnen [45]. Detta tros bero på att lantan komplexbinder med humusämnen vilket minskar effektiviteten hos LMB för att binda in fosfor. När koncentrationen löst organiskt kol (DOC) närmar sig 8 mg/L ökar mängden lantan som frigörs från leran. Därmed minskar mängden fosfor som binds till leran med mellan 18 och 34 % [82]. Studier har även visat på ett samband mellan LMB och utsläpp av ammoniumkväve [46, 47]
Framställningen av lantan är energikrävande eftersom råvaran måste brytas, vilket är en nackdel ur ett hållbarhetsperspektiv. I dag saknas dock detaljerade livscykelanalyser för internbelastningsåtgärder vilket försvårar jämförelser mellan olika åtgärders ekonomiska och miljömässiga hållbarhet.
Kombinationsmöjligheter
Åtgärden bör föregås av reduktionsfiske om bottenlevande fisk kan förväntas orsaka omfattande bioturbation.
Dokumenterade erfarenheter
Det finns erfarenheter av metoden från andra länder, men ännu finns ingen genomförd metaanalys av resultaten. I Skottland gjordes en storskalig behandling [48] med den av tillverkarna rekommenderade doseringen (24 ton PhoslockTM för att binda ca 270 kg fosfor). Där kunde man inte se någon förändring i halterna av mobil fosfor efter 28 dagar. Man drar i artikeln slutsatsen att PhoslockTM underdoserades i förhållande till mängden mobil fosfor. Ytterligare en studie [38] visar att den av tillverkarna rekommenderade doseringen kan vara för låg för att uppnå förväntad effekt.
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
Eftersom modifierade leror påverkas av löst organiskt kol i vattnet måste man ta hänsyn till detta. Det finns empiriska modeller som beräknar försämringen av bindningseffektiviteten [43]. Det är troligt att uppdelade doser skulle förbättra bindningseffektiviteten något, som med aluminiumbehandling, men det saknas data för att säkerställa detta i nuläget.
3. Bottenvattenavtappning
Bottenvattenavtappning eller hypolimnionavtappning innebär att uttag görs av djupvatten som innehåller höga koncentrationer av fosfor. Metoden är bäst lämpad för skiktade sjöar och är ett billigt och mindre komplicerat alternativ för att åtgärda internbelastning. Detta förutsätter dock att man undviker omfattande temperaturförändringar i bottenvattnet samt att man tar hand om det uttagna vattnet på ett sätt som inte påverkar nedströms liggande vattenförekomster negativt.
Metoden har använts sedan mitten av 1900-talet i ett flertal sjöar, framför allt i Centraleuropa [49].
Metodbeskrivning
Bortförsel av hypolimnionvatten innebär att man tappar bottenvattnet på höga fosfatkoncentrationer som annars ackumuleras nära sedimenten under skiktade förhållanden.
Hypolimnionavtappningen minskar även omsättningstiden på bottenvattnet om den utförs under en stagnationsperiod, vilket innebär att syrgasförhållandena vid botten kan förbättras. Internbelastningen motverkas därför från två håll: dels genom det direkta borttagandet av fosfor, dels genom att syreförhållandena förbättras så att fosfor åter kan bindas i sedimenten.
Hypolimnionvattnet kan föras nedströms genom häverteffekten eller genom aktiv pumpning. Alternativt pumpar man upp bottenvattnet och tar hand om det, t.ex. kan det användas till bevattning [50]. Utförseln av bottenvattnet bör dock ske på ett sådant sätt att vattennivån och skiktningen bibehålls [51], för att t.ex. fisk och andra djur som är beroende av ett skiktat, kallare vatten sommartid inte ska påverkas. Man kan kontrollera vattennivån genom att endast ta bort en vattenvolym motsvarande den årliga avrinningen från ytvattnet, eller genom att delvis kompensera uttaget med nytt vatten av bättre kvalitet.
Uttaget av bottenvattnet måste ske med en tillräckligt låg flödeshastighet för att inte orsaka blandning och därmed påverka skiktningen. För optimering bör röret som suger bottenvattnet placeras på ett djup med höga fosforkoncentrationer, så djupt som det är möjligt utan att vattensugningen stör sedimenten. Åtgärdens effekt ökar med mängden bottenvatten som avlägsnas, förutsatt att skiktningen och vattennivån behålls [51]. I de fall där man ska utnyttja häverteffekten får rörets slut mynna vid en lägre nivå än vid intaget.
Lokalisering
Avtappning och pumpning av hypolimnionvatten kan användas som restaureringsmetod i skiktade insjöar där stora mängder fosfor ackumulerats i hypolimnion [49]. Även avgränsade havsvikar med stabil skiktning kan pumpas på bottenvatten.
Metoden har beskrivits som användbar i djupa, skiktade och relativt små sjöar [52] men olämplig för oskiktade sjöar som inte utvecklar ett stabilt djupvattenlager med höga fosforkoncentrationer [49, 53].
Vid pumpning är det viktigt att man utreder lokala förutsättningar för omhändertagande av vattnet. Vid bortledning av vattnet måste man utreda påverkan på recipient. Det kan därför vara aktuellt att behandla det avtappade vattnet, till exempel genom filtrering, innan det återförs till recipient.
Tidpunkt
Åtgärden bör utföras under de säsonger då koncentrationen av fosfor i bottenvattnet är som högst (sommar, höst och vinter) men innan vattnet blandas om och skiktningen försvagas av till exempel hårdare vindar på hösten [51, 52]. Avtappningen bör påbörjas under sommaren då vattnet är skiktat men innan hypolimnionvattnet hunnit bli anoxiskt och svavelväte och Fe2+ har ackumulerats i bottenvattnet [51].
Nackdelar och risker
Om vatten leds nedströms innebär det en ökad export av fosfor vilket ökar närsaltsproblematiken i vattenmiljön dit hypolimnionvattnet förs. Effekter som kan påverka recipient inkluderar övergödning, temperaturskillnad, ökad förbrukning av syre samt att dålig lukt kan utvecklas [49]. Dessutom föreligger risk för att giftiga ämnen kan ha ackumulerats i bottenvattnet.
Hypolimnionvattnet måste alltså hanteras på ett sådant sätt att det inte medför en risk för försämring av vattenkvaliteten nedströms åtgärden. Om vattenkvaliteten medger det är bevattning en möjlig lösning. I annat fall kan det vara nödvändigt med till exempel filterbehandling av det avtappade vattnet.
Man kan även behöva utreda effekterna av att pumpa upp bottenvattnet från insjöar för bevattning eller annat omhändertagande på land, för att undvika negativ påverkan från det näringsrika och i vissa fall saltare bottenvattnet. En sådan konsekvensanalys bör även innefatta analys av risken för kontamination av grundvatten om man avser sprida hypolimnionvattnet på land.
En betydande risk med hypolimnionavtappning är att temperaturen i hypolimnion ökar och skiktningen försvagas. Om detta sker kan syrebrist i bottenvattnet uppstå eller bli mer omfattande samtidigt som omblandningen i sjön ökar. En ökad omblandning under den produktiva delen av året kan resultera i förvärrad övergödning eftersom näringsämnen då kan transporteras uppåt i vattenmassan och stimulera algblomningar.
Metoden behöver upprepas under ett flertal år för att ge varaktig effekt men det kan vara svårt att beräkna hur många år åtgärden behöver upprepas för att minska den läckagebenägna fosforn till en nivå där man kan avsluta åtgärden.
Kombinationsmöjligheter
I sjön Kymijärvi i Finland pågår försök där det uppumpade vattnet behandlas med olika filtermaterial för att sedan ledas via en våtmark tillbaka till sjön.
Avtappat hypolimnionvatten kan i vissa fall användas för bevattning (se nedan). Det är även möjligt att kombinera åtgärden med filtrering av bottenvattnet för att avskilja näringsämnen innan det återförs.
Dokumenterade erfarenheter
I Bornsjön gjordes 2004 en pilotstudie där bottenvattnet pumpades bort för att minska internbelastning av fosfor [54]. Utpumpningen pågick under den skiktade perioden, juni–november, från Bornsjöns nordvästra bassäng vid utloppet till Mälaren. Ingen tydlig förändring av fosforhalterna kunde observeras i pilotstudien. Dock noterades en mer stabil konsumtion av syrgas, vilken tidigare varit accelerationsartad. En mer effektiv pump föreslogs ge bättre resultat. Perioden då åtgärden genomfördes var kort jämfört med försök som varat i flera år. En utvärdering gjordes 2012 för att utröna vilken metod som skulle vara mest lämplig för att minska internbelastningen i hela Bornsjön [55]. Pumpning av bottenvatten föreslogs vara en bättre åtgärd än både hypolimnionluftning (se avsnitt om syresättning nedan) och aluminiumfällning. Bland argumenten för pumpning av bottenvatten listades att Bornsjöns skiktning är stark, vilket minskar risken för omblandning, samt att det befintliga vattenreningsverket kan användas för att rena bottenvattnet.
Sjöar i bland annat södra Europa har behandlats med ett lyckat resultat avseende koncentrationen av totalfosfor. Studien av dessa sjöar visade att halten av totalfosfor i epilimnion var märkbart reducerad efter att avtappningen pågått i 2–3 år [51]. Åtgärden har även visats ge en minskad koncentration av fosfor i bottenvattnet i skiktade sjöar [49].
Metoden testas i dag i Dynestadsjön, längst in i Gamlebyviken som lider av omfattande övergödning och har en mycket begränsad omblandning [50]. De höga närsaltskoncentrationerna belastar även den angränsande havsviken. Näringsrikt bottenvattnen från Dynestadsjön har därför pumpats upp och sedan använts för att gödsla närliggande odlingsmark.
En laboratoriestudie gav goda resultat med avseende på tillväxt hos testgrödor som bevattnats med bottenvatten [56]. Under april–augusti 2018 bevattnades därför 50 ha åkermark och 10 ha betesmark med sammanlagt 59 760 m3 vatten från Dynestadsjön. Näringsinnehållet på 20 g kväve och 2 g fosfor per m3 innebar att ca 1 250 kg kväve och 125 kg fosfor togs upp under sommaren 2018. Näringen motsvarande ca 15 % av grödans behov och allt vatten, kväve och fosfor som pumpades upp togs också upp av grödan [57].
Näringsrikt och syrefattigt bottenvatten från Brunnsviken i Stockholm har under många år pumpats ut till Lilla Värtan för att minska utbredningen av syrefritt bottenvatten och därigenom minska läckaget av fosfor från bottnarna. Åtgärden har minskat fosforhalterna i Brunnsvikens bottenvatten och även i ytvattnet, men syrenivåerna var under 2017 fortsatt låga och svavelväte bildades i djupområdena. Åtgärden innebär även en förvärrad övergödning i Lilla Värtan [58].
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
Vid avtappning är det mycket viktigt att undvika att skiktningen bryts. Sker detta kommer åtgärden vara verkningslös, och det finns en risk att vattenkvaliteten till och med kan försämras pga. ökad transport av fosfor från bottenvattnet till ytvattnet.
4. Muddring
Muddring innebär att bottenmaterial i ett vattenområde tas bort. Det finns olika anledningar till att muddra. Det kan t.ex. gälla att säkra funktionen för en befintlig eller planerad vattenanläggning, sanera förorenade eller näringsrika sediment eller återställa naturvärden. Åtgärden beskrivs endast kortfattat i denna vägledning, eftersom detaljerade förutsättningar för muddring avhandlas i Havs- och vattenmyndighetens vägledning om muddring och hantering av muddermassor [59].
Metodbeskrivning
Vattenrikt sediment avlägsnas genom sugmuddring eller med hjälp av grävmaskiner. På detta sätt lyfts syretärande och fosforrikt material bort från det översta bottenlagret och följaktligen kan den interna fosforbelastningen minska.
I avrinningsprocessen kan sedimentets näringsinnehåll fällas ut i särskilda dammar på land, varpå det rena vattnet pumpas tillbaka till sjön. Om muddermassan är fri från miljögifter och tungmetaller kan den användas som jordförbättringsmedel. Om muddermassan däremot ska klassas som riskavfall måste den hanteras och deponeras säkert, vilket kan medföra stora kostnader.
Processen medför även att mängder av näringsrikt sediment och vatten måste tas om hand vilket kan utgöra en resurskrävande del av restaureringsarbetet.
För en lyckad restaurering bör muddringen genomföras relativt snabbt och angripa en majoritet av den bottenyta som täcks av sediment med en hög koncentration av läckagebenägen fosfor [60]. På så sätt undviker man att resuspenderat material från omuddrade områden sprids till de muddrade ytorna och återför problemen. För att muddringen ska föra bort de sedimentskikt som utgör källan till internbelastningen är det viktigt att man känner till på vilket sedimentdjup som koncentrationen av läckagebenägen fosfor är hög [60].
Lokalisering
Metoden kan användas i både grunda och djupa sjöar [61] där den interna fosforbelastningen är betydande och den dominerande källan till övergödningsproblematiken. Metoden lämpar sig bäst där botten innehåller ett identifierbart övre sedimentskikt med signifikant högre koncentration av läckagebenägen fosfor.
Tidpunkt
Muddring bör utföras utanför perioden när fisk vandrar eller leker i det berörda området [62].
Nackdelar och risker
Korrekt utförd är muddring en effektiv men dyr metod [14] [14]. Metoden innebär också att man på land behöver hantera muddermassor, medföljande innehåll av näringsämnen och eventuella miljögifter vilket också påverkar kostnaderna. Dessutom kräver muddringsarbeten stora områden till sedimentdammar. I avrinningsprocessen i dessa dammar kan fosfatet fällas ut med aluminium och vattnet kan pumpas tillbaka till sjön [63]. Muddring gör att sedimentet slammas upp i vattnet vilket, åtminstone temporärt, ökar näringsläckaget och kan missgynna såväl siktdjup som bottenfauna och undervattensvegetation [63]. Muddring riskerar också att frilägga djupare lager av läckagebenägen fosfor. Det är därför viktigt att analysera hur djupt ner i sedimenten som läckagebenägen fosfor föreligger, innan man påbörjar åtgärden. Åtgärden kan även öka läckage av metaller och organiska föroreningar som annars hade begravts permanent (se till exempel [64]).
Ovanstående beskrivning av nackdelar och risker är enbart att betrakta som komplettering till Havs- och vattenmyndighetens vägledning om muddring och hantering av muddermassor [59]. Läsaren hänvisas därför till denna för utförligare underlag om muddring.
Kombinationsmöjligheter
Muddring kan kombineras med biomanipulation. Denna kombination kan till exempel vara lämplig om restaurering av vattenväxter krävs efter muddringen.
Dokumenterade erfarenheter
Muddring har genomförts i flera sjöar och större dammar med skiftande resultat. Restaurering av Finjasjön i Hässleholm misslyckades, bland annat på grund av att sedimentdjupet för den mobila
fosforn var svårdefinierat och resuspension i den stora grunda sjön förflyttade näringsrikt sediment till de redan muddrade områdena [60].
I sjön Trummen utanför Växjö genomfördes muddring under 1970-talet för att åtgärda eutrofieringsproblemen. Restaureringen anses lyckad eftersom både fosforhalten och mängden alger minskade med 50–70 % [14, 63]. Däremot påverkades vegetationen i Trummen negativt och har fortfarande inte återhämtat sig. Vegetationen är viktig för att minska risken för algblomningar och restaureringsförsök pågår därför [65].
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
Det finns flera steg när det gäller utformning av ett muddringsprojekt. Här pekar vi bara på några viktiga saker som man ska beakta:
- När man bedömer till vilket djup man behöver muddra är det viktigt att man utgår från profilen av fosformassan i sedimentet och inte från fosforkoncentrationen. Enheterna massa (mg/cm3) och koncentration (mg/g torrvikt) är olika mått och det är massan och inte koncentrationen av fosfor som driver internbelastningen [83]. Oftast är koncentrationen av fosfor högst vid sedimentytan, men massan av fosfor kan vara högst i något djupare sedimentskikt. Detta beror på att de översta få cm sediment oftast har en mycket hög vattenhalt (ca 95 %), vilket innebär att det inte finns så många sedimentpartiklar och därför mindre fosformassa även om koncentrationen är hög. Koncentrationen anger hur mycket fosfor som finns bunden till sedimentpartiklarna, medan massan anger hur mycket fosfor det finns i en viss volym av sediment. Om t.ex. lagret 0–1 cm har en vattenhalt på 95 % och 4 mg/g fosfor i sedimentet medan lagret 1–2 cm har 90 % vatten och 2 mg/g fosforhalt, finns det samma fosformassa i de två lagren.
- Sediment har en hög vattenhalt. I övergödda sjöar med en hög halt av organiskt material i det översta sedimentskiktet har detta skikt ofta en vattenhalt på > 90 % i de zoner där sediment ackumuleras. Som jämförelse har filmjölk t.ex. en vattenhalt på ca 88 %. Man kan dra ett spår med en sked i en skål med filmjölk och se att spåret fylls på en gång. Även de yttre sedimentlagren kan flytta sig ganska enkelt och fort, så muddringen behöver utformas för att minska risken att spåren fylls med sediment från sidorna.
- Det kan finnas föroreningar i sedimentet som ska muddras bort, men de kan också finnas under muddringsdjupet, dvs. den nya sedimentytan. Det är därför viktigt att även analysera sedimentet som kommer att exponeras för vattnet efter åtgärden. Vissa tungmetaller bildar stabila ämnen under syrefattiga förhållanden. När de exponeras för syrgas efter muddring, kan de lösas upp och metallerna kan transporteras till vattenmassan. Det kan också finnas organiska föroreningar bland annat i djupare sedimentlager som man behöver ta hänsyn till.
- Det är viktigt att inte muddra bort alla frön i sjön eftersom fröerna behövs för att makrofyter ska kunna återetablera sig efter behandlingen. Detta hände i sjön Trummen i Växjö. Makrofyter är en viktig del av en sjös ekosystem, dessutom stabiliserar de sedimenten. Det finns mindre risk att fröer muddras bort om bara de första få cm av sediment behandlas, men om muddringsdjupet är >10–20 cm finns det risk att mängden makrofyter minskas kraftigt. Lågflödesmuddring lär därför innebära mindre risk att oavsiktligt muddra bort frön från makrofyter.
- Det finns även risk att bottenfauna muddras bort och dödas, så det är viktigt att ta hänsyn till detta och spara områden för bottenfaunan att överleva och återetablera sig. Även för bottenfauna kan lågflödesmuddring vara mer skonsam än konventionell muddring.
5. Reduktionsfiske (biomanipulation)
Reduktionsfiske genomförs primärt för att öka betestrycket på växtplankton genom uttag av djurplanktonätande fiskar. Metoden är en vanlig åtgärd i övergödda sjöar [10]. Bottenlevande fiskar som letar föda i sediment har dessutom särskild betydelse för internbelastning av fosfor. Detta beror på att födosökandet blandar om det översta sedimentlagret vilket gör att mer mobil fosfor från sedimentet kan frigöras till vattenmassan [10, 66]. Fisket riktas vanligtvis mot så kallad vitfisk, dvs. karpfiskar som mört och braxen.
Metodbeskrivning
De senaste decennierna har det gjorts många försök att restaurera övergödda sjöar genom reduktionsfiske. En systematisk utvärdering av denna restaureringsmetod publicerades 2015 [10]. Metoden genomförs i sjöar där fiskpopulationens sammansättning domineras av vitfisk. Ett omfattande och riktat fiske genomförs med målet att decimera förekomsten av djurplanktonätande fisk samt fisk som födosöker i bottensediment. Bottenlevande fiskar som letar föda i sediment har särskild betydelse för internbelastning av fosfor då födosökandet blandar om det översta sedimentlagret vilket gör att mer mobil fosfor från sedimentet kan lösas upp i vattenmassan [9, 10, 66].
Det är vanligtvis karpfiskar som mört eller braxen som reduktionsfiskas och det finns ett positivt samband mellan storleken på fiskuttaget och åtgärdens effekt. Minst 80 % av vitfisken bör därför tas upp under en period på 1–3 år. I näringsrika sjöar kan detta motsvara ett uttag på upptill 200 kg/ha, men denna siffra varierar stort. Särskilt hög prioritet bör ges åt riktat fiske mot braxen med målsättning att man vid provfiske fångar färre än 20 braxnar per nät, samt högst 15–20 % abborre (>10 cm) i förhållande till vitfiskbeståndet. Dessutom bör undervattensvegetation på sikt täcka minst 25 % av sjöbotten [67].
Rätt utfört kan reduktionsfiske resultera i signifikant positiva resultat på vattenkvaliteten under tiden för utfiskning samt ett antal år därefter [10, 68]. Under utförandet bör man sträva efter att släppa tillbaka eventuell bifångst av rovfisk eftersom dessa bidrar till att minska dominansen av karpfisk. Man bör också beakta möjligheten till fiskvandring mellan sjöar i avrinningsområdet när man planerar inför ett reduktionsfiske. Åtgärdens effektivitet kan till exempel påverkas negativt om det förekommer massmigration av karpfiskar mellan närbelägna sjöar [69]. Det finns olika fångstmetoder, och vilken metod man bör välja beror på vilken fisk man riktar in sig på samt på de lokala förutsättningarna. Som exempel kan nämnas att man i Ringsjön (Höör, Hörby och Eslöv kommuner) främst använt sig av trålning och not men även bottengarn och ryssjor [67].
Möjligheten för makrofyter att återetablera sig över stora delar av sjöbotten är en viktig faktor för att reduktionsfisket ska ge varaktig effekt [84, 85].
Lokalisering
Metoden lämpar sig för vatten som domineras av djurplanktonätande (zooplanktivor) och bottenlevande fisk. Enligt en systematisk utvärdering som gjorts är reduktionsfiske mest framgångsrikt i små sjöar med kort omsättningstid och höga fosforhalter innan ingreppet [10].
Möjliga förklaringar till detta var enligt studien bland annat att det är lättare att avlägsna stora delar av fiskbeståndet i en mindre sjö. Varför omsättningstiden korrelerar med åtgärdens effekt är svårare att förklara. Tidigare studier menade dock att det snarare främst är grunda sjöar utan skiktning som är bäst lämpade för reduktionsfiske då potentialen för återkolonisering av makrofyter är större i sådana (se till exempel Mehner, 2002)9. I [9] saknas dataunderlag avseende skiktning för ca hälften av sjöarna i studien, vilket åtminstone delvis skulle kunna förklara skillnaden i slutsatserna. Åtgärdens effekt varierar således beroende på både utförandets omfattning och sjöns övriga egenskaper, men långvariga effekter har uppnåtts i såväl djupa, skiktade sjöar som grunda och väl omblandade sjöar.
Tidpunkt
Reduktionsfiske kan exempelvis påbörjas under våren med start strax efter islossningen, motsvarande före och under fiskens lekperiod, men det kan även genomföras med start i slutet på året om förutsättningar finns. Reduktionsfiske har även genomförts på vintern vid istäcke; man har då använt sig av notdragning. På sommaren kan det vara lämpligt att avbryta reduktionsfisket om det förekommer höga vattentemperaturer på ca 25 °C eller mer, detta för att undvika onödig stress hos rovfisk som tas upp som bifångst och behöver släppas tillbaka [70].
Nackdelar och risker
Åtgärden kan behöva upprepas med jämna mellanrum för att upprätthålla den förbättrade vattenkvaliteten, som annars kan påverkas av till exempel nyrekrytering av vitfisk, fortsatt läckage av ackumulerad fosfor från sediment, otillräckliga åtgärder för att reducera den externa näringsbelastningen eller underrepresentation av makrofyter [10, 66, 71]. Bristfällig tillgång på långvariga mätningar gör att det dessutom är svårt att dra slutsatser kring biomanipulationens effekter på längre sikt än tre år efter åtgärdens start. Det finns dock fall där åtgärden gett effekt i ett årtionde eller mer [10].
Det är viktigt att man använder selektiva redskap som möjliggör att man endast tar bort den fisk som åtgärden riktar sig mot, annars riskerar åtgärden att motverka sitt syfte.
Kombinationsmöjligheter
I samband med reduktionsfiske sätter man ibland ut rovfisk för att ytterligare minska dominansen av karpfiskar. Att enbart sätta ut rovfisk har dock inte visats resultera i signifikanta förbättringar för vare sig siktdjup eller klorofyllhalt [10].
Reduktionsfiske kan vara lämplig att kombinera med metoder för permanent fastläggning av fosfor, såsom aluminiumfällning [25, 69]. I samband med restaurering av Barnarpasjön (Jönköpings kommun) ska den planerade lågflödesmuddringen kompletteras med reduktionsfiske [72].
Dokumenterade erfarenheter
Reduktionsfiske har utförts i många sjöar under lång tid. Nedan följer några aktuella exempel.
I Ringsjön har man reduktionsfiskat under åren 1988–1992 och därefter kontinuerligt sedan 2005, med ett totalt upptag på drygt 1 100 ton vitfisk efter 2005. Detta har resulterat i märkbara förbättringar i vattenkvaliteten. Närsaltskoncentrationerna är lägre än innan åtgärden påbörjades och signifikanta förbättringar i både siktdjup och utbredning av makrofyter har uppnåtts. Man har även konstaterat att algblomningarna har blivit mindre intensiva och mängden djurplankton har ökat. Samtidigt konstateras ett behov av fortsatt underhållsfiske för att möjliggöra en fortsatt expansion av undervattensväxter.
Växjö kommun har under 2016–2018 bedrivit reduktionsfiske i de tre stadsnära sjöarna Trummen, Växjösjön och Södra Bergundasjön. Totalt togs ca 200 ton fisk upp ur sjöarna och insatsen har resulterat i förbättrad vattenkvalitet i samtliga sjöar. Graden av förbättring skiljer sig mellan sjöarna, vilket förklaras av att internbelastningens omfattning skiljer sig. För Trummen bedöms reduktionsfiske vara en tillräcklig åtgärd, men i Växjösjön och Södra Bergundasjön har åtgärden kompletterats med aluminiumfällning. Den totala kostnaden för reduktionsfisket uppgick till ca 3,5 miljoner kronor. Merparten av fångsten lämnades till Växjö kommuns biogasanläggning och marknadsvärdet av den producerade biogasen uppskattades till ca 0,7 miljoner kronor. Varken detta värde eller klimatnyttan av biogasproduktionen har vägts in i åtgärdens totalkostnad [69].
I Vallentunasjön har reduktionsfiske pågått sedan 2010 men det har inte resulterat i tydliga förbättringar av vattenkvaliteten, se till exempel [73]. En anledning kan vara den kraftiga internbelastningen i sjön, som ökar totalfosforhalten i sjöns vattenmassa fyra gånger under vår och försommar. Totalt har 195 ton vitfisk bärgats. Fångsten motsvarar en stor del av den fosfor som lämnar sjön via utloppet, antaget att fosforinnehållet i vitfisken var så pass högt som 0,7–1 % av våtvikten. Den extra fosforexporten från sjön i form av fiskbiomassa bedömdes kunna påskynda sjöns utveckling mot ett mindre övergött tillstånd [73].
I Danmark och Nederländerna har många sjöar genomgått reduktionsfiske och en sammanställning av mer än 70 projekt i mestadels grunda och övergödda sjöar publicerades 2007 [71].
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
Det finns en risk att man genom åtgärden tar bort för mycket vitfisk, vilket i kombination med en minskning av halten näringsämnen kan försvåra för rovfiskar att hitta tillräckligt mycket föda. Genom åtgärden minskas nämligen mängden växtplankton vilket kan ge en kaskadeffekt genom födokedjan. Tyvärr finns det inte mycket information om hur ett fisksamhälle behöver se ut efter åtgärder för att minska stressen på rovfiskar. Vi vet bara hur ett sådant samhälle ser ut under naturliga förhållanden när det råder balans. En möjlighet är att man uppskattar sjöns naturliga bärförmåga av fiskbiomassa (dvs. om sjön inte var påverkad av övergödning) och utgår från detta när man uppskattar mängden vit- och rovfisk som kan tas bort genom reduktionsfiske.
6. Omblandning
Metoden går ut på att omblanda vattenpelaren för att få syresatt vatten genom hela sjön och därmed få högre syrgaskoncentration i bottenvattnet. Detta syftar till att öka fasthållningen av fosfor i sedimenten. Omblandningen kan dock orsaka ökad primärproduktion av växtplankton och det saknas framgångsrika exempel på metodens tillämpning. Metoden samt den underliggande principen har under senare decennier ifrågasatts.
Metodbeskrivning
Omblandning sker med hjälp av en pump som trycker ned luft eller syrerikt vatten till ett djup under språngskiktet eller nära botten. Pumpat vatten eller luft stiger genom vattenmassan och inducerar ett vertikalt flöde samtidigt som det orsakar turbulens och blandning med det omgivande vattnet. Utöver pumpar kan exempelvis propellrar användas för att skapa en vertikal rörelse och turbulens i vattnet och på så sätt blanda vattenpelaren. I skiktade vatten krävs mer kraft för att blanda om. Åtgärden kan även syfta till att förhindra skiktning i oskiktade vatten.
Metoden används för att blanda om hela vattenmassan, främst under vintern. Syftet är att förebygga syrebrist vid sedimentytan för att möjliggöra att fosforn binds naturligt till sedimenten. Erfarenheter har dock visat att effekten av omblandning i sjöar kan bli att primärproduktionen i stället ökar [14, 53].
Lokalisering
Metoden har en möjlig potential i vatten där botten har förutsättningar för att fastlägga fosfor (till exempel sediment som innehåller löst reducerat järn) då syreförhållandena vid botten förbättras. Åtgärden har inte gett tillfredsställande resultat i kraftigt övergödda sjöar [74].
Tidpunkt
Metoden har använts på olika sätt under olika årstider. Omblandning av hela vattenmassan kan ske med en relativt liten insats under hösten eller vintern då skiktningen är svagare. I sjöar har metoden exempelvis implementerats dels genom att man använt fler pumpar på sommaren för att bryta skiktningen [75], dels genom ett minskat luftflöde för att behålla skiktningen och därigenom förhindra läckage av näring till ytligare vattenlager under sommaren [74]. Inget av dessa försök gav någon effekt på internbelastningen.
Nackdelar och risker
Det har förekommit fall då metoden använts i sjöar utan att förbättra internbelastningen och i stället resulterat i ett ökat flöde av fosfor från botten [74, 75]. Omblandningen kan öka temperaturen i hypolimnion och dessutom orsaka resuspension vid botten vilket ökar möjligheten för att fosfor och andra föroreningar frigörs i vattenmassan. Omblandningen kan dessutom periodvis förstärkas i ytligare vattenlager av kraftiga vindar. Resuspension orsakas särskilt i grunda områden som blandas mer av vind.
Omblandningen kan förvisso öka inbindningen av fosfor till oxiderat järn men riskerar samtidigt att orsaka att mer fosfor frigörs från sediment. Detta sker genom ökad mineralisering pga. den ökade syretillgången och på så sätt öka tillgången till fosfor för primärproduktionen. Om temperaturen dessutom ökar, ökar även mineraliseringshastigheten [60]. Detta innebär att fosforn förflyttats temporärt för att sedan åter sedimentera tillsammans med biomassan, så att problemet med internbelastningen och övergödningen kvarstår. Metoden har därför förknippats med många möjliga risker, som till exempel ökad mängd totalfosfor och algblomningar, vid användning i sjöar [14].
Omblandning kan inte förväntas leda till permanenta positiva effekter i sig utan måste pågå kontinuerligt, och åtgärdens potential är ifrågasatt [74, 75]. Det krävs dessutom stora mängder energi för att under lång tid pumpa stora mängder vatten eller luft vertikalt.
Kombinationsmöjligheter
Omblandning kan motverka effektiviteten av andra metoder, och att kombinera åtgärden med andra metoder i sjöar rekommenderas därför inte [14].
Dokumenterade erfarenheter
En utvärdering av omblandning i Lake Sempach och Lake Baldegg under en 10-årsperiod har visat att fosforflödet från botten inte minskade trots att syrgasförhållandena vid botten förbättrades [74]. Liknande observationer har nyligen gjorts i Finland. Omblandning med hjälp av en pump i sjön Tuusulanjärvi har skett sedan 1998 men utan att ge effekt på den interna belastningen av fosfor. Tvärtom resulterade omblandningen i att fosforflödet från sedimenten accelererade, trots förbättrade syrgasförhållanden [75].
7. Syresättning
Metoden att tillföra syre till syrefattigt bottenvatten har använts i sjöar sedan mitten av 1900-talet. Syftet med åtgärden är att syresätta bottenvattnet så att botten ges tillgång till syre och därmed kan binda fosfor vid sedimentytan. Åtgärden utförs genom att på olika sätt låta bottenvatten komma i kontakt med syrgas eller luft. Metoden kan ses som symptomlindring snarare än en åtgärd mot orsakerna till internbelastningen.
Metodbeskrivning
Syresättning används i sjöar där fosforläckaget från botten kontrolleras av huruvida järn i sedimenten är oxiderat eller ej [76]. Åtgärden består i att låta vattnet i hypolimnion komma i kontakt med ren syrgas (syrgassättning) eller luft (hypolimnionluftning) och därefter lösa upp syret.
Syresättning av bottenvattnet sker genom att man tillför ren syrgas till hypolimnion. Metoden att använda ren syrgas är vanlig eftersom syrgas har en högre löslighet än luft, och metoden genererar därför ett högt upptag av syre i bottenvattnet. Att tillföra syrgas i stället för luft har fler fördelar, som till exempel mindre turbulens eftersom den höga lösligheten gör att endast ett litet flöde av syrgas behövs.
Syrgas kan tillföras bottenvattnet genom ett pumpsystem som pumpar syrgas från en behållare ner genom ett rör som mynnar i hypolimnion. Där stiger syrgasen och blandas med bottenvattnet tills det når en nivå med lika densitet, där det sedan sprider sig horisontellt. För att behålla skiktningen krävs då att syrgas-bottenvattenblandningen inte stiger ovanför språngskiktet. Ett annat sätt att tillföra syre är att låta en kontaktkammare vara nedsänkt i vattnet.
Kontaktkammaren har tillgång till syrgas som bubblas genom kammaren där bottenvattnet pumpas igenom och på så sätt kommer i kontakt med syre. Dessutom kan syrgas tillföras genom att man pumpar upp bottenvatten på land, injicerar syrgas, och sedan för vattnet tillbaka ner till botten. Metoden har beskrivits som fördelaktig jämfört med hypolimnionluftning [77].
Hypolimnionluftning är en metod som bygger på liknande principer som syrgassättning. Luftningen görs genom att bottenvatten lyfts upp till ytan med pump eller med tryckluft så att det kommer i kontakt med syre i luften. Sedan förs vattnet åter ner mot botten. Tryckluft kan användas för att pressa bottenvatten upp genom en tub. Bottenvattnet och luften blandas därefter i tuben så att vattnet syresätts innan det förs tillbaka ner till hypolimnion. Bottenvattnet lyfts antingen hela vägen upp till ytan eller bara delvis. Hypolimnionluftning kan också utföras genom att man bubblar komprimerad luft i hypolimnion.
Om metoden dimensioneras rätt ger den möjlighet att bibehålla en sval temperatur i bottenvattnet och därmed en bestående temperaturskiktning. Att bibehålla skiktningen ses som fördelaktigt för att inte fosfor ska cirkulera från bottenvattnet till ytliga lager [76].
Lokalisering
Syresättning kan ge en viss minskning av fosfor i hypolimnion i skiktade sjöar med tillräcklig vattenvolym i hypolimnion [76]. Metoden bör undvikas i grunda sjöar där skiktningen är svag [52].
Det ligger utanför vägledningens omfattning att ange vid vilken specifik vattenvolym eller djup som åtgärden är lämplig eftersom detta måste undersökas och beräknas för varje enskilt fall.
Det är lämpligt att genomföra en undersökning av sedimentet i fråga för att analysera hur mycket fosforbindande material som finns tillgängligt och i vilken form. Syresättning bör inte genomföras i vatten där det föreligger risk för att miljögifter mobiliseras som en följd av åtgärden.
Tidpunkt
I finska sjön Tuusulanjärvi har hypolimnionluftning testats dels under vintern, dels under sommaren, dock utan att förbättra internbelastningen vid något av tillfällena [75].
Nackdelar och risker
För att lyckas syresätta bottenvattnet med hypolimnionluftning kan det behövas en hög cirkulation i luftningssystemet. Detta kan medföra turbulens vilket kan orsaka resuspension vid botten. Dessutom kan turbulensen orsaka en blandning av vattenmassan och förstöra skiktningen. Det är därför viktigt att syresättnings- eller luftningssystemet är rätt dimensionerat. Om tekniken är feldimensionerad kan åtgärden bidra till att fosfor sprids från bottenlagret till ytlagret [76].
Hypolimnionluftning kan beskrivas som en metod som minskar symptomen av internbelastning, snarare än en metod som innebär ett faktiskt uttag av fosfor, vilket t.ex. avtappning av bottenvatten gör [78]. En liknande slutsats har dragits från 10 år av restaurering i två schweiziska sjöar, där komprimerad luft tillfördes hypolimnion under vintern och syrgas tillfördes sommartid. Åtgärden lyckades inte påverka sjöbottens förmåga att permanent fastlägga fosfor och ansågs därför inte ha någon långvarig effekt [74].
Det är viktigt att undersöka om syresättning kan orsaka mobilisering av miljögifter, om det finns anledning att misstänka att det finns sådana ämnen i sedimenten.
Kombinationsmöjligheter
I Danmark har metoden kombinerats med reduktionsfiske [79].
Dokumenterade erfarenheter
Hypolimnionluftning är en vanlig metod för att restaurera sjöar i Finland och Danmark. Ungefär 100 finska sjöar behandlas med metoden. Den längsta luftningen har pågått i sjön Tuusulanjärvi sedan tidigt 1970-tal och åtgärden betraktas av allmänheten närmast som oumbärlig [80]. En utvärdering av åtgärden har dock visat att internbelastningen inte har minskat i Tuusulanjärvi, trots 40 år av behandling med olika luftningsmetoder [75]. I Danmark har hypolimnionluftning använts i 4–5 sjöar, ofta i kombination med reduktionsfiske och tillförsel av rovfiskar [79].
I Bornsjön, reservvattentäkt i Stockholm, har hypolimnionluftning tillämpats under sommartid i den östra bassängen sedan 1987. Åtgärden avbröts 2004 och då observerades en drastisk ökning av mängden fosfor i bottenvattnet, till följd av att syreförhållandena vid sedimentytan försämrades. Förändringen indikerade att fosfor som ackumulerats i sedimenten kan läcka ut i vattnet så fort luftningen avbryts. Därför bedömdes hypolimnionluftning inte kunna utgöra en långsiktigt hållbar åtgärd i Bornsjön [55].
Viktigt att ta hänsyn till vid utformning av åtgärden
För att syresättning ska ha önskad effekt är det viktigt att säkerställa att det finns tillräcklig bindningskapacitet i sedimentet för att kunna binda hela överskottet av läckagebenägen fosfor som finns där. Om så inte är fallet behöver man tillsätta aluminium- eller järnbaserat bindningsmaterial innan man påbörjar syresättningen.
Tidigare studier har visat att det måste finnas tillräckligt mycket järn för att kunna binda läckagebenägen fosfor och förhindra internbelastning från sedimentet under syrerika (oxiska) förhållanden (t.ex. [86]). En grov uppskattning är att kvoten mellan totaljärn och totalfosfor i sedimenten behöver vara högre än 15 för att syresättningen ska ge önskad effekt.
Man kan behöva genomföra ett antal försök med sedimentprover på laboratorieskala för att förvissa sig om att åtgärden kommer att fungera. En metod för att testa lämpligheten av åtgärden är att tillsätta fosfor till sedimentprover (översta 4–10 cm sediment) i ökade mängder. Med denna metod kan man beräkna jämviktskoncentrationen av fosfor (EPC0) under syrerika förhållanden, dvs. koncentrationen av fosfor i sjövatten där sedimenten varken binder eller läcker fosfor. Om referenskoncentrationen av fosfor (målet) man vill nå är högre än denna koncentration, skulle syresättning troligtvis lyckas. Om däremot referenskoncentrationen är lägre jämfört med jämviktskoncentrationen finns det risk att fosfor kommer att fortsätta frisättas även efter syresättning.
Man måste också beräkna syrgasförbrukningen för att kunna beräkna hur mycket syrgas eller luft som krävs för att syresätta vattnet ordentligt. Här kan man göra ett laboratorieförsök med sedimentkärnor med vatten ovanpå för att mäta hur mycket och fort den tillsatta syrgasen förbrukas. Syrgasförbrukning i sedimentet är vanligtvis den största delen av den totala syrgasförbrukningen, men förbrukningen sker även till viss del i sjövattnet.
Även vid rätt dimensionering av åtgärden är det viktigt att komma ihåg att flera dokumenterade erfarenheter visar att åtgärden inte har lyckats att permanent fastlägga fosfor och att den därför inte har någon långvarig effekt efter att syresättningen slutar.
8. Referenser
[1] Schütz, J., Rydin, E. & Huser, B., ”A newly developed injection method for aluminum
treatment in eutrophic lakes: Effects on water quality and phosphorus binding
efficiency”, Lake and Reservoir Management, 2017.
[2] Steinman, A., Rediske, R. & Reddy, R. K., ”The reduction of internal phosphorus loading
using alum in Spring Lake, Michigan”, Journal of Environmental Quality, vol. 33, pp.
2040-2048, 2004.
[3] Huser, B. J., Egemose, S., Harper, H., Hupfer, M., Jensen, H., Pilgrim, K. M., Reitzel, K.,
Rydin, E. & Futter, M., ”Longevity and effectiveness of aluminum addition to reduce
sediment”, Water Research, 97, pp. 122-132, 2016 b.
[4] Rydin, E. & Welch, E., ”Dosing Alum to Wisconsin Lake Sediments Based on in vitro
Formation of Aluminum Bound Phosphate”, Journal of Lake and Reservoir
Management, vol. 15, nr 4, pp. 324-331, 1999.
[5] Jensen, H., Reitzel, K. & Egemose, S., ”Evaluation of aluminum treatment efficiency on
water quality and internal phosphorus cycling in six Danish lakes”, Hydrobiologia, vol.
751, nr 1, pp. 189-199, 2015.
[6] Rydin, E., Huser, B. & Welch, E., ”Amount of phosphorus inactivated by Al treatments in
Washington lakes”, Limnol. Oceanogr., vol. 45, nr 1, pp. 226–230, 2000.
[7] Rydin, E., ”Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment”, Water Research,
vol. 34, nr 7, pp. 2037-2042, 2000.
[8] Huser, B. J., ”Variability in phosphorus binding by aluminum in alum treated lakes
explained by lake morphology and aluminum dose”, Water Research, vol. 46, pp. 4697-
4704, 2012.
[9] Huser, B. J., Bajer, P. G., Chizinski, C. J. & Sorensen, P. W., ”Effects of common carp
(Cyprinus carpio) on sediment mixing depth and mobile phosphorus mass in the active
sediment layer of a shallow lake”, Hydrobiologia 763, pp. 23-33, 2016 a.
[10] Bernes, C., Carpenter, S. R., Gårdmark, A., Larsson, P., Persson, L., Skov, C., Speed,
J. D. M. & Van Donk, E., ”What is the influence of a reduction of planktivorous and
bentivorous fish on water quality in temperate eutrophic lakes?”, Environmental
Evidence 4:13, 2015.
[11] Huser, B. J. & Köhler, S., ”Potential toxicity and chemical processes of aluminium
addition for sediment phosphorus control in Östhammarsfjärden”, Swedish University of
Agricultural Sciences, Sweden, 2012.
[12] Jensen, H. S., Egemose, S. & Andersen, F. Ø., ”Restaurering af danske søer med
aluminium”, Vand og Jord, pp. 47–50, 2016.
[13] Växjö kommun, Samrådsunderlag – aluminiumbehandling av bottensediment i sjöarna
Växjösjön och Södra Bergundasjön, 2015.
[14] Cooke, G. D., Welch, E. B., Peterson, S. A. & Nichols, S. A., Restoration and
management of Lakes and Reservoirs. 3rd edition, Boca Raton: CRC Press, 2005.
[15] Länsstyrelsen i Jönköpings län, ”Utvärdering av labilt aluminium –
kalkningsverksamheten i Jönköpings län”, Länsstyrelsen i Jönköpings län, Jönköping,
2009.
[16] Huser, B. J. & Rydin, E., ”Phosphorus inactivation by aluminum in Lakes Gårdsjön and
Härsvatten sediment during the industrial acidification period in Sweden”, Canadian
Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, vol. 62, nr 8, pp. 1702–1709, 2005.
[17] Huser, B. J., ”Phosphorus binding by aluminium in sediment: A tool for restoring water
quality in the Baltic Sea and other brackish surface waters”, SLU Rapport 2014:05,
2013.
[18] Reitzel, K., Jensen, H. S. & Egemose, S., ”pH dependent dissolution of sediment
aluminum in six Danish lakes treated with aluminum”, Water Research, vol. 47, pp.
1409–1420, 2013.
[19] Wauer, G. & Teien, H-C., ”Risk of acute toxicity for fish during aluminium application to
hardwater lakes”, Science of the Total Environment, vol. 408, pp. 4020–4025, 2010.
[20] Poleo, A., Östbye, K., Öxnevad, S., Andersen, R., Heibo E. & Völlestad, L., ”Toxicity of
acid aluminum-rich water to seven freshwater fish species: a comparative laboratory
study”, Environmental Pollution, vol. 96, nr 2, pp. 129-139, 1997.
[21] Kumblad, L. & Rydin, E., ”Levande kusts vitbok 1.0”, BalticSea2020, 2019.
[22] Kumblad, L., Rydin, E., Lilliesköld Sjöö, G. & Mörk, E., ”Fosforfällning för en förbättrad
skärgårdsmiljö – ett mesokosmförsök”, BalticSea2020, 2012.
[23] Svealands kustvattenvårdsförbund, ”Svealandskusten 2020”, Svealands
kustvattenvårdsförbund, Stockholm, 2020.
[24] Karlsson, M., Malmaeus, M. & Rydin, E., ”Åtgärder mot internbelastning av fosfor i
Hjälmaren – kostnad, nytta och konsekvenser”, IVL Svenska miljöinstitutet –
rapportnummer C 381, Stockholm, 2019.
[25] Jeppesen, E. et al, ”Biomanipulation as a Restoration Tool to Combat Eutrophication:
recent advances and future challenges”, Advances in Ecological Research, vol. 47, pp.
411-487, 2012.
[26] Huser, B. J., Futter, M., Lee, J. T. & Perniel, M., ”In-lake measures for phosphorus
control: The most feasible and cost-effective solution for long-term management of
water quality in urban lakes”, Water Research, 97, pp. 142-152, 2016 c.
[27] Lürling, M., Mackay, E., Reitzel, K. & Spears, B. M., ”Editorial – a critical perspective on
geo-engineering for eutrophication management in lakes”, Water Research, 97, pp. 1-
10, 2016.
[28] Gyllström, M., Larsson, M., Mentzer, J., Petersson, J. F., Cramér, M., Boholm, P &
Witter, E., ”Rapport 2016:19 Åtgärder mot övergödning för att nå god ekologisk status –
underlag till vattenmyndigheternas åtgärdsprogram”, De fem vattenmyndigheterna i
samverkan, Västerås, 2016.
[29] Stockholms stad, 2017-10-05. [Online]. Tillgänglig:
http://miljobarometern.stockholm.se/vatten/sjoar/langsjon/langsjon-reduktion-av-internfosforbelastning/
[30] Agstam-Norlin, O., Lannergård, E. E., Rydin, E., Futter, M. N. & Huser, B., ”A 25-year
retrospective analysis of factors influencing success of aluminum treatment for lake
restoration”, Water Research, vol. 200, p. 117267, 2021.
[31] Naturvårdsverket, 2017. [Online]. Tillgänglig: http://sverigesmiljomal.se/larandeexempel/
restaurering-av-overgodda-sjoar-i-vaxjo/.
[32] Rydin, E., Kumblad, L., Wulff, F. & Larsson, P., ”Remediation of a Eutrophic Bay in the
Baltic Sea”, Environmental Science & Technology 51 (8), pp. 4559-4566, 2017.
[33] Rydin, E. & Kumblad, L., ”Capturing past eutrophication in coastal sediments – towards
water-quality goals,” Estuarine, Coastal and Shelf Science, vol. 221, pp. 184–188, 2019.
[34] Svealands Kustvattenförbund, Resultat från karteringar 2001−2015 (p32−25).
Svealandskusten 2016. ISBN: 978-91-980325-4-3,
http://havet.nu/dokument/Svealandskusten2016.pdf. : (SKVVF), 2016.
[35] BalticSea2020, 2017-04-19. [Online]. Tillgänglig: http://balticsea2020.org/pressrum/601-
projektet-levande-kust-har-bidragit-till-en-friskare-bjornofjard.
[36] Robb M., Greenop B., Goss Z., Douglas G. & Adeney J., ”Application of Phoslock™, an
innovative phosphorus binding clay, to two Western Australian waterways: preliminary
findings”, Hydrobiologia, vol. 494, pp. 237–243, 2003.
[37] ”About PhoslockTM”, Phoslock Europe GmbH, [Online]. Tillgänglig:
http://www.phoslock.eu/en/phoslock/about-phoslock/
[38] Reitzel K., Andersen, F. Ø., Egemose, S. & Jensen, H. S., ”Phosphate adsorption by
lanthanum modified bentonite clay in fresh and brackish water”, Water Research, vol.
47, pp. 2787–2796, 2013.
[39] Ross, G., Haghseresht, F. & Cloete, T. E., ”The effect of pH and anoxia on the
performance of PhoslockTM, a phosphorus binding clay”, Harmful Algae, vol. 7, p. 545–
550, 2008.
[40] Schauser, I., Lewandowski, J. & Hupfer, M., ”Decision support for the selection of an
appropriate in-lake measure to influence the phosphorus retention in sediments”, Water
Research, vol. 37, pp. 801–812, 2003.
[41] PhoslockTM, ”Phoslock FAQ”, [Online]. Tillgänglig: http://www.phoslock.eu .
[42] Spears, B. M., Lürling, M., Yasseri, S., Castro-Castellon, A. T., Gibbs, M., Meis, S.,
McDonald, C., Mc Intosh, J., Sleep, D. Van Oosterhout, F., ”Lake responses following
lanthanum-modified bentonite clay (PhoslockTM) application: An analysis of water
column lanthanum data from 16 case study lakes”, Water Research, vol. 57, pp. 5930–
5942, 2013.
[43] Lürling, M. & Tolman, Y., ”Effects of lanthanum and lanthanum-modified clay on growth,
survival and reproduction of Daphnia magna”, Water Research, vol. 44, nr 1, pp. 309–
319, 2010.
[44] Watson-Leung, T., ”PhoslockTM Toxicity Testing with Three Sediment Dwelling
Organisms (Hyalella azteca, Hexagenia spp. and Chironomus dilutus) and Two Water
Column Dwelling Organisms (Rainbow Trout and Daphnia magna)”, Ontario Ministry of
the Environment, Etobicoke, 2009.
[45] Lürling, M., Waajen, G. & van Oosterhout, F., ”Humic substances interfere with
phosphate removal by lanthanum modified clay in controlling eutrophication”, Water
Research, vol. 54, pp. 78–88, 2014.
[46] Zeller, M. A. & Alperin, M. J., ”The efficacy of PhoslockTM in reducing internal
phosphate loading varies with bottom water oxygenation”, Water Research X , vol. 11, p.
100095, 2021.
[47] van Oosterhout, F. & Lürling, M., ”The effect of phosphorus binding clay (PhoslockTM)
in mitigating cyanobacterial nuisance: a laboratory study on the effects on water quality
variables and plankton”, Hydrobiologia, vol. 710, pp. 265–277, 2013.
[48] Meis, S., Spears, B. M., Maberly, S. C., O’Malley, M. B. & Perkins, R. G., ”Sediment
amendment with PhoslockTM in Clatto Reservoir (Dundee, UK): investigating changes
in sediment elemental composition and phosphorus fractions”, Journal of Environmental
Monitoring, vol. 27, pp. 123–131, 2011.
[49] Nürnberg, G. K., ”Lake responses to long-term hypolimnetic withdrawal”, Lake and
Reservoir Management, pp. 388–409, 2007.
[50] Västerviks Kommun, ”Övergödningen som en resurs. Genomförande av åtgärder för
minskat läckage av näringsämnen från Dynestadsjön till Gamlebyviken. Styrdokument
2013-2018”, 2013.
[51] Nürnberg, G. K., ”Hypolimnetic withdrawal as a lake restoration technique”, J. Environ.
Eng., 113, pp. 1006–1016, 1987.
[52] Bormans, M., Maršálek, B. & Jančula, D., ”Controlling internal phosphorus loading in
lakes by physical methods to reduce cyanobacterial blooms: a review”, Aquat Ecol, pp.
407–422, 2016.
[53] Nürnberg, G. K., ”Hypolimnetic withdrawal as a lake restoration technique: determination
of feasibility and continued benefits”, Hydrobiologia, vol. 847, nr TBD, pp. 4487–4501,
2020.
[54] Lindvall, A. & Ulén, B., ”Bortpumpning av sjöars bottenvatten för att minska
internbelastningen av fosfor, erfarenheter från Bornsjön”, Vatten, 61, pp. 183–192, 2005.
[55] Nürnberg, G.K. & LaZerte, B., ”Evaluation of hypolimnetic withdrawal as a possible
treatment for the Bornsjön Reservoir internal phosphorous load”, Stockholm, 2012.
[56] Västerviks kommun, Tema vatten i Västerviks kommun, Årgång 1, Nummer 1, 3 februari
2014.
[57] Västerviks kommun, ”Fördjupad uppföljning av projekt ’Övergödningen som en resurs’ –
delrapportering av bidrag ur Havs- och vattenmiljöanslaget”, 2019.
[58] ”Stockholms stad: Miljöbarometern”, 2017. [Online]. Tillgänglig:
http://miljobarometern.stockholm.se/vatten/kustvatten/brunnsviken/brunnsvikenforbattrad-
utpumpning-av-bottenvatten/
[59] Havs- och vattenmyndigheten, ”Muddring och hantering av muddermassor – vägledning
och kunskapsunderlag för tillämpningen (Rapportnummer 2018:19)”, Havs- och
vattenmyndigheten, Göteborg, 2018.
[60] Naturvårdsverket, ”Kan Östersjön restaureras? Utvärdering av erfarenheter från sjöar.
Rapport 5860”, 2008.
[61] Huser, B. J., Löfgren, S. & Markensten, H., ”Internbelastning av fosfor i svenska sjöar och
kustområden – en kunskapsöversikt och förslag till åtgärder för vattenförvaltningen”,
Rapport, Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för vatten och miljö, nr 2016:6, 2016 d.
[62] Naturvårdsverket, ”Muddring och hantering av muddermassor”, Miljörättsavdelningen,
Naturvårdsverket, Stockholm, 2010.
[63] Svensson, M. & Lindahl, J., ”Åtgärdsprogram för Ringsjön”, MS Naturfakta, 2002.
[64] Yu, J., Chen, Q., Zhang, J., Zhong, J., Fan, C., Hu, L., Shi, W., Yu, W. & Zhang, Y., ”In
situ simulation of thin-layer dredging effects on sediment metal release across the
sediment-water interface”, Science of The Total Environment, 658:501-509, 2019.
[65] Växjö. kommun, ”Vattenväxter Trummen – fältförsök 2014”, 2014.
[66] Søndergaard, M., Jensen, J. P. & Jeppesen, E., ”Role of sediment and internal loading
of phosphorous in shallow lakes”, Hydrobiologica, 509: 135–145, 2003.
[67] Nyström, P., Stenberg, M. & Ekoll, A. B., ”Reduktionsfiske i Ringsjön 2005–2017.
Fiskbeståndens utveckling och riktlinjer för fortsatta åtgärder”, Ringsjöns vattenråd,
2018.
[68] Meijer, M-L., de Boois, I., Scheffer, M., Portielje, R. & Hosper, H., ”Biomanipulation in
shallow lakes in The Netherlands: an evaluation of 18 case studies”, Hydrobiologica,
408/409, pp. 13–30, 1999.
[69] Hedrén, A. och Växjö kommun, ”Reduktionsfiske i Växjösjöarna – slutredovisning av ett
LOVA-projekt 2016–2018”, Växjö kommun, Växjö, 2018.
[70] Bergqvist, B. et al, ”Standardiserat elfiske i vattendrag – en manual med praktiska råd”,
SLU Aqua, 2014.
[71] Søndergaard, M., Jeppesen, E., Lauridsen, T. L., Skov, C., van Nes, E. H., Roijackers,
R., Lammens, E. & Portielje, R., ”Lake restoration: successes, failures and long-term
effects”, Journal of Applied Ecology, 44, pp. 1095–1105, 2007.
[72] Jönköpings kommun, ”Restaurering av Barnarpasjön”, 2014. [Online]. Tillgänglig:
https://www.jonkoping.se/byggabomiljo/naturvardochskotselavgronomraden/vattenochva
tmarker/overgodningivatten/barnarpasjonovergodning/restaureringavbarnarpasjon
[73] Gustafsson, A., Rydin, E. & Lindqvist, U., ”Vattenkvalitet och plankton i Vallentunasjön 2017. Utvärdering av effekter av biomanipulering”, Naturvatten i Roslagen AB. Rapport
2018:4, 2018.
[74] Gächter, R. & Wehrli, B., ”Ten Years of Artificial Mixing and Oxygenation: No Effect on
the Internal Phosphorus Loading of Two Eutrophic Lakes”, Environ. Sci. Technol., pp.
3659–3665, 1998.
[75] Horppila, J., Holmroos, H., Niemistö, J., Massa, I., Nygrén, N., Schönach, P., Tapio, P.
& Tammeorg, O., ”Variations of internal phosphorus loading and water quality in a
hypertrophic lake during 40 years of different management efforts”, Ecological
Engineering, pp. 264–274, 2017.
[76] Cooke, G. D., Welch, E. B., Peterson, S. & Nichols, S. A., 2016. Restoration and
management of lakes and reservoirs. CRC press.
[77] Beutel, M.W. & Horne, A., ”A Review of the Effects of Hypolimnetic Oxygenation on
Lake and Reservoir Water Quality”, Journal of Lake and Reservoir Management, pp.
285–297, 1999.
78] Nürnberg, G. K., ”Phosphorus release from anoxic sediments: what we know and how
we can deal with it”, Limnética, 1994.
[79] Liboriussen, L., Søndergaard, M. & Jeppesen, E., ”Sørestaurering i Danmark Del II:
Eksempelsamling”, Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet, vol. DMU nr 636,
p. 312 s, 2007.
[80] Schönach, P., Tapio, P., Holmroos, H., Horppila, J., Niemistö, J., Nygrén, N.A.,
Tammeorg, O. & Massa, I., ”Persistency of artificial aeration at hypertrophic Lake
Tuusulanjärvi: A sociohistorical analysis”, Ambio, pp. 865–877, 2017.
[81] Agstam-Norlin, O., Lannergård, E. E., Futter, M. N., & Huser, B. J., Optimization of
aluminum treatment efficiency to control internal phosphorus loading in eutrophic lakes.
Water Research, 185, 116150, 2020.
[82] Lürling, M., Waajen, G., & van Oosterhout, F., Humic substances interfere with
phosphate removal by lanthanum modified clay in controlling eutrophication. water
research, 54, 78-88, 2014.
[83] Pilgrim, K. M., Huser, B. J., & Brezonik, P. L., A method for comparative evaluation of
whole-lake and inflow alum treatment. Water research, 41(6), 1215-1224, 2007.
[84] Mehner, T., Benndorf, J., Kasprzak, P., & Koschel, R., Biomanipulation of lake
ecosystems: successful applications and expanding complexity in the underlying
science. Freshwater Biology, 47, 2453-2465, 2002.
[85] Hilt, S., Gross, E.M., Hupfer, M., Morscheid, H., Mählmann, J., Melzer, A., Poltz, J.,
Sandrock, S., Scharf, E., Schneider, S.A., & Weyer, K.V., Restoration of submerged
vegetation in shallow eutrophic lakes: a guideline and state of the art in Germany.
Limnologica, 36, 155-171, 2006.
[86] Jensen H.S., Andersen F.O., Importance of temperature, nitrate and pH for
phosphate release from aerobic sediments of four shallow eutrophic lakes, Limnol.
Oceanogr. 37: 577-589, 1992.
